Rapporto finale - Metodologie di Monitoraggio dell ... - Momar

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METODOLOGIE DI DI MONITORAGGIO
DELL’AMBIENTE MARINO
METODOLOGIE DI MONITORAGGIO
RAPPORTO RAPPORTO FINALE FINALE PROGETTO PROGETTO MOMAR MOMAR
DELL’AMBIENTE MARINO
RAPPORTO FINALE Abstract PROGETTO MOMAR
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Abstract
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METODOLOGIE DI MONITORAGGIO
DELL’AMBIENTE MARINO
RAPPORTO METODOLOGIE FINALE PROGETTO DI MONITORAGGIO
MOMAR
DELL’AMBIENTE MARINO
Abstract
RAPPORTO FINALE PROGETTO MOMAR
Abstract
A cura di
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Regione Toscana - Settore Protezione e Valorizzazione Fascia Costiera e dell’Ambiente
Marino
A cura di
Regione Autonoma della Sardegna – Servizio Tutela e Gestione delle Risorse Idriche,
Vigilanza
Regione Toscana
sui Servizi
- Settore
Idrici
Protezione
e Gestione della
e Valorizzazione
Siccità
Fascia Costiera e dell’Ambiente
Institute Francais de Recerche pour l’exploitation de la Mer (IFREMER)
Marino
Università
Regione Autonoma
degli Studi
della
di Cagliari
Sardegna
– Dipartimento
– Servizio Tutela
di Sanità
e Gestione
Pubblica
delle Risorse Idriche,
Laboratorio
Vigilanza sui
di
Servizi
Meteorologia
Idrici e Gestione
Modellistica
della
Ambientale
Siccità
(La.M.Ma.)
Consorzio
Institute Francais
per il Centro
de Recerche
di Biologia
pour
Marina
l’exploitation
ed Ecologia
de la Mer
Applicata
(IFREMER)
“Guido Bacci” (CIBM )
Università
Fondazione
degli
Livorno
Studi
Euro
di Cagliari
Mediterranea
– Dipartimento
(L.E.M.)
di Sanità Pubblica
Laboratorio
Centro Studi
di
Plural
Meteorologia Modellistica Ambientale (La.M.Ma.)
Consorzio per il Centro di Biologia Marina ed Ecologia Applicata “Guido Bacci” (CIBM )
Fondazione Livorno Euro Mediterranea (L.E.M.)
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In ricordo del collega Nicolas Ganzin
Il percorso di un progetto europeo non è soltanto lavoro, sperimentazione, ricerca ma
anche rapporti umani, scambi di esperienze lavorative che diventano anche esperienze di
vita; e ciò è tanto più forte quanto più è la passione a spingerci nel lavoro ed a far si che
questo rappresenti veramente una parte di noi.
Da quando è partito il progetto ad oggi abbiamo passato insieme un pezzetto della nostra
vita e durante questo cammino abbiamo perso Nicolas, venuto a mancare per uno di quei
casi che il destino di ciascuno di noi porta con sé.
Nicolas era un uomo entusiasta e dinamico: gli piaceva il colore del mare e il colore della
vita,aiutava la gente, amava la gente. Era felice di lavorare con noi. La sua rivolta è stata
utilizzata per rendere le cose migliori, anche all’altro capo della terra, anche noi.
Ci mancherà il suo senso di libertà e la sua voglia di vivere in modo non convenzionale
alla ricerca di tutto ciò che non è stabilito a priori.
Molto però è anche quello che rimane e di ciò ci impegneremo a fare tesoro.
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CAP. 1- INTRODUZIONE
1.1 - Il monitoraggio quale strumento essenziale per protezione gestione e
valorizzazione congiunta delle risorse naturali dell’area di cooperazione
La difesa del mare e delle coste è ormai da tempo un obiettivo concreto delle politiche
comunitarie; obiettivo che fa da filo conduttore ai più ampi processi strategici di gestione
integrata delle zone costiere e pianificazione degli spazi marittimi tesi ad aggregare e
coordinare le varie politiche che esercitano influsso sulle zone costiere e sul mare.
Il concetto di gestione integrata presenta aspetti di estrema complessità che rendono
difficile la sua applicazione concreta: ad oggi possiamo dire che si tratta di una sfida nella
quale i paesi membri sono impegnati a vari livelli e intorno alla quale è aperto un ampio
dibattito internazionale che ruota attorno al tema, più propriamente politico, del rapporto
tra sviluppo economico e tutela ambientale ed a quello, più tecnico, dei modi con i quali
affrontare la complessità offrendone una rappresentazione utile a prendere delle
decisioni.
I pilastri ambientali di questo processo strategico sono invece ormai ben delineati e
trovano la loro definizione nelle direttive 2000/60/CE, quadro per l’azione comunitaria in
materia di acque tra le quali anche quelle marino costiere, 2006/7/CE, gestione della
qualità delle acque di balneazione e 2008/56/CE, quadro per l’azione comunitaria nel
campo per la politica dell’ambiente marino.
Il modello che sta alla base di tutte e tre le direttive individua nel monitoraggio marino,
finalizzato alla conoscenza del contesto, la prima delle componenti operative del sistema
di governance.
Il metodo DPSIR, che nei capitoli che seguono verrà analizzato più nel dettaglio, può
essere descritto come una sorta di processo ciclico virtuoso che partendo dall’analisi del
rapporto tra minacce, pressioni esercitate sull’ambiente e stato dell’ambiente, permette di
individuare possibili risposte finalizzate a mitigare gli impatti.
Elemento fondamentale di tale processo è la conoscenza approfondita dello stato
dell’ambiente ed il controllo della sua evoluzione: il monitoraggio continuo dello stato di
salute dell’ambiente permette di verificare la bontà delle azioni di mitigazione intraprese e
quindi, se necessario, procedere ad una loro implementazione: si innesca così una sorta di
processo ciclico capace di implementarsi e migliorarsi nel tempo.
E’ possibile distinguere almeno due fasi di monitoraggio: la prima, antecedente rispetto
alle scelte di indirizzo politico, denominata formazione dei quadri conoscitivi, finalizzata
ad acquisire le conoscenze sullo stato della risorsa e permettere la scelta consapevole di
politiche adeguate agli obiettivi che si intendono raggiungere. Una seconda fase, che
potremo definire di controllo, da ripetersi più volte nel tempo con cadenza determinata,
con l’obiettivo di valutare le modificazioni indotte dalle azioni intraprese ed
eventualmente adottare provvedimenti correttivi.
Ovviamente le due fasi di monitoraggio devono essere attuate con metodologie del tutto
simili in modo tale da fornire quadri comparabili.
Il metodo sopra sinteticamente descritto nasce come valido metodo scientifico per la
conoscenza degli ecosistemi e delle modificazioni su di essi prodotte dalle attività umane;
ma, se ad esso associamo la definizione di obiettivi da raggiungere, e consideriamo che,
essendo ormai condiviso e adottato da tutti i paesi europei, costituisce una sorta di
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linguaggio comune indispensabile per poter attuare qualsiasi forma di cooperazione tra gli
Stati, ecco che il metodo DPSIR si trasforma in vero e proprio strumento a supporto della
governance inteso quale strumento in grado di guidare nella scelta delle decisioni.
La semplice messa a punto di un sistema di monitoraggio che permetta di tenere sotto
controllo gli effetti delle azioni, può apparire strumento di per se inadeguato se
rapportato alla complessità del concetto di gestione integrata della fascia costiera e degli
spazi marittimi quali processi dinamici che mirano ad aggregare le varie politiche che
esercitano influsso sulle zone costiere e sul mare. Tuttavia, proprio grazie alla sua
semplicità concettuale ed alla possibilità di avere risultati certi, condivisi e facilmente
comunicabili, si trasforma in una strumento potenzialmente più utile di quello che appare
ed in tal senso è possibile affermare che il monitoraggio rappresenta un efficace
strumento di tutela ambientale.
Il monitoraggio marino anche se semplice dal punto di vista concettuale, dal punto di vista
