Università degli studi di Pisa
Corso Di Laurea Magistrale in Biologia Marina
Caratterizzazione della qualità ecologica dei
popolamenti coralligeni macroalgali dell‟isola
dell‟Asinara e valutazione mediante l‟indice
ESCA
Relatori: Laureanda: Dott.ssa Giuseppina Pardi Patrizia Stipcich Dott. Luigi Piazzi
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Indice
Riassunto ……….3
Capitolo 1: Introduzione………..5
1.1 Il coralligeno in generale………... 5
1.2 I popolamenti del coralligeno……….8
1.3 Le pressioni antropiche sul coralligeno………13
1.4 Il coralligeno come indicatore ecologico………… 15
Capitolo 2: Scopo della tesi………18
Capitolo 3: Materiali e metodi………20
3.1 Sito di studio……….20
3.2 Campionamento………22
3.3 Valutazione dell‟indice di qualità ESCA…………..…24
3.3.1 Analisi delle immagini……….………24
3.3.2 Calcolo dell‟indice………27
3.4 Caratterizzazione dei popolamenti macroalgali.………31
3.5 Analisi PERMANOVA……….…….33
Capitolo 4: Risultati………...34
2 4.1.1 Struttura della biocenosi……….…34 4.1.2 Variabilità spaziale……….……35 4.1.3 Qualità ecologica (indice ESCA)…………...……37 4.2 Campionamento distruttivo………..……38 4.2.1 Popolamenti algali………...………38
Capitolo 5: Discussioni e conclusioni……..…41
Bibliografia………49
Allegati………..60
Ringraziamenti………..65
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Riassunto
Il coralligeno viene definito come una formazione biogenica generata principalmente da alghe calcaree incrostanti che crescono in condizione di scarsa luce (Ballesteros, 2006). Questo è considerato, insieme alle praterie di Posidonia oceanica, l‟habitat più importante del Mediterraneo (Ballesteros, 2006) grazie alla sua estensione, alla diversità delle specie, alla produttività e al ruolo che il coralligeno stesso ricopre nel ciclo del carbonato (Ballesteros, 2006; Laborel, 1961, 1987).
L‟obiettivo del presente studio è stato quello di determinare qualità, struttura e variabilità del coralligeno dell‟Isola dell‟Asinara, Sardegna. La qualità è stata determinata utilizzando l‟indice di qualità ambientale ESCA che si basa su tre descrittori: presenza/assenza ed abbondanza di taxa sensibili, diversità del popolamento ed eterogeneità del popolamento. Per giungere al calcolo dell‟indice è stato effettuato un campionamento fotografico utilizzando un disegno gerarchizzato.
La caratterizzazione dei popolamenti macroalgali che determina la struttura del coralligeno è stata resa possibile grazie ad un campionamento distruttivo mediante grattaggio totale. I campioni sono stati poi analizzati in laboratorio dove è stato calcolato il ricoprimento totale ed il ricoprimento di ogni singola specie; successivamente è stata stilata una lista floristica.
Infine, la variabilità a differenti scale spaziali è stata studiata grazie all‟analisi PERMANOVA utilizzando l‟indice di Bray-Curtis.
I risultati hanno mostrato una qualità ecologica mediamente “buona” con una leggera differenza tra i siti più settentrionali ed i siti più meridionali
4 dell‟Isola dell‟Asinara. I siti più settentrionali hanno mostrato una qualità ecologica “buona” mentre i siti più meridionali “elevata”.
Il campionamento distruttivo ci ha permesso di determinare 61 taxa algali, tra cui 43 Rhodophyta, 11 Ocrophyta e 7 Chlorophyta. Alcune specie sono tipiche dell‟habitat del coralligeno mentre altre specie si trovano anche in altri ambienti.
Infine la variabilità risulta essere maggiore ad una scala intermedia e piccola, rispetto ad una grande scala. Questa variabilità, confrontata con altri studi precedenti, risulta essere tipica del coralligeno.
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1. Introduzione
1.1 Il coralligeno in generale
Nel Mar Mediterraneo il sistema subtidale profondo è caratterizzato dall‟habitat del Coralligeno (Ballesteros, 2006) che si trova tra 20 e 120 m di profondità. Il coralligeno viene definito come una formazione biogenica generata principalmente da alghe calcaree incrostanti che crescono in condizione di scarsa luce (Ballesteros, 2006). Questo è considerato, insieme alle praterie di Posidonia oceanica, l‟habitat più importante del Mediterraneo (Ballesteros, 2006) grazie alla sua estensione, alla diversità delle specie, alla produttività e al ruolo che il coralligeno stesso ricopre nel ciclo del carbonato (Ballesteros, 2006; Laborel, 1961, 1987).
I popolamenti del coralligeno mostrano una struttura stratificata con Corallinales incrostanti che costituiscono un substrato secondario che facilita lo stabilirsi di una grande quantità di alghe perenni erette ed invertebrati marini sessili (Ballesteros, 2006).
Il coralligeno è comune nei fondali di tutto il Mar Mediterraneo con l‟eccezione di alcune zone del Mediterraneo orientale (Libano e Israele) (Ballesteros, 2006).
Le comunità del coralligeno possono svilupparsi su fondo roccioso o sabbioso in condizioni relativamente costanti di temperatura, salinità ed irraggiamento (Garrabou & Ballesteros, 2000).
Gli organismi animali e vegetali che crescono all‟interno di questo ambiente sono prevalentemente sciafili e nonostante sia più esteso nel piano circalitorale, il coralligeno si può trovare anche nel piano
6 infralitorale purché la luce sia sufficientemente ridotta da poter permettere la crescita delle alghe calcaree che producono l‟intera struttura. La luce è probabilmente il fattore ambientale più importante per lo sviluppo e la crescita della struttura del coralligeno dal momento che i suoi principali costruttori sono macroalghe che necessitano di luce per crescere ma che non sono in grado di sopportare alti livelli di irraggiamento (Pérès & Picard, 1964; Laubier, 1966). La comunità del coralligeno è, infatti, in grado di svilupparsi a valori di irradianza tra lo 0,05 % e il 3 % di quella superficiale (Ballesteros, 1992). Oltre alla quantità di luce è da considerare anche la qualità. La maggior parte della luce che giunge al coralligeno appartiene alle lunghezze d'onda blu e verde, con la dominanza della luce verde chiaro in acque relativamente torbide in inverno come acque continentali costiere e la luce blu dominante in estate, nelle zone aperte e nelle isole (Ballesteros, 1992). La profondità minima per la formazione del coralligeno dipende dall‟irraggiamento che raggiunge il fondo del mare. Sui pendii verticali nella zona attorno a Marsiglia la profondità minima raggiunge i 20 m, ma è molto più basso in altre zone come il Golfo di Fos dove le comunità del coralligeno è in grado di crescere in acque poco profonde (12 m) a causa della elevata torbidità dell‟ acqua legata alla bocca del Rodano. Generalmente la profondità minima è spostata verso acque più profonde nelle zone insulari, come la Corsica o le Isole Baleari, dove la trasparenza dell'acqua è molto elevata (Ballesteros & Zabala, 1993). Un altro fattore molto importante è il movimento dell‟acqua, in quanto il coralligeno si sviluppa in aree relativamente calme (Ballesteros & Zabala, 1993). Tuttavia, a causa delle differenti morfologie delle strutture appartenenti al coralligeno, il movimento dell‟acqua può agire
7 in maniera differente nei vari microambienti, così come accade anche per le lunghezze d‟onda della luce (Laubier, 1966).
Altro fattore fondamentale è la concentrazione dei nutrienti. I nutrienti disciolti in mare alle profondità del coralligeno seguono il pattern annuale descritto per le acque del Mediterraneo con valori più elevati in inverno e valori più bassi in estate. Le concentrazioni di nitrati e fosfati sono, inoltre, più elevate vicino alla costa dove sono presenti le foci dei fiumi, piuttosto che in mare aperto. La comunità del coralligeno sembra essersi adattata alle basse concentrazioni di nutrienti del mare aperto; alte concentrazioni di nutrienti influenzano notevolmente la specifica composizione della struttura, inibendo la costruzione del coralligeno ed aumentando il tasso di distruzione (Hong, 1980).