tecnico scientifico presenta non poche difficoltà in quanto rappresentazione dello stato
ambientale di un ecosistema complesso come è quello marino; di seguito ne sintetizziamo
alcuni punti chiave:
Deve essere rappresentativo di tutti i vari aspetti che caratterizzano l’ambiente
marino definito quale ecosistema complesso
Deve poter permettere la misurazione degli impatti in tempi relativamente brevi da
quando sono stati prodotti in modo tale da poter intervenire tempestivamente sulle
cause dell’impatto stesso.
Deve essere esteso a tutto lo spazio d’acqua transfrontaliero
Se associato a modelli matematici che permettono di predire eventuali condizioni
ambientali in funzione di modificazioni di pressioni aumenta il suo potenziale di
utilizzo quale guida nelle scelta delle decisioni
I risultati devono essere condivisi tra gli stati membri
Le informazioni devono poter essere facilmente scambiabili in tempo reale
Deve poterne essere data una rappresentazione comprensibile a tutti i cittadini a
vari livelli coinvolti in modo tale che la sola conoscenza possa influenzare l’operato
di ogni singolo cittadino.
Deve essere economicamente sostenibile e replicabile dagli stati membri
Il monitoraggio dell’ambiente marino e la rappresentazione del suo stato è l’argomento
centrale del progetto MOMAR
1.2 - Gli aspetti normativi: la direttiva 2008/56/CE e la decisione del 1 settembre 2010
Lo strumento normativo di riferimento per la protezione e conservazione dell’ambiente
marino è la direttiva 2008/56/CE del 17 Giugno 2008 che istituisce un quadro per l’azione
comunitaria nel campo della politica per l’ambiente marino.
La direttiva stabilisce gli obiettivi comuni da raggiungere e il quadro operativo all’interno
del quale ciascuno stato membro adotta le misure necessarie per raggiungere tali obiettivi.
L’obiettivo comune è rappresentato dal buono stato ecologico dell’ambiente marino entro
il 2020, il quadro operativo ricalca le fasi del metodo DPSIR.
Come primo passaggio gli Stati membri devono valutare lo stato ecologico delle loro
acque e l’impatto delle attività umane compresa un’analisi socioeconomica ed i costi del
degrado dell’ambiente; quindi, una volta definiti una serie di requisiti che corrispondono
al buono stato ecologico, gli stati membri devono istituire ed attuare programmi di misure
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idonei a conseguire gli obiettivi. Devono inoltre essere assicurati programmi di
monitoraggio per una valutazione continua dello stato di qualità delle acque marine.
Il quadro operativo sopra descritto è del tutto simile a quello definito, e già attuato da tutti
gli stati membri, dalla direttiva 2000/60/CE per l’azione comunitaria in materia di acque
che comprende anche le acque marino costiere; in questo caso tuttavia l’ambito di
riferimento è molto più vasto e gli impatti sono prodotti da attività umane che vanno al di
là dei confini amministrativi degli Stati .
La direttiva non entra in merito alle modalità operative per la valutazione dello stato
ecologico e per la definizione dei programmi di monitoraggio ma si limita a disporre che
gli stati membri che fanno parte della stessa regione o sottoregione marina stabiliscono
programmi di monitoraggio.
Successivamente, con Decisione del 1 Settembre 2010, la Commissione ha dato indicazioni
circa i criteri e gli standard metodologici relativi al buono stato ecologico delle acque
marine: per ciascuno dei descrittori definiti dalla direttiva sono stati individuati i criteri di
valutazione e un elenco di possibili indicatori dando spazio a i vari stati membri di
scegliere gli indicatori più opportuni in relazione alle caratteristiche della specifica
regione marina.
La scelta dell’indicatore è un passaggio fondamentale per la definizione del monitoraggio
da effettuare; tuttavia la decisione riconosce la necessità di operare tale scelta sulla base
delle conoscenze generali dell’ambiente marino sia sotto il profilo dello stato ecologico sia
in relazione di pressioni e impatti sottolineando in tal senso l’importanza della valutazione
iniziale prevista dalla direttiva.
Inoltre in relazione ai criteri e agli indicatori, la decisione riconosce che, dal punto di vista
tecnico scientifico, alcuni di essi devono essere considerati ancora in fase di sviluppo
Un altro elemento importante ai fini della definizione del monitoraggio è la scelta della
scala spaziale e temporale: è evidente che come attuare il monitoraggio e con che
frequenza dipende non solo da che cosa vogliamo rilevare ma anche da quanto è estesa
l’area da indagare.
La decisione da indicazioni anche in questo senso; essa infatti indica che occorre tener
conto del rapporto tra necessità di informazione ed estensione geografica e, in alcuni casi,
può essere opportuno un controllo generale su ampia scala e quindi procedere ad una
valutazione più precisa di specifiche aree ove risultano maggiormente significativi impatti
e minacce agli ecosistemi in relazione alle caratteristiche ambientali e/o alle pressioni
esercitate dall’uomo.
In sintesi quindi gli elementi da prendere in considerazione per quello che potremo
definire un vero e proprio progetto di monitoraggio sono i seguenti:
o conoscenza generale delle criticità (pressioni – impatti – stato) – Analisi e
monitoraggio iniziale
o criteri e indicatori da elaborare e quindi elementi da rilevare
o scelta della scala spaziale
o scelta della frequenza temporale
o Metodi di monitoraggio.
Il percorso sopra delineato dovrà essere fatto insieme e condiviso da tutti gli stati membri
che si affacciano sulla stessa regione marittima che dovranno anche adottare sistemi per lo
scambio continuo delle informazioni; ciò è tanto più importante per un bacino
relativamente confinato e limitato nella sua estensione come quello Mediterraneo
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Il progetto MOMAR si propone di dare un contributo all’applicazione della direttiva sia
dal punto di vista tecnico scientifico, andando ad valutare le potenzialità di alcune
metodologie di monitoraggio in relazione alle specifiche caratteristiche delle aree
indagate, sia in termini di cooperazione tra regioni che si affacciano sullo stesso mare.
1.3 - Il progetto MOMAR “sistema integrato per il monitoraggio e il controllo
dell’ambiente marino” TRE REGIONI UN SOLO MARE
Il progetto europeo di cooperazione transfrontaliera MOMAR “sistema integrato per il
monitoraggio e il controllo dell’ambiente marino” prende avvio dall’esigenza di dare
attuazione al complesso quadro normativo per la tutela dell’ambiente marino, riconosce
nel monitoraggio un’importante strumento di tutela ambientale e vuole contribuire alla
definizione di politiche comuni attraverso un sistema di controllo integrato per lo spazio
marino transfrontaliero.
L’obiettivo principale del progetto MOMAR è quello di creare un percorso unico sul
monitoraggio marino e costiero tra le regioni che si affacciano sul Mediterraneo a partire
dalla zona dell’alto Tirreno e dalle Regioni Sardegna, Corsica e Toscana coinvolte nel
tranfrontaliero Italia Francia Marittimo e nel cui territorio la gestione ambientale si è
basata finora su approcci scientifici e metodologici diversi tra loro.
Fig. 1.3.1 – Area cooperazione P.O. Transfrontaliero IT-FR “Marittimo”
Lo slogan “Tre regioni un solo mare” sintetizza ciò che il progetto si propone.
I partner coinvolti appartengono ad Istituzioni, Università e Centri di ricerca e Regioni
dell’area transfrontaliera e sono.
Regione Toscana
Regione Sardegna
Dipartimento di Sanità Pubblica dell’Università di Cagliari
Institut Français de Recherche pour l’Exploitation de la MER (IFREMER)
6