Riguardo temperatura e salinità, la maggior parte degli organismi che vive nella comunità del coralligeno è in grado di sostenere i tipici range delle acque del Mediterraneo. La temperatura sembra variare stagionalmente tra 12°C e 20⁰C, con piccole variazioni in base all‟area. La salinità è tra 37‰ e 38‰, con leggere variazioni tra la costa ed il mare aperto.
La morfologia del coralligeno dipende principalmente dalla profondità, dalla topografia e dalla natura dei principali costruttori algali. Possiamo distinguere due morfologie: banks e rims. Le banks sono strutture piatte, costruite sul piano orizzontale ed hanno uno spessore che va da 0,5 a 2-3 metri. Hanno spesso una struttura cavernosa con numerosi fori che portano ad una morfologia tipica. È molto probabile che queste strutture siano sempre cresciute su substrati rocciosi (Laborel, 1987). Le rims si sviluppano nella parte esterna di cave marine e pareti verticali,
8 solitamente in acque meno profonde rispetto alle banks. Lo spessore delle rims è molto più variabile e va da circa 20-25 centimetri a più di 2 metri, aumentando dalle basse alle alte profondità (Laborel, 1987).
1.2 I popolamenti del coralligeno
Le comunità del coralligeno costituiscono uno degli “hot spot” di diversità più importante del Mediterraneo, insieme alle praterie di
Posidonia oceanica (Boudouresque, 2004a). Il numero di specie non è
ancora stato stimato esattamente a causa della scarsità di studi che si occupano della biodiversità del coralligeno ma grazie alla ricca fauna (Laubier, 1966) ed alla complessità della struttura (Pérès & Picard, 1964; Ros et al., 1985) probabilmente ospita più specie di qualsiasi altra comunità mediterranea. Il coralligeno rappresenta uno degli habitat preferiti dai turisti subacquei a causa della grande diversità di organismi (Harmelin, 1993) appartenenti a gruppi tassonomici diversi come alghe, spugne, gorgonie, molluschi, briozoi, tunicati, crostacei e pesci. Inoltre, sono presenti numerosi organismi che sfuggono ad una osservazione superficiale che vivono in cavità all'interno della struttura del coralligeno e che costituiscono una comunità complessa dominata da organismi sospensivori (spugne, idrozoi, antozoi, briozoi, serpulidi, molluschi, tunicati). Le fessure più piccole e gli interstizi della struttura del coralligeno hanno un‟endofauna vagile, ricca e diversificata che comprende policheti e crostacei (Ballesteros, 2006).
Considerando gli invertebrati nella struttura del coralligeno si possono distinguere quattro differenti categorie in base alla loro posizione e al loro significato ecologico (Hong, 1982):
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Fauna che contribuisce alla formazione del coralligeno, che aiuta a sviluppare e consolidare la struttura creata dalle alghe calcaree. Ne fanno parte diversi briozoi, policheti, coralli e spugne. Comprendono il 24% del numero totale delle specie.
Criptofauna che colonizza i piccoli fori e le fessure della struttura. Questa categoria include molluschi, crostacei e policheti. Rappresenta il 7% delle specie totali.
Epifauna che vive nelle concrezioni ed endofauna che vive all‟interno di sedimenti trattenuti dalla struttura. Rappresentano il 67% del totale.
Specie erosive che rappresentano solamente l‟1% del totale.
La presenza e la quantità di animali possono variare notevolmente considerando la differenza tra i siti e le aree geografiche. L'abbondanza di sospensivori dipende principalmente dalla disponibilità di cibo (plancton, POC, DOC). Nelle zone più ricche di sostanza organica (ad esempio Golfo del Leone, zona Marsiglia) le gorgonie dominano la comunità, ma in acque oligotrofiche (ad esempio Isole Baleari, Mediterraneo orientale) spugne, briozoi e piccoli esacoralli sono i sospensivori dominanti.
Le relazioni biotiche, sia quelle trofiche che quelle legate ad interazioni dovute allo spazio, sono la principale forza che determina la struttura degli ecosistemi. Infatti, l‟intera struttura del coralligeno è influenzata dall‟interazione tra le alghe corallinacee incrostanti ed invertebrati costruttori sessili. Il risultato finale dell‟ecosistema non dipende solamente dalle principali specie costruttrici ma anche dalle specie scavatrici che sono in grado di cambiare la struttura.
10 Molte relazioni tra le specie presenti nelle comunità del coralligeno possono essere descritte come “associazioni”. Epibiosi, mutualismo, commensalismo e parassitismo possono dare un‟idea della complessità della comunità del coralligeno.
Riguardo le comunità vegetali, almeno 315 specie di macroalghe prosperano nella comunità sciafila delle acque profonde del Mediterraneo (Boudouresque, 1973) e la maggior parte di esse si trovano nel coralligeno. I popolamenti di alghe rinvenuti mostrano elevata biodiversità, con una media di 40 specie algali in 600 cm2. Le comunità macroalgali del coralligeno sono dominate da specie che presentano una relazione tra distribuzione e profondità. Una grande componente algale del coralligeno (tra il 33 ed il 48% del totale) comprende organismi endemici del Mediterraneo (Boudouresque, 1985).
Possiamo trovare alghe verdi (tra le quali Palmophyllum crassum,
Flabellia petiolata, Halimeda tuna e Valonia macrophysa), alcune alghe
brune (come Dictyota dichotoma, Dictyopteris polypodioides, Spatoglossum solierii, Zonaria tournefortii, Halopteris filicina, Phyllariopsis brevipes, Zanardinia prototypus, Laminaria rodriguezii) e
un gran numero di alghe rosse tra cui corallinacee incrostanti (come
Mesophyllum alternans, Lithophyllum frondosum e L. cabiochae) e
specie appartenenti a molti altri ordini (diverse specie dei generi
Peyssonnelia, Kallymenia, Halymenia, Sebdenia, Predaea, Eupogodon e Myriogramme, oltre a Neurocaulon foliosum, Acrodiscus vidovichii, Volubilis osmundaria, Phyllophora crispa, Rhodymenia ardissonei, Acrosorium venulosum, Rhodophyllis divaricata, Hypoglossum hypoglossoides, Polysiphonia banyulensis, Plocamium cartilagineum,
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Sphaerococcus coronopifolius, Erythroglossum sandrianum, e Aglaothamnion tripinnatum) (Boudouresque 1973, 1985; Ballesteros
1992, 1993).
Le popolazioni algali nell‟habitat del coralligeno differiscono tra loro su scala geografica in tutto il Mediterraneo; questo è il motivo principale per cui, anche se la diversità delle specie in un sito è piuttosto costante, la ricchezza algale complessiva del coralligeno, su una scala che copre tutto il Mediterraneo e in tutte le profondità esistenti, risulta essere enorme. Le alghe, sia le corallinacee incrostanti che le alghe verdi, solitamente dominano le superfici orizzontali e verticali, nonostante la loro abbondanza diminuisca con l‟aumentare della profondità ed il diminuire della luce. La distribuzione batimetrica del coralligeno varia da una profondità di 12-15 m a 30-35 m nel Golfo del Leone ma può raggiungere profondità superiori a 50 m nelle acque molto limpide e nelle acque insulari del Mediterraneo occidentale ed orientale. I ficologi distinguono due principali comunità in base ai livelli di luce che raggiungono il coralligeno.
In acque poco profonde Mesophyllum alternans domina solitamente nello strato incrostante basale e Halimeda tuna nello strato eretto superiore insieme ad altre alghe importanti come Peyssonnelia spp e
Flabellia petiolata. Il numero di specie è molto elevato (con la media di
76 specie in 1024 cm2) (Ballesteros, 2006).
In acque più profonde, con irradianze inferiori, la densità di Halimeda
tuna diminuisce ed altre alghe calcaree diventano dominanti
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rosa-marina). Sono inoltre presenti altre alghe della famiglia
Delesseriaceaee, alghe rosse a tallo laminare appartenenti ai generi
Kallymenia, Fauchea, Sebdenia, Rhodophyllis, Predaea e altre specie
come l‟alga verde incrostante Palmophyllum crassum. La copertura algale rappresenta il 122% della copertura totale, con la maggioranza di alghe incrostanti e con il 90% circa di corallinacee; il numero di specie è basso (circa 38 specie in 1600 cm2) (Ballesteros, 1992).