Consorzio La.M.MA.
Centro Interuniversitario di Biologia Marina (CIBM)
Fondazione L.E.M.
Centro Studi Europeo Plural
Il progetto si è sviluppato sostanzialmente in tre fasi svolte in parallelo:
• analisi e confronto attraverso la progettazione di un sistema di monitoraggio
marino integrato dell’area dell’Alto Tirreno con particolare riferimento a Sardegna
– Corsica – Toscana. Integrazione tra i partner ma anche integrazione tra strumenti
e metodologie di indagine .
• sperimentazione, che si realizza mediante l’applicazione del sistema integrato di
monitoraggio allo studio di problematiche ambientali dell’area transfrontaliera
• sensibilizzazione del rispetto dell’ambiente marino.
La presenza nel progetto di centri di ricerca di grande prestigio ha garantito un’elevata
qualità scientifica delle attività progettuali, mentre le istituzioni hanno assunto il compito
di inquadrare il progetto nel più ampio contesto della governance, sia a scala locale che
internazionale, coinvolgendo nel processo decisionale un ampio numero di soggetti e
sensibilizzando tutti i cittadini delle Regioni interessate sulle opportunità e i vantaggi di
un ambiente marittimo costiero più sicuro e pulito.
Il dialogo tra soggetti scientifici e soggetti istituzionali rappresenta un valore aggiunto del
progetto.
Dalla ricerca scientifica alle proposte politiche attraverso un percorso partecipato: accanto
a soggetti istituzionali e a partner scientifici il progetto ha visto la partecipazione di attori
con una vasta esperienza nel campo della conduzione di reti istituzionali e della diffusione
delle informazioni con il compito di supportare le istituzioni e i centri di ricerca nella
messa a punto di una strategia transfrontaliera che intende avere un carattere
partecipativo.
La partecipazione del progetto è stata estesa al di là dei partner ufficiali anche ad altri
soggetti che operano nell’area transfrontaliera ciascuno dei quali ha portato uno specifico
contributo: si segnalano in particolare i contributi di Sardegna Ricerche, dei parchi
dell’Arcipelago Toscano, della Maddalena e delle Bocche di Bonifacio, delle agenzie di
protezione ambientale della Regione Toscana e della Regione Sardegna.
I temi affrontati sono stati i seguenti:
• Scelta, messa a punto e condivisione di tecniche di monitoraggio chimiche ed
ecotossicologiche; analisi della potenzialità di bioaccumulo di metalli ed altre
sostanze chimiche classificate come pericolose; biomarkers e accumulatori passivi;
speciazione dei metalli nelle sabbie.
• Il monitoraggio remoto dello stato ecologico dell’ambiente costiero (immagini
satellitari) con validazione dei risultati mediante campagne di monitoraggi puntuali
in situ: clorofilla, fitoplancton , materiale in sospensione.
• L’analisi idrodinamica dello spostamento potenziale degli inquinanti: modellazione
idrologica
• Studio di un sistema informatico di archiviazione e condivisione dati e messa a
punto del prototipo di un apposito portale quale piattaforma informatica per
l’analisi ambientale e la gestione dei dati.
• Attività didattica e di disseminazione
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Fig. 1.3.2 - Attività multidisciplinari di monitoraggio dell’ambiente marino dei partner scientifici del
progetto MOMAR
Fig. 1.3.2 - Attività multidisciplinari di monitoraggio dell’ambiente marino dei partner scientifici del
progetto MOMAR
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Ciascun metodo di monitoraggio da risposte di tipo diverso che, se associate tra loro e
analizzate mediante l’ausilio di appositi sistemi informatici, possono restituirci la
fotografia dello stato di salute del nostro mare: in tal senso si parla di monitoraggio
integrato.
Le attività svolte hanno spaziato da campagne di misura in situ, campagne di misura in
mare aperto; lancio di boe oceanografiche; sperimentazione e validazione di modelli
matematici; iniziative di sensibilizzazione e educazione soprattutto verso gli studenti nei
confronti dell’ambiente marino.
Fra le più importanti iniziative di educazione ricordiamo il “Laboratorio Didattico sui
Rifiuti dell’Isola d’Elba”, il Progetto “Navigando con MOMAR” e l’iniziativa “Navi di
maggio”. La prima, ha avuto l’obiettivo di far comprendere agli studenti le varie tipologie
di rifiuti che raggiungono le spiagge, la loro pericolosità, le loro caratteristiche e le
contromisure da adottare per proteggere il mare. La seconda ha cercato di coinvolgere gli
studenti più da vicino, offrendo loro un’esperienza diretta con il mare, in barca a vela, al
fine di stimolare la passione verso il mare ed il rispetto nei confronti dell’ambiente marino.
La terza ha coinvolto gli studenti delle scuole superiori in un percorso didattico su alcune
imbarcazioni destinate al monitoraggio e al controllo dell’ambiente marino.
Tra le campagne oceanografiche le più importanti sono state “MELBA” e “MILONGA”. La
prima, svoltasi nel mese di maggio, si è incentrata sulla raccolta di campioni d’acqua e di
sedimento ed altri controlli necessari per progredire nello studio delle correnti marine. I
campioni di sedimento raccolti sono stati utili per studiare l’inquinamento dei fondali,
mentre i campioni d’acqua sono stati utilizzati per identificare le concentrazioni di
clorofilla presenti nell’acqua, definite a livello europeo come indicatori di qualità. La
seconda campagna invece, si è svolta nel mese di settembre e, in continuità con le
precedenti campagne di misura, ha avuto per obiettivo il monitoraggio marino della parte
meridionale dell’arcipelago toscano tramite l’utilizzo combinato di metodologie
tradizionali, come profili e campionamenti, e strumenti di misura lagrangiani, ovvero boe
che vengono rilasciate in mare libere di spostarsi alla deriva in balia delle correnti.
Il progetto MOMAR (Sistema integrato per il MOnitoraggio e il controllo dell'ambiente
MARino) è cofinanziato dal Fondo Europeo di Sviluppo Regionale nell’ambito del
Programma Operativo (PO) Transfrontaliero Italia - Francia "Marittimo" per un budget
totale di 2.450.00 euro; ha preso avvio il 4 maggio 2009 e terminerà il 31 marzo 2012.
Il PO Transfrontaliero Italia - Francia "Marittimo" è una iniziativa europea di
cooperazione transfrontaliera che coinvolge i territori marittimi e costieri della Regione
Liguria, della Regione Sardegna, della Regione Toscana (limitatamente al territorio delle
province di Massa Carrara, Lucca, Pisa, Livorno e Grosseto), e della Corsica in
rappresentanza dello Stato francese.
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Il modello di governance nella rete delle competenze: dalle
direttive comunitarie al recepimento degli stati membri
Giovanni Vaglio 1 , Virginia Messerini 2
1Fondazione Livorno Euro Mediterranea, Italia, lem@comune.livorno.it
2 Fondazione Livorno Euro Mediterranea - DDP Università di Pisa, Italia
Abstract
La ricerca ha avuto come oggetto lo studio del monitoraggio marino come
elemento di supporto informativo nei processi decisionali e nei modelli di
governance.
Per approfondire la tematica la ricerca è partita dalla ricerca del modello di
governance desumibile dalla normativa di settore concentrando l’attenzione sul
modello basato sul sistema a rete delle competenze. Nell’ambito della ricerca si
è precisato come la concettualizzazione del modello di governance possa essere
realizzata attraverso le tre fasi riportate di seguito applicandole al quadro
normativo risultante dal tentativo di coordinamento dei diversi dei settori di
intervento comunitario della qualità delle acque (dir. 2000/60) e strategia per
l’ambiente marino (dir. 2008/56) e del diritto internazionale con particolare
riguardo per la Convezione UNCLOS e per la Convenzione di Barcellona:
FASE 1
1 – Individuazione dell’area territoriale;
2 – Valutazione del quadro socioeconomico finalizzato alla rilevazione dei
fattori di pressione;
3 – Esame del livello di attuazione regionale e sub regionale del quadro
normativo di riferimento;
FASE 2
4 – Elaborazione del modello;
FASE 3
5 - Valutazione del modello secondo gli standard della governance e dei relativi
processi di gestione validati secondo le procedure riconosciute nell’ambito
geopolitico di riferimento;
6 Valutazione della sostenibilità amministrativa (elementi di misura
dell’efficacia efficienza);
7 – Individuazione dei profili di miglioramento;
Per quanto riguarda il primo punto, Individuazione dell’area territoriale, la
ricerca si è concentrata sull’area di competenza dei partners del progetto con
riferimento alle aree interessate dal mar Tirreno. Tale area corrispondente alla
regione marina1 ”Mar Mediterraneo” ed alla sottoregione Mar Mediterraneo
1 Regione marina secondo la dir. 58/2008 “Le regioni o sottoregioni marine sono designate per
agevolare l’attuazione della direttiva e sono determinate tenendo conto dei fattori idrologici,
oceanografici e biogeografici.
10