Sono state evidenziate differenze nella distribuzione e abbondanza delle specie anche in base all‟inquinamento delle acque.
Un ambiente incontaminato è dominato principalmente dalle Chlorophyta Halimeda tuna, Flabellia petiolata e Palmophyllum
crassum, dall‟Ocrophyta Zanardinia typus e dalle Rhodophyta Meredithia microphylla, Peyssonnelia spp., Osmundea pelagosae, Laurencia chondrioides e Acrodiscus vidovichii. Le specie più sensibili
sono H. tuna, Palmophyllum crassum, Z. typus e O. pelagosae, che tendono a diminuire o scomparire totalmente in aree altamente impattate. Anche Flabellia petiolata, M. microphylla, L. chondrioides, A. vidovichii e Peyssonnelia spp appartengono a taxa sensibili che diminuiscono in siti dove sono presenti specie invasive o in siti soggetti ad un elevato tasso di sedimentazione (Cecchi et al., 2014).
I siti soggetti a stress sono caratterizzati dalla presenza di turf o feltro. Il feltro è definito come uno spesso e denso intreccio di piccole macroalghe che intrappolano il sedimento; la composizione specifica di questo intreccio è estremamente variabile dal punto di vista morfologico, ecologico e sistematico (Airoldi, 2003). Le specie appartenenti al turf
13 possono distinguersi in relazione al tipo di fattore di stress: l‟alga rossa invasiva Womersleyella setacea, la specie nativa Antithamnion piliferum, l‟alga verde Cladophora prolifera sono presenti in siti soggetti ad un‟elevata sedimentazione, ad un‟elevata concentrazione di nutrienti e in siti caratterizzati dalla presenza di specie invasive; l‟alga verde
Pseudochlodesmis furcellata è molto abbondante in aree con un‟elevata
concentrazione di nutrienti; Heterosiphonia crispella, Polysiphoniafurcellata e Polysiphonia subulifera sono più abbondanti in
aree con un elevato tasso di sedimentazione (Cecchi et al., 2014).
1.3 Le pressioni antropiche sul coralligeno
Possiamo distinguere cinque principali cause di disturbo antropico che provocano sia una riduzione della ricchezza di specie che una diminuzione di specie sensibili, associate ad un aumento di specie tolleranti ed opportunistiche ed ad una diminuzione di β-diversità nel coralligeno:
1 Gli eventi su larga scala influenzano le comunità del coralligeno e sembrano essere legati ad anomalie climatiche ed idrografiche. Si pensa che la principale causa sia l‟aumento di temperatura delle acque del mare legato al riscaldamento globale. La maggior parte degli organismi presenti nel coralligeno sono in grado di sopportare queste variazioni solamente per tempi brevi; eventi di questa entità prolungati nel tempo possono creare morie di massa, in particolare di organismi sospensivori. A livello idrografico l‟aumento della concentrazione dei nutrienti nelle acque marine rappresenta una delle principali cause di disturbo indotte
14 dall‟uomo. Differenti attività umane come deforestazione, lavorazione dei campi, costruzione di impianti di acquacoltura possono influenzare direttamente o indirettamente la concentrazione di nutrienti nel mare (Carpenter et al., 1998). Una grande concentrazione di nutrienti rappresenta un importante fattore di condizionamento in quanto stimola, ad esempio, lo sviluppo di alghe a crescita rapida ed inibisce la crescita di specie perenni (Piazzi et al., 2011). Il cambiamento della struttura di un habitat può portare alla riduzione della complessità dell‟ecosistema e ad una maggiore omogeneizzazione biotica (Valiela et al., 1992).
2 Le acque reflue incidono profondamente sulla struttura delle comunità del coralligeno. In ambienti inquinati da acque reflue urbane ed industriali la biodiversità ed il numero di individui che favoriscono l‟accrescimento della struttura diminuiscono. I principali organismi soggetti a questo tipo di disturbo sono briozoi, crostacei ed echinodermi (Hong, 1980). Le acque reflue inducono l‟aumento dell‟abbondanza di specie altamente tolleranti a fattori inquinanti. Ioni ortofosfato, presenti in queste acque, sono in grado di inibire la calcificazione (Simkiss, 1964). Inoltre, è stato visto come la torbidità dell‟acqua ha effetti anche sulla degradazione e sull‟omogeneità del fitobentos (Cormaci et al., 1985).
3 La pesca a strascico è un‟altra causa di degrado del coralligeno ed è probabilmente il metodo di pesca più distruttivo non solo perché distrugge fisicamente la struttura del coralligeno ma anche perché influenza negativamente la produzione fotosintetica delle alghe erette ed incrostanti aumentando la torbidità ed il tasso di
15 sedimentazione. La pesca tradizionale e quella ricreativa hanno effetti solamente su specie di interesse economico. La pesca di questo tipo porta ad una diminuzione significativa della media del numero di determinate specie, producendo un cambiamento nella composizione del coralligeno.
4 L‟attività subacquea svolta non responsabilmente è un‟altra causa di degrado; il coralligeno è uno degli ambienti più belli del Mar Mediterraneo per le attività dei subacquei a causa della sua elevata biodiversità. Fortunatamente, questo tipo di disturbo colpisce solamente poche zone situate nei siti più frequentati.
5 Le specie esotiche invasive sono un altro motivo di disturbo poiché il loro numero è in aumento in tutto il Mediterraneo. Particolarmente pericolosa per le comunità del coralligeno è l‟alga rossa Womersleyella setacea, che forma un fitto tappeto di circa 1-2-cm sopra le corallinacee incrostanti, inibendo così la fotosintesi e la crescita dei principali costruttori di coralligeno (Airoldi et al., 1995). La crescita di questa specie può essere, inoltre, favorita dall‟aumento di sostanze nutritive rilasciate nel mare in seguito a differenti attività umane, come deforestazione, lavorazione dei campi, impianti di acquacoltura, scarico delle acque reflue (Piazzi
et al., 2011). Altre specie invasive che possono creare disturbo
alla comunità del coralligeno sono Caulerpa cylindracea, C.
taxifolia e Asparagopsis taxiformis.
1.4 Il coralligeno come indicatore ecologico
Realizzare e mantenere uno stato ecologico buono per le acque marine costiere sono obiettivi importanti della corrente legislazione Europea che
16 promuove la conservazione dei sistemi acquatici e lo sviluppo di strategie di gestione per l‟utilizzo sostenibile delle risorse marine, attraverso l‟applicazione della Water Framework Directive (WFD; EC, 2000) e della Marine Strategy Framework Directive (MSFD; EC 2008). Strumenti per valutare la qualità dello stato ecologico dei corpi d‟acqua e lo stato ambientale delle regioni marine, come bioindicatori ed indici ambientali, sono fondamentali per realizzare modelli ambientali da seguire e per proteggere le acque marine dal deterioramento.
Il coralligeno, grazie alle sue caratteristiche come l‟estensione, l‟elevata biodiversità, la produzione ed il ruolo svolto nel ciclo del carbonio (Ballesteros, 2006) è considerato, nell‟ambito della Marine Strategy Framework Directive, un “tipo di habitat speciale” la cui valutazione dello stato di qualità può contribuire alla definizione dello stato ambientale delle regioni o sub-regioni marine mediterranee (EC, 2008). A causa della loro condizione sessile, le macroalghe bentoniche, riconosciute come BQE (Elementi di Qualità Biologica) dalla WFD (EC, 2000), integrano gli effetti di un‟esposizione a lungo termine a sostanze inquinanti, che porta ad un conseguente cambiamento della struttura degli assemblaggi, con la diminuzione delle specie più sensibili e la loro sostituzione con specie tolleranti (Cecchi et al., 2014). Le macroalghe presenti nelle comunità del coralligeno sono state indicate, quindi, come uno degli elementi chiave da considerare per la determinazione dello stato di qualità ecologica dei corpi d‟acqua costieri nell‟European Water Framework Directive (Orfanidis et al., 2003; Ballesteros et al., 2007). Le comunità del coralligeno possono rappresentare un indicatore adeguato anche per gli impatti antropici in quanto risultano essere molto
17 sensibili a queste pressioni (Hong , 1983; Cinelli et al., 2007 ; Piazzi et
al., 2012).
Per valutare la qualità dello stato ecologico del coralligeno sono presenti differenti metodi: Coralligenous Assemblage Index (CAI) (Deter et al., 2012); COralligenous Assessment by Reef Scape Estimate index (COARSE) (Gatti et al., 2015); Ecological Status of Coralligenous Assemblages index (ESCA) (Cecchi et al., 2014).
L‟indice CAI è basato sulla percentuale di copertura di briozoi e specie costruttrici mediante campionamento fotografico (Deter et al., 2012a); il metodo COARSE integra informazioni biologiche, ecologiche e geomorfologiche ottenute attraverso tecniche di visual census (Gatti et
al., 2012).
L‟indice che verrà utilizzato in questo studio è l‟indice ESCA, calcolato tramite un metodo fotografico con metodologie non distruttive. Il campionamento fotografico permette l‟analisi di un grande numero di campioni ed è particolarmente importante in habitat profondi dove il tempo di resistenza sott‟acqua è limitato. Questo indice si basa su dati ottenuti da campioni fotografici quali: Sensitivity level (SL), α-diversità, β-diversità. Il valore SL è calcolato in base a dati di presenza/assenza ed abbondanza di taxa sensibili. L‟α-diversità rappresenta la diversità dell‟assemblaggio, calcolata come il numero di specie per campione (ricchezza di specie, S). Infine, la β-diversità rappresenta l‟eterogeneità dell‟assemblaggio calcolata come dispersione a livello dei centroidi. Questi descrittori sono in accordo con i requisiti richiesti dalla WFD (EC, 2000); sono facili da misurare ed ecologicamente rilevanti.
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2. Scopo della tesi
La tesi ha avuto come obiettivo la valutazione ecologica del Coralligeno dell‟isola dell‟Asinara con l‟utilizzo di un indice di qualità (ESCA) basato sul campionamento fotografico. Tale indice, come già accennato prima, prende in considerazione differenti descrittori come α-diversità, β-diversità, presenza/assenza di specie sensibili.
La qualità ecologica è stata valutata nelle zone B dell‟isola dell‟Asinara, zone a protezione generale, per valutare la risposta dei popolamenti del coralligeno allo stress antropico e per confrontarla con altre zone del Mediterraneo.
Considerando che non ci sono precedenti studi sul coralligeno dell‟Isola dell‟Asinara, è stata approfondita la composizione specifica della componente macroalgale, che contribuisce in maniera preponderante alla formazione del concrezionamento coralligeno e allo sviluppo della biocenosi ad esso associata, utilizzando un campionamento distruttivo; questo approfondimento è stato utile per la valutazione della qualità ecologica degli ambienti costieri profondi studiati e della biodiversità dei popolamenti del coralligeno dell‟isola dell‟Asinara.
E‟ stata, inoltre, calcolata la variabilità spaziale tra i diversi siti, aree e repliche.
Gli obiettivi sono stati raggiunti mediante due differenti disegni di campionamento gerarchizzati, idonei a valutare la variabilità spaziale dei popolamenti coralligeni e a separare tale variabilità da eventuali conseguenze di stress antropici.
19 I risultati concorreranno alla messa a punto di un protocollo di monitoraggio del coralligeno all‟interno dell‟Area Marina Protetta esportabile ad altre aree del Mediterraneo.
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3. Materiali e metodi
3.1 Sito di studio
Lo studio è stato condotto nell‟Isola dell‟Asinara. Quest‟isola, situata a Nord-Ovest della Sardegna (Fig.2), è stata aperta ai turisti il 27 dicembre 1997 dopo che il carcere presente sull‟isola è stato dismesso e l‟isola dell‟Asinara è stata riconsegnata alle autorità locali. Il Decreto Ministeriale del 13 agosto 2012 ha istituito l‟Area Marina Protetta dell‟Asinara che comprende 10.800 ettari e nell‟ottobre dello stesso anno è stato istituito anche il Parco Nazionale dell‟Asinara sull‟intera isola. L‟isola ha un‟estensione totale di 51 kmq e oltre 110 km di coste.
L‟area marina protetta dell‟isola dell‟Asinara si distingue in tre zone (Fig.1):
Zona A: area a protezione totale;
Zona B: area a protezione generale;
21 Figura 1. Cartina del Parco Nazionale dell'Asinara.
Le zone A, sottoposte alle misure di salvaguardia più severe, sono localizzate in tre aree: nel tratto di mare compreso tra Punta dello Scorno e Punta del Porco, nel tratto di mare compreso tra Punta l'Arroccu e Punta Galetta e nel tratto di mare compreso tra Punta Pedra Bianca e Punta Agnadda. Queste zone di riserva integrale coprono circa il 5% dell‟intera area protetta. La zona “B”, di riserva generale, circonda completamente l‟isola e le tre zone “A”, coprendo il 65% dell‟AMP. La zona “C”, vale a dire l‟area marina di riserva parziale, comprende una stretta fascia di mare delimitata all‟esterno dal perimetro dell‟AMP e
22 confinante, verso l‟interno, con la zona “B”, coprendo circa il 30% dell‟AMP. Il presente studio è stato svolto nella zona B.
3.2 Campionamento
I campioni sono stati effettuati in differenti punti dell‟Isola dell‟Asinara, nel periodo tra Aprile 2015 e Luglio 2015, ad una profondità tra i 30 e i 35 metri, profondità alle quali, nei punti selezionati, è possibile trovare l‟habitat del coralligeno su pareti verticali rocciose.
Per raggiungere i due obiettivi della tesi, ovvero calcolare l‟indice ESCA e caratterizzare i popolamenti macroalgali del coralligeno, sono stati utilizzati due differenti disegni di campionamento.
Il disegno di campionamento utilizzato per raggiungere l‟obiettivo del calcolo dell‟indice ESCA è un disegno gerarchizzato che prevede lo studio di nove siti; all‟interno di ogni sito sono state scelte tre aree random di circa 2 mq su parete verticale; all‟interno di ogni area sono state effettuate cinque repliche. Ogni replica consiste in un campione fotografico, non distruttivo, effettuato grazie ad un quadrato di 50x40 cm2. I siti all‟interno dei quali sono stati effettuati i campionamenti fotografici sono: Punta Agnadda, Punta Tumbarino 1, Punta Salippi, Punta Tumbarineddu, Punta Tumbarino 2, Pedra Bianca 1, Pedra Bianca 2, Punta Grabara e Faraglione (Fig.2 e Tab.1).
Il disegno di campionamento utilizzato per caratterizzare i popolamenti coralligeni è un disegno gerarchizzato che prevede lo studio di tre siti; all‟interno di ogni sito sono state individuate tre aree su pareti verticali rocciose. In ogni area sono stati prelevati campioni macroalgali,
23 mediante grattaggio completo con martello e scalpello di superfici di 400 cm2. I siti all‟interno dei quali sono stati effettuati i grattaggi sono: Punta Tumbarino, Punta Agnadda e Punta Tumbarineddu (Fig.2 e Tab.1).
Figura 2. Cartina dei siti di studio. All’interno: posizione dell’isola rispetto l’Italia. Le stelle rappresentano i siti in cui è stato effettuato il campionamento fotografico; i triangoli rappresentano i siti in cui è stato svolto il campionamento distruttivo.
24 Tabella 1. Coordinate dei punti di campionamento.
SITO COORDINATE
Punta Salippi 40°12‟42,6”N 8°12‟40,2”E Punta Tumbarino 1 41°02‟27,0”N 8°13‟11,4”E Punta Tumbarino 2 41°02‟27,0”N 8°13‟11,4”E Punta Grabara 41°06‟17,4”N 8°16‟29,4”E Punta Agnadda 41°01‟40,2”N 8°12‟58,2”E Pedra Bianca 1 Pedra Bianca 2 41°00‟8,4”N 41°00‟8,4”N 8°12‟58,2”E 8°12‟58,2”E Faraglione 41°00‟4,0”N 8°12‟35,6”E Punta Tumbarineddu 41°02‟38,4”N 8°13‟42,6”E
3.3 Valutazione dell’indice di quailtà ESCA 3.3.1 Analisi delle immagini
I campioni fotografici ottenuti durante le immersioni sono stati inizialmente analizzati tramite il programma ImageJ (http://rsbweb.nih.gov/ij/download.html, Cecchi et al., 2010) che permette la valutazione della percentuale di copertura dei principali taxa e/o gruppi morfologici di animali e macroalghe (Balata et al., 2011). È necessario utilizzare una scala di colori per poter calcolare le percentuali di copertura degli organismi osservati, in cui ogni colore indica un gruppo tassonomico. Selezionando il colore prescelto nella
25 tavola dei colori è possibile delineare i contorni di una specie con il colore scelto.