11
Pagina 2 di 36
occidentale” così come individuate dall’art. 4 comma 1 lett. C) e comma 2 lett.b) 2
della Direttiva CE 56/2008.
La ricerca ha dimostrato pur in presenza di aspetti problematici di
coordinamento fra i diversi sistemi normativi, la validità della tesi di partenza:
l’applicabilità cioè al contesto di riferimento (finalizzati all’attuazione della
strategie di governo per la tutela dell’ambiente marino) del modello cooperativo
basato sulla rete delle competenze; modello in base al quale ciascun soggetto
coinvolto è dotato dal punto di vista normativo di uno specifica competenza da
cui discende un ruolo nello scenario operazionale del monitoraggio e dei
processi decisionali di governo.
La competenza viene considerata prioritaria rispetto al posizionamento (livello)
nel sistema di governo mentre l’operatività è data dall’ambito territoriale
dell’intervento.
I risultati dell’esercizio della competenza sono condivisi tra i diversi operatori
del settore divenendo patrimonio informativo comune e supporto dei processi
decisionali.
1. Obiettivo della ricerca e definizioni
L’obiettivo della ricerca promossa nell’ambito del progetto MOMAR è quello di
studiare un modello di riparto delle competenze nell’ambito delle attività di
salvaguardia e valorizzazione ambientale della risorsa marino costiera nel
quale il monitoraggio svolge un ruolo di fondamentale importanza come
insieme di strumenti atti a costituire la base informativa necessaria per i
processi decisionali. Il modello deve essere coerente con i moderni sistemi di
governance territoriale, condivisibile da tutti gli operatori interessati e
misurabile in termini di efficacia ed efficienza delle procedure di
funzionamento tenendo conto, fra l’altro, dei risultati raggiunti rispetto a quelli
attesi e del rapporto fra costi e benefici.
Questo obiettivo ha guidato la serie di azioni previste nell’ambito della ricerca
affidata alla Fondazione LEM e del quale questo rapporto costituisce il primo
passo.
Le azioni successive hanno avuto come obiettivo lo studio di un sistema
gestionale del monitoraggio (prodotto modello di monitoraggio) che possa
racchiudere in un'unica applicazione informatica sia le informazioni sul sistema
delle competenze (così come elaborato nella prima fase della ricerca), sia
informazioni e dati sulle metodologie di monitoraggio. Lo scopo che si intende
conseguire è che i prodotti realizzati sia i report sia l’applicazione informatica
possano costituire un valido supporto alla governance ambientale sia nell’ottica
della PMI (politiche marine integrate sia nell’ottica della marine strategy prevista
nella dir. 56/2008 basato sulla condivisione delle conoscenze sui metodi e delle
informazioni.
2 La disposizione richiamata individua con riferimento al Mar medi terraneo le seguenti sotto
regioni: mar mediterraneo occidentale, Mare adriatico, Mar ionio e mar mediterraneo centrale
(costituenti un’unica sottoregione) Mar egeo orientale. Gli stati membri possono entro il
termine del 15 luglio 2010 possono comunicare eventuali ulteriori sottodivisioni che devono
essere tuttavia compatibili con la classificazione stabilità in sede di direttiva