Una volta analizzata l‟intera immagine, ingrandendo laddove è necessario per poter riconoscere le specie, si selezionano tutte le “macchie” dello stesso colore per calcolare la percentuale di copertura di quel taxon all‟interno del campione (Fig.3)
Alcune specie macroalgali possono essere facilmente riconoscibili attraverso campioni fotografici grazie a caratteristiche morfologiche del tallo, mentre per altre specie è necessaria un‟analisi al microscopio. In questi casi i taxa che non possono essere determinati con il campionamento fotografico sono inseriti all‟interno di gruppi morfologici sulla base di letteratura disponibile (Balata et al., 2011) e risultati di analisi multivariate (CAP, analisi canonica delle coordinate principali) (Cecchi et al., 2014).
I taxa algali identificabili nei campioni fotografici sono riportati come specie (ad esempio le Clorophyceae Halimeda tuna, Flabelia petiolata,
Palmophyllum crassum, Pseudochlorodesmis furcellata, la Rhodopyta Peyssonellia spp. e l‟Ochrophyta Zanardinia typus); invece le specie che
sono difficilmente riconoscibili sono raggruppate in quattro differenti gruppi morfologici: „feltro‟ (costituito principalmente dalle Rhodophyta
Womersleyella setacea, Heterosiphonia crispella, Anthithamnion piliferum, Polysiphonia furcellata e P. subulifera e dall‟Ulvophycea Cladophora prolifera), „alghe erette cilindriche‟ (tra le quali le
Rhodophyta Osmundea pelagosae e Laurencia chondrioides), „alghe erette foliacee‟ (come le Rhodophyta Meredithia microphylla e
26 famiglia delle Corallinales Rhodophyta tra le quali Mesophyllum
alternans, Lithothamnion philippii, Mesophyllum macroblastum, Lithophyllum pustulatum e L. stictaeforme) (Cecchi et al., 2014).
27 3.3.2 Calcolo dell’indice ESCA
I valori che determinano l‟indice ESCA sono: presenza/assenza ed abbondanza di taxa/gruppi sensibili (SL=Sensitivity Level); diversità del popolamento (α-diversità); eterogeneità del popolamento (β-diversità). Questi tre valori sono facili da misurare e sono ecologicamente rilevanti; per questo motivo sono stati scelti per il calcolo dell‟ indice (EC, 2000).
Infatti, modificazioni dei popolamenti soggetti a stress antropici includono riduzione della ricchezza delle specie, diminuzione di specie sensibili con aumento di specie opportunistiche e specie tolleranti e riduzione di eterogeneità spaziale. Il valore EQV-SL (Ecological Quality Value- SL) in un sito di studio si ottiene sommando tutti i valori di SL ottenuti per ogni taxa/gruppo osservato nei campioni fotografici.
Il valore SL di ogni taxa si ottiene dall‟analisi Tabella 2. Sensitivity Level dei principali taxa
distinguibili nel campionamento fotografico in relazione alla loro presenza ed abbondanza.
28 dell‟immagine utilizzando inizialmente i dati ottenuti con il programma Imagej sotto forma di percentuale di copertura. I dati sono riportati quindi nel software Primer v7 (Anderson & Gorley, 2007) che effettua un‟analisi multivariata che calcola la copertura media percentuale di ogni taxa in ogni sito. In base al valore ottenuto e seguendo la tabella 2 è possibile individuare il valore SL di ogni taxa (Cecchi et al., 2014).
Una volta calcolati i valori SL per ogni taxa, questi vengono sommati in ogni sito per ottenere il valore EQV- SL.
I valori SL sono stati assegnati ad ogni taxa sulle basi di risultati ottenuti dall‟analisi CAP (analisi canonica delle coordinate principali), dal SIMPER test (SIMilarity PERcentages) e dai valori del ricoprimento medio percentuale dei taxa ottenuto da campionamenti distruttivi effettuati in siti impattati e siti incontaminati (Cecchi et al., 2014).
I valori SL dei principali taxa/gruppi riconosciuti all‟interno del campione fotografico sono stati calcolati in relazione alla loro abbondanza. Ogni taxa/gruppo è riportato nella tabella con la gamma di variazione del ricoprimento percentuale osservato in una specifica condizione ambientale e con il corrispondente valore del livello di sensibilità. Lo stesso gruppo è elencato più volte dall‟alto verso il basso secondo un gradiente crescente di perturbazione da zone incontaminate a zone fortemente impattate da uno stress antropico (Cecchi et al., 2014). Questi valori rappresentano la risposta di ogni taxa a differenti livelli di stress (assente, intermedio, elevato) e sono espressi come ricoprimento medio percentuale calcolato dalle repliche campionate per ogni condizione.
29 La scala numerica varia da +6 a -4 con il massimo valore che corrisponde alle specie più sensibili ed il minimo valore che corrisponde alle specie più tolleranti.
Quindi si calcola la diversità del popolamento o α-diversità (EQV- α) che rappresenta il numero di specie per campione o ricchezza di specie, S. Questo valore è un indice della risposta allo stress ambientale (in zone esposte maggiormente o minimamente allo stress). Anche in questo caso il software utilizzato per il calcolo è Primer v7.
L‟ultimo valore da calcolare è l‟eterogeneità del popolamento o β-diversità (EQV-β), valutata attraverso Analisi Multivariate di Dispersione Permutazionale (PERMDISP) (Cecchi et al., 2014). L‟analisi PERMDISP valuta la variabilità della composizione di specie tra campioni come dispersione multivariata calcolata sulla base delle distanze dai centroidi (Anderson, 2006). Anche in questo caso si utilizza il software Primer v7. Con i valori di copertura ottenuti inizialmente dall‟analisi dei campioni si crea una matrice di dissimilarità utilizzando l‟indice di Bray-Curtis. Una volta ottenuta la matrice, attraverso l‟analisi PERMDISP si ottengono valori medi che indicano la dispersione a livello dei centroidi per ogni sito. La β-diversità è definita come il cambiamento della composizione e dell‟abbondanza delle specie lungo un gradiente ambientale e contribuisce in maniera importante alla diversità dei sistemi marini (Legendre et al., 2005; Gray, 1997, 2000). In accordo con il Water Framework Directive, lo stato ecologico di un ambiente deve essere definito con un valore EQR (Ecological Quality Ratio) ottenuto dal rapporto tra i valori EQV calcolati per l‟indice dei siti studiati e i valori di EQV ottenuti nelle condizioni di riferimento.
30 EQR_SL = (EQV_SL) / (EQV_SL,RC)
EQR_α = (EQV_α) / (EQV_ α,RC) EQR_β = (EQV_β) / (EQV_ β,RC)
Le condizioni di riferimento sono basate sulle decisioni MedGIG (Mediterranean Geographical Intercalibration Groups) (GIG, 2013) valutate mediante Analisi Multivariate della Varianza basate su PERMutazioni (PERMANOVA; Anderson, 2011) per testare le seguenti ipotesi: le comunità del sito di riferimento differiscono da comunità di siti impattati per composizione ed abbondanza di taxa e per valori di α e β- diversità; le differenze tra le comunità variano con gli anni in accordo con la variabilità naturale nel sito di riferimento.
In seguito a studi che hanno valutato la concentrazione di nutrienti nella colonna d‟acqua (nitriti, nitrati, ammonio, ortofosfati, fosforo) e l‟abbondanza totale del fitoplancton (espressa come valori di clorofilla a) per tre anni, si è giunti alla conclusione che la qualità ecologica più elevata è nell‟Isola di Montecristo (Cecchi et al., 2014). Quest‟isola, situata nel Mar Tirreno, costituisce una riserva naturale statale integrale e fa parte del Parco Nazionale dell‟Arcipelago Toscano.