12
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Naturalmente occorre muovere da una precisa definizione delle problematiche
utile a delimitare l’ambito della ricerca.
Per questa ragione, oltre alla definizione di “monitoraggio” che di seguito si
ripropone, si è ritenuto di utilizzare la seguente definizione di Sistema o
modello di governance e di modello di ripartizione delle competenze a rete
precisando che le definizioni adottate costituiscono la sintesi delle
argomentazioni desumibili dalla normativa internazionale ed europea in
materia che è stata raccolta ed esaminata nella fase di ricognizione e analisi
dello scenario e della quale si offre una breve sintesi nelle pagine che seguono3 Naturalmente occorre muovere da una precisa definizione delle problematiche
utile a delimitare l’ambito della ricerca.
Per questa ragione, oltre alla definizione di “monitoraggio” che di seguito si
ripropone, si è ritenuto di utilizzare la seguente definizione di Sistema o
modello di governance e di modello di ripartizione delle competenze a rete
precisando che le definizioni adottate costituiscono la sintesi delle
argomentazioni desumibili dalla normativa internazionale ed europea in
materia che è stata raccolta ed esaminata nella fase di ricognizione e analisi
dello scenario e della quale si offre una breve sintesi nelle pagine che seguono3 Figura 2.1.1 2.1.1 Definizione di di monitoraggio
Figura 2.1.2 2.1.2 Definizione di di governance
3 3
V. § V. 5 § 5
Monitoraggio
Insieme di di metodologie e strumenti e strumenti atti atti a costituire a costituire la la base base informativa
necessaria per per i processi i processi decisionali, che che sia sia coerente con con i moderni i moderni
sistemi di di governance territoriale, condivisibile da da tutti tutti gli gli operatori
interessati e misurabile e misurabile in in termini di di efficacia efficienza delle delle procedure
di di funzionamento tenendo conto, fra fra l’altro, dei dei risultati raggiunti
rispetto a a quelli attesi e del e del rapporto fra fra costi costi e benefici.
e benefici.
Governance
Un Un sistema di di governance è caratterizzato è caratterizzato da da un un insieme di di strumenti e e
strategie finalizzati al al raggiungimento di di determinati obiettivi preposti.
Gli Gli strumenti e strategie e strategie a loro a loro volta presuppongono l’ individuazione
l’ individuazione
della della rete rete dei dei soggetti agenti secondo i diversi i diversi modelli adottabili della della
gerarchia, del del rapporto fra fra le le competenze, della della rete, rete, e la e la definizione
delle delle regole procedurali da da assegnare ai ai soggetti individuati secondo le le
regole per per il il riparto della della competenza prescelte. Una Una metodologia di di
monitoraggio dei dei processi e e di di misurazione dei dei risultati ottenuti
rispetto a quelli a quelli attesi in in fase fase di di progettazione completa il modello. il modello.

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Pagina Pagina 4 di 4 di 36 36
Per Per completare completare il il quadro quadro delle delle definizioni definizioni utili utili ai ai fini fini della della ricerca ricerca è opportuno è opportuno
aggiungere aggiungere il concetto il concetto di di governance governance territoriale
territoriale
Governance Governance territoriale
territoriale
La La governance governance territoriale territoriale richiede richiede evidentemente evidentemente una una specifica
specifica
correlazione correlazione con con un un ambito ambito territoriale territoriale e e quindi quindi l’adeguata
l’adeguata
conoscenza conoscenza delle delle sue sue caratteristiche caratteristiche rispetto rispetto ai ai processi processi che che
devono devono essere essere realizzati realizzati o gestiti o gestiti e delle e delle inevitabili inevitabili continue continue loro loro
modifiche.
modifiche.
Figura Figura 2.1.3 2.1.3 Definizione Definizione di di Governance Governance territoriale
territoriale
Modello Modello di di ripartizione ripartizione delle delle competenze competenze (modello (modello a a rete) rete)
Ciascun Ciascun soggetto soggetto è è dotato dotato dal dal punto punto di di vista vista normativo normativo di di
uno uno specifica specifica competenza competenza da da cui cui discende discende un un ruolo ruolo nello nello
scenario scenario operazionale operazionale del del monitoraggio monitoraggio e e dei dei processi
processi
decisionali decisionali di di governo. governo. La La competenza competenza viene viene considerata
considerata
prioritaria prioritaria rispetto rispetto al al posizionamento posizionamento (livello) (livello) nel nel sistema sistema di di
governo governo mentre mentre l’operatività l’operatività è è data data dall’ambito dall’ambito territoriale
territoriale
dell’intervento. dell’intervento. I I risultati risultati dell’esercizio dell’esercizio della della competenza
competenza
sono sono condivisi condivisi tra tra i diversi i diversi operatori operatori del del settore settore divenendo
divenendo
patrimonio patrimonio informativo informativo comune comune e e supporto supporto dei dei processi
processi
Figura 2.1.4 2.1.4 Definizione di di di modello modello collaborativo collaborativo a rete a rete
Dall’insieme delle delle definizioni proposte proposte e e adottate adottate discende discende la la la ragione ragione della della della
particolare particolare attenzione attenzione posta posta nello nello studio studio alle alle macroaree macroaree di di descrizione
descrizione
territoriale territoriale evidenziato evidenziato in in sede sede di di studio studio delle delle metodologie metodologie applicate applicate alla alla
definizione definizione del del modello modello di di governance governance ed ed alla alla redazione redazione del del del modello modello medesimo.
medesimo.
Così Così individuato individuato e e definito definito l’ambito l’ambito della della ricerca ricerca non non si si si può può prescindere prescindere da da
alcune alcune considerazioni considerazioni di di ordine ordine generale generale sulle sulle metodologie metodologie applicate applicate per per lo lo
studio studio del del del modello modello di di governance.
governance.
2. 2. La La progettazione progettazione dei dei modelli modelli di di di governance
governance
Le Le condizioni condizioni per per la la progettazione progettazione di di un un modello modello di di governance governance sono sono sono
determinate determinate da da una una una serie serie serie di di fattori fattori estremamente estremamente eterogenei eterogenei fra fra di di loro loro così così
come come quelle quelle correlate correlate e necessarie e necessarie necessarie per per la la definizione definizione degli degli indicatori indicatori utili utili per per la la
misurazione misurazione dei dei livelli livelli di di efficacia efficacia ed ed efficienza. efficienza. Indicatori Indicatori che che devono devono essere
essere
individuati individuati e validati e validati in in funzione funzione di di tutto tutto il il processo processo attuativo attuativo della della della governance
governance
che che che segue segue lo lo schema schema circolare circolare seguente:
seguente:

Definizione
degli obiettivi
Azioni di
miglioramento
Definizione Attuazione
degli obiettivi
14
Pagina 5 di 36
GOVERNANCE GOVERNANCE
Risultati
Azioni di
miglioramento
Verifica di
coerenza
Attuazione
Verifica di
coerenza
Risultati
Figura 2.2.1 Schema Figura di 2.2.1 sviluppo Schema circolare di sviluppo della governance circolare della governance
Pagina 5 di 36
Monitoraggio
u questi aspetti Su si questi tornerà aspetti diffusamente si tornerà nelle diffusamente pagine seguenti, nelle pagine tuttavia seguenti, in tuttavia in
uesta sede ed allo questa scopo sede di ed definire allo scopo la metodologia di definire utilizzata la metodologia per realizzazione utilizzata per realizzazione
ello studio, si dello ritiene studio, opportuno si ritiene indicare opportuno quelli indicare che sono quelli ritenuti che come sono i ritenuti come i
rincipali campi principali o macroaree campi per o lo macroaree sviluppo della per lo ricerca. sviluppo della ricerca.
a scelta delle macroare La scelta nel delle modo macroare di seguito nel modo descritto di seguito non è ovviamente descritto non casuale è ovviamente casuale
a è finalizzata ma all’individuazione è finalizzata all’individuazione degli elementi degli di progettazione elementi di e progettazione degli e degli
ndicatori di misurazione indicatori del di misurazione modello di governance. del modello di governance.
nfatti ciascuna Infatti macroarea ciascuna rappresenta macroarea la fonte rappresenta su cui basare la fonte la su progettazione
cui basare la progettazione
el modello del e contemporaneamente modello e contemporaneamente lo schema di lo riferimento schema di per riferimento per
’individuazione l’individuazione degli indicatori. degli indicatori.
o schema utilizzato Lo schema è il seguente: utilizzato è il seguente:
Monitoraggio

Macroaree
Macroaree
Macroarea A
Macroarea A
Macroarea B
Macroarea B
Macroarea
Macroarea
C
C
Macroarea Macroarea D D
Macroarea E
Macroarea E
15
Pagina 6 di 36
microarea
microarea
Pagina 6 di 36
microarea
microarea
indicatore
indicatore
Figura 2.2.2 Schema operativo per lo sviluppo progettuale della
governance Figura 2.2.2 Schema operativo per lo sviluppo progettuale della
governance
E’ necessario a questo punto proseguire con ordine e iniziare con la descrizione
sintetica delle macroaree di ricerca.
Queste sono:
a) L’ambito territoriale di riferimento dal punto di vista
geoistituzionale
b) Il contesto socio economico correlato all’ambito territoriale
c) Il livello di esercizio della autonomia legislativa e della
discrezionalità amministrativa da parte dei soggetti coinvolti
d) Il grado di pregnanza cioè il livello di disponibilità degli
interessati (o dei soggetti obbligati) all’attuazione degli strumenti
posti in essere nei diversi ambiti politico/normativo/
amministrativo.
e) Il livello di partecipazione
Come osservato in precedenza all’interno di ciascuna macroarea sono state
individuate una serie di sottocategorie (microaree) dalle quali in seguito far
discendere gli indicatori
Nella prima macroarea, (a) sono compresi:
a1 il contesto geografico cioè la definizione dell’area geografica di riferimento,
a2 E’ necessario a questo punto proseguire con ordine e iniziare con la descrizione
sintetica delle macroaree di ricerca.
Queste sono:
a) L’ambito territoriale di riferimento dal punto di vista
geoistituzionale
b) Il contesto socio economico correlato all’ambito territoriale
c) Il livello di esercizio della autonomia legislativa e della
discrezionalità amministrativa da parte dei soggetti coinvolti
d) Il grado di pregnanza cioè il livello di disponibilità degli
interessati (o dei soggetti obbligati) all’attuazione degli strumenti
posti in essere nei diversi ambiti politico/normativo/
amministrativo.
e) Il livello di partecipazione
Come osservato in precedenza all’interno di ciascuna macroarea sono state
individuate una serie di sottocategorie (microaree) dalle quali in seguito far
discendere gli indicatori
Nella prima macroarea, (a) sono compresi:
a
il contesto politico cioè la definizione dell’assetto politico istituzionale
dell’area presa come riferimento e il relativo assetto istituzionale normativo.
1 il contesto geografico cioè la definizione dell’area geografica di riferimento,
a2 il contesto politico cioè la definizione dell’assetto politico istituzionale
dell’area presa come riferimento e il relativo assetto istituzionale normativo.
indicatore
indicatore

16
Pagina 7 di 36
Ciò con specifico riguardo per la definizione dei livelli dei rapporti fra le
istituzioni titolari della funzione disciplinare (legislativa/normativa/
amministrativa/organizzativa generale e tecnica)
a3 la descrizione dei livelli della struttura amministrativa/esecutiva
conseguente.
La seconda macroarea (b), invece, comprende le seguenti microaree:
b1 il grado di sviluppo socioeconomico delle aree interessate nel senso che
maggiore è il grado di sviluppo socioeconomico di una data area geografica,
maggiore sarà il livello della pressione sul’ambiente marino costiero sia diretto
che indiretto (livello degli impatti v. sub b2 e b3 e b4 );
b2 il livello degli impatti diretti. Ciò che giuridicamente viene definito come
l’uso pubblico del mare e quindi le pressioni derivanti dall’utilizzo diretto (ad
esempio la balneazione, la pesca,l’acquacoltura, la sfruttamento minerario dei
fondali o delle acque, la navigazione commerciale e diportistica, l’ utilizzo di
aree marine per zone rifugio delle imbarcazioni, o per attività industriali.
b3 il livello degli impatti indiretti derivanti dalla pressione antropica sul
territorio adiacente (trattando di ambiente marino costiero un peso rilevante è
assunto dalle diverse forme di utilizzo del territorio costiero e dall’interazioni
fra dette attività e il mare) 4
b4 .
il livello di sostenibilità ambientale del territorio misurato attraverso la
presenza di aree protette, parchi e l’attuazione di politiche legislative di
protezione dell’ambiente.
Con riferimento ai punti b 2 e b 3 è evidente che tanto maggiore è il livello della
pressione e tanto diversificata è la tipologia delle pressioni medesime tanto più
complessa dovrà essere la rete di monitoraggio e tutela sia dal punto di vista
del sistema di riparto delle competenze, sia da quello delle metodologie di
monitoraggio da utilizzare, sia da quello della condivisione e comunicazione
dei risultati
La terza macroarea (c) comprende invece le seguenti microaree:
c 1 Il grado di autonomia nella potestà attuativa di primo grado (recepimento
normativo) della fonte da parte dello stato;
c 2 Il grado di discrezionalità amministrativa nella potestà attuativa di secondo e
terzo livello (attuazione della normativa recepita) da parte dello stato e degli
altri soggetti competenti (regioni organismi territoriali similari ed enti locali)
secondo il proprio ordinamento;
c 3 Il grado di discrezionalità tecnica nella potestà esecutiva di secondo e terzo
livello (attuazione attraverso regole tecniche della disciplina amministrativa) da
parte dello stato e degli organi preposti (in base al sistema delle competenze
precostituito per legge o in funzione dell’avvalimento).
4 Il modello descrittivo utilizzato in queste pagine è coerente con il modello analitico
descrittivo DPSIR di derivazione comunitaria che sarà oggetto di approfondimento nel
rapporto dedicato ai segnali di allerta ambientale sempre nell’ambito del progetto
Momar

17
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Lo sviluppo della macroarea tre è correlato al livello di completezza della fonte
principale (o fonte origine del sistema normativo) nel senso che maggiore è il
livello di completezza della fonte principale minore, sarà lo spazio di
autonomia o discrezionalità degli organi recettori o attuatori. Questo
indipendentemente dalla presenza del potere assegnato in base alle regole
generali dell’ordinamento.
Allo scopo di chiarire meglio questo punto è possibile fare riferimento al
sistema delle fonti di produzione normativa di rango comunitario ed al
rapporto in termini di attuazione del diritto comunitario nello stato membro
che discende dai trattati istitutivi dell’Unione.
Come è noto lo spazio di discrezionalità normativa dello stato membro
aumenta in relazione alla natura ed alla cogenza della fonte comunitaria.
La sequenza è la seguente:
a – Il Regolamento è immediatamente applicabile allo stato membro e si pone al
livello delle fonti primarie
b – La Direttiva richiede un atto di recepimento da parte dello stato membro
perché possa esplicare la sua efficacia5 Pagina 8 di 36
Lo sviluppo della macroarea tre è correlato al livello di completezza della fonte
principale (o fonte origine del sistema normativo) nel senso che maggiore è il
livello di completezza della fonte principale minore, sarà lo spazio di
autonomia o discrezionalità degli organi recettori o attuatori. Questo
indipendentemente dalla presenza del potere assegnato in base alle regole
generali dell’ordinamento.
Allo scopo di chiarire meglio questo punto è possibile fare riferimento al
sistema delle fonti di produzione normativa di rango comunitario ed al
rapporto in termini di attuazione del diritto comunitario nello stato membro
che discende dai trattati istitutivi dell’Unione.
Come è noto lo spazio di discrezionalità normativa dello stato membro
aumenta in relazione alla natura ed alla cogenza della fonte comunitaria.
La sequenza è la seguente:
a – Il Regolamento è immediatamente applicabile allo stato membro e si pone al
livello delle fonti primarie
b – La Direttiva richiede un atto di recepimento da parte dello stato membro
perché c possa – Al esplicare recepimento la sua segue efficacia di norma una sequenza di attuazione di rango
secondario
Esempi coerenti con l’argomento trattato in queste pagine sono rappresentati
dalle sequenze riportate che rispettano la relazione
5
Lo sviluppo della macroarea tre è correlato al livello di completezza della fonte
principale (o fonte origine del sistema normativo) nel senso che maggiore è il
livello di completezza della fonte principale minore, sarà lo spazio di
autonomia o discrezionalità degli organi recettori o attuatori. Questo
indipendentemente dalla presenza del potere assegnato in base alle regole
generali dell’ordinamento.
Allo scopo di chiarire meglio questo punto è possibile fare riferimento al
sistema delle fonti di produzione normativa di rango comunitario ed al
rapporto in termini di attuazione del diritto comunitario nello stato membro
che discende dai trattati istitutivi dell’Unione.
Come è noto lo spazio di discrezionalità normativa dello stato membro
aumenta in relazione alla natura ed alla cogenza della fonte comunitaria.
La sequenza è la seguente:
a – Il Regolamento è immediatamente applicabile allo stato membro e si pone al
livello delle fonti primarie
b – La Direttiva richiede un atto di recepimento da parte dello stato membro
perché possa esplicare la sua efficacia
c – Al recepimento segue di norma una sequenza di attuazione di rango
secondario
Esempi coerenti con l’argomento trattato in queste pagine sono rappresentati
dalle sequenze riportate che rispettano la relazione
5
c – Al recepimento segue di norma una sequenza di attuazione di rango
secondario
Esempi coerenti con l’argomento trattato in queste pagine sono rappresentati
dalle sequenze riportate che rispettano la relazione
FONTE FONTE
RECEPIMENTO RECEPIMENTO
Figura Figura 2.2.3 Processo 2.2.3 Processo di recepimento di recepimento
ATTUAZIONE ATTUAZIONE
5 Un livello intermedio a questo schema estremamente semplificato è rappresentato
5
dalla direttive Un livello cd self intermedio executing il a cui questo livello schema di specificazione estremamente non richiederebbe semplificato un è rappresentato
atto
di recepimento dalla direttive interno cd self executing il cui livello di specificazione non richiederebbe un atto
di recepimento interno

18
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Gli esempi del processo appena indicato applicati alle dinamiche procedurali
della governance e del monitoraggio producono schematicamente i risultati
presentati nelle due figure delle pagine seguenti.
Per quanto riguarda le microaree che compongono la macroarea D si rinvia a
quanto esposto nel successivo § 3.
La macroarea E invece dedicata al gado di partecipazione è dedicata al il grado
di coinvolgimento delle popolazioni e delle categorie a processi informativi e
decisionali. A questa sono associabile le seguenti microare
E 1 Coinvolgimento diretto - processo partecipativo
predeterminato
E 2 Coinvolgimento attraverso i procedimenti di informazione
ambientale
E 3 Coinvolgimento nella fase decisionale dei processi
E 4 Coinvolgimento si istanza di parte
E 5 Coinvolgimento strategico