I valori EQV dell‟isola di Montecristo sono i seguenti: EQV-SL = 27; EQV-α = 14; EQV-β = 49,3.
L‟EQR finale è calcolato facendo la media tra i tre descrittori dell‟indice ESCA:
31 (EQR-SL + EQR-α + EQR-β) / 3
Il valore risultante di EQR varia tra 0 e 1 e, in accordo con il Water Framework Directive, sono state stabilite, in base al valore ottenuto, cinque classi di stato ecologico: 1.0-0.81 elevato; 0.80-0.66 buono; 0.65-0.51 moderato; 0.50-0.36 povero; 0.35-0 pessimo.
L‟applicazione dell‟indice al sito di riferimento ha un valore medio di 1,0±0,07 (media±DS) che indica una variabilità naturale temporale dell‟ESCA inferiore a 0,1.
3.4 Caratterizzazione dei popolamenti macroalgali
Durante il periodo di campionamento sono stati prelevati dei campioni macroalgali con l‟aiuto di martello e scalpello seguendo, come accennato prima, un disegno gerarchizzato. In ogni sito sono state individuate tre pareti verticali ed all‟interno di ogni parete sono state scelte le tre aree da campionare.
Una volta giunti in superficie i campioni macroalgali sono stati riposti all‟interno di barattoli contenenti formalina e trasportati in laboratorio per essere esaminati.
Per ogni campione è stata compilata una lista floristica delle specie determinate. Nella lista è stato riportato per ciascuna specie il rispettivo ricoprimento percentuale, parametro che indica l‟abbondanza della specie stessa. Il ricoprimento si ottiene misurando la superficie occupata dalla proiezione verticale di ciascuna specie come percentuale dell‟area campionata (Boudoresque, 1971). Nel presente studio i ricoprimenti sono stati valutati facendo uso di lastre di plexiglass quadrate con lato di 20 cm, corrispondente alla superficie di campionamento, suddivise in
32 100 quadratini con lato di 2 cm corrispondenti al valore percentuale 1. Ogni quadratino è stato ulteriormente suddiviso in quattro quadratini per valutare ricoprimenti inferiori all‟1% (Fig. 4).
La caratterizzazione dei popolamenti macroalgali è avvenuta utilizzando steremicroscopio, microscopio ottico e chiavi dicotomiche per poter giungere alla determinazione sistematica delle specie presenti.
I testi utilizzati ai fini dell‟identificazione delle singole specie sono stati: Coppejans, 1983; Feldmann, 1937; Hamel, 1931-1939; Maggs & Hommersand, 1993; Cormaci et al., 2012.
Per la nomenclatura delle specie è stato utilizzato il sito www.algabase.org che costituisce il supporto più aggiornato per l‟inquadramento tassonomico.
Sulla base della lista floristica, per ogni sito, è stato calcolato il numero medio di taxa, il ricoprimento totale medio e l‟indice di Shannon-Figura 4. Esempio di stima del ricoprimento percentuale delle
33 Weaver. L‟indice di Shannon-Weaver (H‟), basato su ricchezza in specie e distribuzione degli individui tra le specie, permette di esprimere in termini quantitativi il grado di eterogeneità della comunità biologica e, quindi, anche la sua strutturazione biotica.
Dove: n = numero di specie
= Ricoprimento della specie i = Ricoprimento totale
3.5 Analisi PERMANOVA
Per esaminare la differenza nella composizione dei popolamenti tra aree e siti, i dati sono stati analizzati mediante un‟analisi PERMANOVA a 2 vie (Analisi Multivariata della Varianza basata sulle Permutazioni) (Anderson, 2001), con i fattori Sito (9 livelli, fisso) e Area (3 livelli, random e gerarchizzato in Sito). L‟analisi PERMANOVA è stata condotta utilizzando una matrice di dissimilarità di Bray-Curtis (Clarke, 1993). L‟indice di similarità di Bray-Curtis è stato calcolato su valori non trasformati.
34
4. Risultati
4.1 Campionamento fotografico 4.1.1 Struttura delle biocenosi
L‟habitat coralligeno è risultato presente in aree circoscritte e a partire dai 35 metri di profondità su pareti verticali. Biocostruzioni importanti sono state riscontrate solo a Pedra Bianca, Tumbarinu e Tumbarineddu. In quest‟ultimo sito, in particolare, erano presenti piccole scogliere biocostruite.
I popolamenti coralligeni studiati si presentano mediamente ben strutturati, con uno strato basale di corallinacee incrostanti variamente sviluppato ma sempre presente e superiore al 90%.
La componente vegetale epifita sulle Corallinacee incrostanti è risultata dominante su quella animale. Gli elementi più abbondanti sono risultati Corallimacee incrostanti, Peyssonnelia sp. e un feltro algale costituito principalmente da alghe filamentose di piccole dimensioni (Fig.1). Tra le alghe erette Flabellia petiolata, Halimeda tuna, Halopetris filicina erano distribuite in tutte le aree, mentre altre alghe caratteristiche del coralligeno, come Zanardina typus e Palmophyllum crassum erano presenti con ricoprimenti medi inferiori a 1. Da rilevare la presenza, localmente abbondante, di alghe rosse fogliacee dei generi Kallymenia,
Halymenia e Sebdenia.
Per quanto riguarda la componente animale, gli elementi dominanti sono risultati i porifori, i briozoi e gli antozoi (Fig. 1). La gorgonia Eunicella
35 medi piuttosto bassi. È stata censita un‟unica colonia di Corallium
rubrum (Anthozoa) a Pedra Bianca.
Figura 1. Ricoprimento percentuale dei taxa e gruppi morfologici nei siti esaminati.
4.1.2 Variabilità spaziale
I risultati dell‟analisi multivariata PERMANOVA riguardo la composizione dei popolamenti studiati del coralligeno hanno mostrato differenze significative tra le aree ma non tra i siti di studio (Tab.1). Le pseudo-componenti di varianza hanno messo in evidenza un‟alta variabilità tra aree e tra singole unità di campionamento, mentre la variabilità tra siti è risultata piuttosto bassa (Fig. 2).
36 Tabella 1. Analisi PERMANOVA che analizza la variabilità tra siti e tra aree. In grassetto i risultati significativi.
Source df MS Pseudo-F P(perm)
Sito = S 8 7266.0 1.354 0.205
Area(Si) 18 5365.8 6.764 0.001
Residuo 108 793.2 Totale 134
Figura 2. Componenti della pseudo-varianza a differenti scale spaziali.
37 4.1.3 Qualità ecologica (indice ESCA)
L‟indice ESCA calcolato per i siti studiati ha mostrato valori più elevati nei siti settentrionali, tutti compresi nella categoria ecologica “elevata”, mentre i siti più meridionali sono risultati di qualità ecologica “buona” (Tab 2. e Fig 3).
Tabella 2. EQR-α, EQR-β, EQR-SL, ESCA e qualità ecologica dei diversi siti di studio. Sito EQR-alpha EQR-beta EQR-SL ESCA Qualità ecologica P. Grabara 0.84 0.80 0.81 0.81 Elevato Tumbarineddu 1.01 0.75 0.67 0.81 Elevato P. Tumbarino 1 0.72 0.86 0.93 0.82 Elevato P. Tumbarino 2 1.01 1.20 0.78 0.92 Elevato P. Agnadda 0.61 0.65 1.04 0.75 Buono Pedra Bianca 1 0.67 0.75 0.70 0.70 Buono Pedra Bianca 2 0.87 0.78 0.78 0.81 Elevato Faraglione 0.96 0.76 0.56 0.75 Buono P. Salippi 0.67 0.80 0.78 0.74 Buono
38 Figura 3. Indice ESCA dei siti studiati. Le colonne in blu rappresentano un indice di qualità ecologico ESCA "elevato"; le colonne verdi rappresentano un indice di qualità ecologico ESCA "buono".
4.2 Campionamento distruttivo 4.2.1 Popolamenti algali
Sono stati determinati 61 taxa algali, tra cui 43 Rhodophyta, 11 Ochrophyta e 7 Chlorophyta (vedi tabella nelle appendici) epifiti sulle corallinacee incrostanti che costituivano un substrato secondario coprente completamente la superficie rocciosa.
Le specie maggiormente abbondanti erano le Rhodophyta Peyssonnelia
bornetii e Haraldia lenormandii, presenti in tutte e tre le aree analizzate.
Le specie erette più abbondanti sono risultate le Rhodophyta Kallymenia
spathulata e Osmundea pelagosae, le Ochrophyta Halopteris filicina, Cutleria chilosa, C. multifida e le Chlorophyta Flabellia petiolata e Halimeda tuna. Localmente erano ben rappresentate l‟Ochrophyta Dictyopteris polypoioides e la Rhodophyta Laurencia obtusa. Da rilevare
39 la presenza di alghe rosse fogliacee tipiche di popolamenti coralligeni
Halymenia latifolia e Fauchea repens.
Tra le specie formanti feltro, le più abbondanti sono risultate Eupogodon
planus, Plocamium cartilagineum, Polysiphonia elongata e Polysiphonia furcellata. Le altre specie del feltro osservate nel presente lavoro con
ricoprimenti inferiori alle specie appena elencate sono: Sphacelaria sp.,
Cladophora sp., Aglaothamnion tenuissimum, Antithamnion tenuissimum, Ceramium codii, Champia intricata, Dasya ocellata, Erythroglossum sandrianum, Griffithsia schousboei, Heterosiphonia crispella, Radicilingua reptans, Rhodophyllis divaricata.
Sono stati identificati inoltre i taxa introdotti Acrothamnion preissii , appartenente anch‟esso al feltro, e Falkenbergia spp entrambi con bassi valori di ricoprimento.
La media del numero di specie per campione è risultato pari a 28.8±1.9 (media±DS), il ricoprimento totale medio era di 188.6±41.3 e l‟indice di Shannon-Weaver 1.72±0.18. I valori maggiori di numero di specie, di ricoprimento e di diversità sono stati trovati a Tumbarineddu (Tab. 3)
40 Tabella 3. Numero di taxa, ricoprimento totale ed indice di Shannon-Weaver dei siti studiati.
Sito N° taxa Ricoprimento
totale Indice di Shannon- Weaver P. Tumbarino 27.3±6.0 148.3±8.9 1.61±0.31 Tumbarineddu 31.0±2.8 231.0±7.1 1.91±0.04 P. Agnadda 28.0±4.5 186.3±22.0 1.61±0.29 Media 28.8±1.9 188.6±41.3 1.72±0.18
41
5. Discussione e conclusioni
I risultati dello studio effettuato all‟Isola dell‟Asinara confermano le potenzialità dell‟utilizzo dei popolamenti macroalgali del coralligeno come indicatori ecologici delle condizioni ambientali utilizzando l‟indice ESCA. Il calcolo dell‟indice ESCA ha un‟applicazione semplice e poco costosa. I descrittori utilizzati richiedono misurazioni facilmente calcolabili, mentre la tecnica fotografica permette una rapida osservazione di un grande numero di campioni riducendo i tempi ed i costi delle procedure e della tassonomia (Balata et al., 2006a). Il campionamento fotografico è particolarmente importante negli habitat profondi dove il tempo di immersione è ridotto (Piazzi et al., 2004). La valutazione dei ricoprimenti delle specie, effettuata con il metodo fotografico, si avvale dell‟utilizzo dei gruppo morfologici, i quali in precedenti studi si sono dimostrati idonei nel monitorare lo stato ecologico del coralligeno di altre zone del Mediterraneo (Acunto et al., 2001; Balata et al., 2005; Kipson et al., 2011; Deter et al., 2012b; Teixidò et al., 2013) e nel rilevare le risposte di questo habitat a stress indotti dall‟uomo (Balata et al., 2011).
Il calcolo dell‟indice ESCA ha mostrato valori più elevati nei siti settentrionali, ovvero nei siti più lontani dalla costa della Sardegna, rispetto ai siti più meridionali che hanno valori dell‟indice ESCA leggermente più bassi. Infatti Punta Agnadda, Pedra Bianca 1 e Faraglione, situati nel sud dell‟Isola dell‟Asinara, presentano una qualità ecologia BUONA con valori tra 0,66 e 0,80, mentre tutti gli altri siti sono collocati nella categoria ELEVATA con valori tra 0,81 e 1. Queste differenze potrebbero essere legate in parte alla maggiore vicinanza dei
42 siti meridionali alla costa della Sardegna, ma anche a differenze naturali tra siti come la diversa strutturazione del coralligeno.
Grazie a studi precedentemente svolti sul coralligeno del Mar Mediterraneo è possibile confrontare i valori di SL, α-diversità, β-diversità ed indice ESCA dei siti già studiati con i valori dell‟isola dell‟Asinara trovati nel presente studio.
In un lavoro di Cecchi et al. (2014) sono state scelte aree con differenti tipi di impatto per poter valutare la risposta allo stress delle macroalghe appartenenti al coralligeno. L‟α-diversità e la β-diversità rispondono allo stress e tendono a mostrare valori inferiori in siti impattati rispetto ai siti poco disturbati. I valori SL, α-diversità e β-diversità calcolati in queste aree impattate risultano, infatti, mediamente più bassi dei valori SL, α-diversità e β-α-diversità calcolati nei siti dell‟isola dell‟Asinara. Di conseguenza anche i valori dell‟indice ESCA sono più bassi rispetto ai valori ottenuti nel presente studio.
In un altro studio effettuato sui popolamenti coralligeni in differenti siti del Mar Mediterraneo, tra i quali l‟Isola d‟Elba, da Montefalcone et
al.(2014), è stata valutata la qualità ecologica mediante l‟indice ESCA.
Il valore dell‟indice di qualità ESCA ottenuto per l‟Isola d‟Elba era 0,92 (ELEVATO), lo stesso valore ottenuto a Tumbarineddu 2 nell‟Isola dell‟Asinara.
Uno studio più recente svolto da Piazzi et al. (2015) per migliorare l‟indice ESCA e testare le risposte del coralligeno a differenti sorgenti di stress, ha mostrato valori dell‟indice ESCA elevati per Pianosa, Capraia, Tavolara, Giglio ed Elba.
43 Questi risultati potrebbero essere dovuti al fatto che le piccole isole mostrano particolari caratteristiche (Whittaker 1998; Benedetti-Cecchi et
al., 2003) legate sia all‟isolamento geografico che a fattori abiotici come
la trasparenza dell‟acqua e i tassi di deposizione del sedimento, che sono normalmente più elevati lungo le coste continentali e sono principalmente legati a sorgenti provenienti dalla terra (Airoldi et al., 1996).
Dall‟analisi PERMANOVA e l‟analisi delle pseudo-componenti di varianza è emerso che la struttura dei popolamenti studiati presenta una variabilità più elevata a piccola scala tra aree, rispetto alla variabilità a larga scala tra siti. Infatti la composizione del coralligeno nei diversi siti è simile per la presenza di 25 specie comuni a tutti i siti studiati. Il substrato è sempre ricoperto da uno strato di corallinacee incrostanti, mentre lo strato epifita è caratterizzato da alghe erette, feltro e da una componente animale costituita prevalentemente da spugne, antozoi e briozoi.
Un‟elevata variabilità a media e piccola scala è stata messa in evidenza in differenti studi effettuati su popolamenti coralligeni e può quindi essere considerata come un pattern caratteristico di tale habitat (Ferdeghini et al., 2000; Cocito et al., 2002; Piazzi et al., 2004; Balata et
al., 2005, 2006a, 2007a).
Questa variabilità si ritiene sia dovuta principalmente all‟eterogeneità del substrato o topografica e all‟interazione tra organismi sessili (Acunto et
al., 2001; Ferdeghini et al., 2000; Balata et al., 2005). L‟eterogeneità
topografica su piccola scala è considerata responsabile della distribuzione della popolazione animale e vegetale in quanto influenza
44 l‟insediamento delle spore e delle larve, offre rifugio a molte specie e crea microhabitat con differenti condizioni fisiche (Archambault & Bourget, 1996; Lapoint & Bourget, 1999; Walters & Wethey, 1996). Inoltre può avere effetto su fattori fisici come l‟irradianza, il flusso dell‟acqua e la sedimentazione (Abbiati et al., 1996; Cocito et al., 2002). Tra i fattori biotici che possono influenzare l‟eterogeneità spaziale sono soprattutto le interazioni competitive tra alghe o tra alghe ed organismi sessili (Bressan et al., 2001; Piazzi et al.,2004).
I campionamenti distruttivi effettuati nei siti di Tumbarino, Tumbarineddu e Punta Agnadda hanno permesso di approfondire la composizione qualitativa e quantitativa del coralligeno campionato. Molte specie trovate nel presente lavoro sono riportate in numerosi studi sul coralligeno di altre aree del Mediterraneo (Augier et al. 1971; Boudouresque, 1973; Cinelli et al. 1979, Piazzi et al. 2010; Piazzi et al. 2014). Tra le specie più abbondanti osservate nello studio alcune sono considerate caratteristiche del coralligeno come Palmophyllum crassum,
Acrodiscus vidovichi, Ceramium spp., Eupogodon planus, Osmundea pelagosae, Polysiphonia elongata, mentre altre sono presenti anche in
altri habitat del Mediterraneo: Cutleria chilosa, Halopteris filicina,
Sphacelaria spp, Valonia macrophysa, Botryocladia botryoides, Ceramium codii, Jania spp (Piazzi et al. 2010).
È degna di nota la presenza di Spatoglossum solieri nel sito Tumbarino. Questa alga è stata ritrovata in diverse località del Sud Italia in habitat del subditale (Cossu et al. 1992; Cecere et al. 1996) ed è considerata rara nel Nord-Ovest del Mediterraneo (Piazzi et al. 2010). Un‟altra specie interessante è Acrothamnion preissii, specie invasiva molto diffusa nel
45 feltro del coralligeno (Piazzi et al., 2010) e che nel nostro studio è presente in tutti i siti.
Tra le alghe erette, Flabellia petiolata e Halimeda tuna sono distribuite in tutte le aree. Queste alghe sono considerate, grazie a numerosi precedenti studi, tra le alghe più sensibili a disturbi come aumento di sedimentazione o aumento di specie invasive (Balata et al., 2007a, 2007b; Piazzi & Balata, 2008). Le specie sensibili sono considerate il miglior indicatore biologico di stress di origine antropica per i popolamenti del coralligeno in quanto è stato osservato che tendono a diminuire in abbondanza in zone sottoposte ad impatto antropico (Cecchi
et al., 2014). Sono considerate „specie sensibili‟ quelle specie che hanno
valori SL molto elevati. Solitamente Flabellia petiolata e Halimeda tuna sono considerate tipiche dei popolamenti coralligeni più superficiali ovvero presenti al di sopra dei 30 metri di profondità (Ballesteros, 2006) anche se la separazione tra popolamenti superficiali e profondi può variare anche in relazione alla torbidità dell‟acqua e quindi collocarsi a profondità minori o maggiori.
Nei siti studiati queste macroalghe sono state trovate anche a profondità di 35 metri e questo può indicare bassi tassi di sedimentazione ed elevata trasparenza delle acque. La presenza di queste specie in tutti i siti studiati e l‟abbondanza di specie del genere Peyssonnelia, considerata anch‟essa sensibile all‟aumento della sedimentazione (Balata et al., 2005), conferma questo aspetto.
Il feltro è diffuso in tutti i siti studiati ma meno abbondante a Tumbarino e Tumbarineddu che hanno numero di specie e indice di Shannon più elevati degli altri siti e quindi stato ecologico elevato.
46 Il feltro solitamente tende ad aumentare in condizioni di elevata sedimentazione e rappresenta, anch‟esso, un valido indicatore di stress promuovendo la dominanza di specie opportuniste soprattutto filamentose (Airoldi 1998, 2003). In queste condizioni il feltro riesce ad occupare il substrato prima delle macroalghe erette in quanto esso può riprodursi anche attraverso la propagazione vegetativa e riesce, quindi, a rigenerare la popolazione dopo il disturbo molto più velocemente delle specie che si riproducono sessualmente (Airoldi 2000, 2003).
Per quanto riguarda l‟abbondanza del feltro, il campionamento fotografico ha mostrato gli stessi risultati del campionamento distruttivo. Anche dalle analisi delle immagini tramite il software imagej i siti che presentano minor percentuale di ricoprimento del feltro sono Tumbarino 1, Tumbarino 2, Tumbarineddu, Punta Grabara e Pedra Bianca 1, mentre le alghe erette e le specie del genere Peyssonnelia hanno una percentuale maggiore. Ad eccezione di Pedra Bianca 1, gli altri siti sono i più settentrionali tra quelli studiati e quindi sono più lontani dall‟isola della Sardegna e da un eventuale impatto antropico.
Il sito con il maggior numero di specie è Tumbarineddu con una media di 31,0 ± 2,8. Tumbarineddu è anche il sito con un ricoprimento totale maggiore e il valore più elevato dell‟indice di Shannon. L‟indice di Shannon-Weaver, permette di esprimere in termini quantitativi il grado di eterogeneità della comunità biologica e, quindi, anche la sua strutturazione biotica. Un elevato numero di specie ed elevato indice di Shannon nell‟habitat del coralligeno può essere attribuito all‟eterogeneità del substrato, costituito da biocostruzioni che creano un elevato numero di microhabitat che favoriscono l‟insediamento di specie con diversi requisiti fisiologici e con differenti pattern di reclutamento (Walters &
47 Wethey, 1996; Archambault & Bourget, 1996) e da un basso disturbo abiotico che permette lo sviluppo delle interazioni biotiche (Cocito, 2004; Piazzi et al., 2004; Ballesteros, 2006).
Con l‟accostamento di tecniche di campionamento distruttivo e tecniche di campionamento fotografico è stato possibile ottenere dati più completi e confrontabili tra loro. L‟utilizzazione del metodo distruttivo ci ha permesso di poter stilare una lista floristica del coralligeno dell‟Isola dell‟Asinara, che non era stato mai studiato in precedenza. Il metodo distruttivo consente di evitare perdite di informazioni riguardo alla biodiversità dal momento che alcune specie non riconoscibili con il campionamento fotografico sono determinabili attraverso l‟osservazione in laboratorio.
D‟altra parte il campionamento fotografico basato su gruppi morfologici, come precedentemente sottolineato, rappresenta un ottimo strumento per poter valutare la risposta dei popolamenti del coralligeno a stress indotti dall‟uomo e permette di effettuare un grande numero di campioni a profondità in cui il tempo di immersione è ridotto. È inoltre un metodo che rispetta le norme del WFD e del MSFD ed è molto importante per studiare habitat interessanti dal punto di vista ecologico e sensibili a stress naturali ed antropici, riducendo l‟impatto del campionamento sull‟ambiente.
In conclusione lo studio condotto nell‟habitat coralligeno dell‟isola dell‟Asinara utilizzando l‟indice di qualità ambientale ESCA ha permesso di valutare questo indice come strumento descrittivo della qualità ecologica dei siti studiati. Nonostante l‟efficacia dell‟indice nel valutare in modo rapido la qualità ecologica dell‟habitat coralligeno,
48 alcune considerazioni sui limiti del metodo e su possibili miglioramenti possono essere fatte. Per prima cosa è necessario aumentare la scala di siti campionati in modo da poter valutare la variabilità dei valori ad una scala più ampia di quanto è stato fatto fino ad ora (Cecchi et al 2014) e limitare così fattori, come ad esempio la soggettività dell‟osservatore, che possano influenzare i risultati. Inoltre, per l‟utilizzazione di questo indice per ottenere valori confrontabili con altre aree del coralligeno del Mar Mediterraneo, è necessario considerare che siti separati spazialmente possono avere caratteristiche ecologiche diverse indipendentemente dal livello di pressione antropica. Quindi la scelta dei siti di riferimento va effettuata, quando possibile, con zone ecologicamente simili. Nel nostro studio la scelta dell‟isola di Montecristo è stata effettuata in quanto il sito è indicato dalla normativa come riferimento per l‟area geografica considerata, ma l‟utilizzo di aree di riferimento geograficamente più vicine e con caratteristiche ambientali simili alle zone di studio è da considerare la scelta più idonea. La scelta dei siti di riferimento rappresenta un aspetto fondamentale per definire la qualità ambientale che necessita di ulteriori approfondimenti a scala di bacino.
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