19
Pagina 10 di 36
ESEMPIO 1 (In questo caso è inserito il modello di sviluppo basato sul
ESEMPIO
dualismo
1
livello
(In questo
normativo/discrezionalità
caso è inserito il modello
amministrativa)
di sviluppo basato sul
dualismo livello normativo/discrezionalità amministrativa)
P
P O
O T
T E
E S
S T
T À
À
N
N
O
O
R
R
M
M
A A
T T
I I
V V
A
FONTE RECEPIMENTO
FONTE RECEPIMENTO
DIR 2008/56/CE (17 giugno
DIR 2008/56/CE (17 giugno
2008)
2008)
Direttiva quadro sulla strategia
Direttiva quadro sulla strategia
per l’ambiente marino
per l’ambiente marino
Attuazione
Attuazione
tramite organi di governo
rete tramite delle competenze organi di governo
rete delle competenze
ORGANI DI GOVERNO DEL
T ERRITORIO
ORGANI DI GOVERNO DEL
T ERRITORIO
MARINE MARINE STRATEGY STRATEGY
Strumenti normativi di attuazione
Strumenti normativi di attuazione
MONITORAGGIO
Figura 2.2.4 Processo di attuazione e governance 1
Dlg.vo 13 ottobre 2010 n. 190
Dlg.vo 13 ottobre 2010 n. 190
Attuazione della Direttiva 2008/56
Attuazione
che istituisce
della Direttiva
un quadro
2008/56
per
che istituisce un quadro per
l’azione comunitaria nel campo
l’azione comunitaria nel campo
della politica per l’ambiente
della politica per l’ambiente
marino
marino
ORGANISMI
ISTITUZIONALI
ORGANISMI
DI CONTROLLO
ISTITUZIONALI
DI CONTROLLO
Organismi
ausiliari Organismi di
ausiliari di
Discrezionalità amministrativa Discrezionalità tecnica
MONITORAGGIO
Figura 2.2.4 Processo di attuazione e governance 1
Pagina 10 di 36
ORGANISMI DI
RICERCA
ORGANISMI DI
RICERCA
Discrezionalità amministrativa Discrezionalità tecnica

ESEMPIO ESEMPIO 2 2
FONTE
FONTE
DIR 2006/7/CE del
15 febbraio DIR 2006/7/CE 2006 del
15 febbraio 2006
Gestione delle acque
di balneazione Gestione delle acque
di balneazione
RECEPIMENTO
RECEPIMENTO
20
Pagina 11 Pagina di 36 11 di 36
ATTUAZIONE
ATTUAZIONE
Dlg.vo 30 maggio 2008 Decreto del Ministero
n. 116 Dlg.vo 30 maggio 2008 della salute Decreto 30 marzo del Ministero
n. 116
Attuazione Dir
2006/7/CE Attuazione Dir
2010 della salute 30 marzo
2010
Definizione dei criteri per
2006/7/CE
determinare il divieto di
Definizione dei criteri per
SVILUPPO NORMATIVO
SVILUPPO NORMATIVO
Figura 2.2.5 Processo di attuazione e governance 2
balneazione nonchè modalità
determinare il divieto di
e specifiche balneazione tecniche per nonchè modalità
l’attuazione del dlg.vo 30
e specifiche tecniche per
maggio 2008 n. 116 di
recepimento
l’attuazione
della DIR
del dlg.vo 30
2006/7/CE maggio 2008 n. 116 di
recepimento della DIR
2006/7/CE
Questo processo Figura di 2.2.5 sviluppo Processo diviene di ancora attuazione più complesso e governance quando 2 la fonte
finale deve tener conto anche del quadro normativo internazionale di origine
pattizia/convenzionale Questo processo di e quando sviluppo il sistema diviene organizzativo ancora più complesso dello stato quando membro la fonte
ridistribuisce finale deve la tener competenza conto anche primaria del quadro anche in normativo ambito sub internazionale statale (livello di origine
legislativo pattizia/convenzionale regionale) e quella e quando secondaria il sistema in abito organizzativo sub regionale dello (potestà stato membro
regolamentare ridistribuisce degli la enti competenza locali e delle primaria pubbliche amministrazioni anche in ambito in genere). sub statale (livello
legislativo regionale) e quella secondaria in abito sub regionale (potestà
2.1 La regolamentare scelta degli indicatori degli enti locali e delle pubbliche amministrazioni in genere).
Gli obiettivi che un modello di governance basato sull’applicazione della
disciplina 2.1 La europea scelta degli deve indicatori darsi, devono evidentemente essere coerenti con
quanto stabilito nella disciplina di riferimento.
Gli obiettivi che un modello di governance basato sull’applicazione della
Le azioni e gli strumenti per il raggiungimento degli obiettivi devono essere
disciplina europea deve darsi, devono evidentemente essere coerenti con
misurabili attraverso opportuni e specifici indicatori.
quanto stabilito nella disciplina di riferimento.
Le azioni e gli strumenti per il raggiungimento degli obiettivi devono essere
misurabili attraverso opportuni e specifici indicatori.

21
Pagina 12 di 36
Più complessa è l’individuazione degli indicatori per la misurazione della
perfomance del modello.
In questo caso riprendendo quanto descritto nel § 1 si è fatto ricorso al modello
riassunto negli schemi seguenti.
Indicatori
Figura 2.2.1.1 Categorie di classificazione degli indicatori
Indicatori intrinseci
Figura 2.2.1.2 Specificazione delle categorie
Indicatori intrinseci
Indicatori estrinseci
Coerenza normativa
Qualità
Quantità
Efficienza
Efficacia
Tempestività

Indicatori estrinseci
Figura 2.2.1.31 Specificazione delle categorie
22
Pagina 13 di 36
Un esempio di applicazione di un modello di misurazione dell’efficacia della
governance è dato dalle tabelle riportate nei § seguenti relative allo stato di
attuazione della Dir. 2000/60 elaborate in sede comunitaria6. 6 V: §3 e § 5.1.
Comprensibilità
Veridicità
condivisione

23
Pagina 14 di 36
3. Il principio di adeguatezza nella definizione delle strategie per la
cooperazione transnazionale
L’insieme dei fattori appena enunciato (la loro adeguata valutazione)
determina quello che può essere definito come il principio di adeguatezza degli
strumenti di governance.
Questo principio, che vale come regola generale per la valutazione dei sistemi
giuridici e amministrativi, può essere efficacemente applicato al sistema
normativo sviluppato nell’ambito del monitoraggio marino costiero e
dotandolo di opportuni indicatori, adeguatamente misurato.
Come si è avuto modo di osservare nello svolgimento della ricerca nell’ambito
delle istituzioni europee vi è una forte sensibilità e consapevolezza tanto delle
problematiche del settore quanto del principio di adeguatezza degli strumenti
come criterio fondamentale nella progettazione dei procedimenti e come
elemento prodromico della rete istituzionale delle competenze7. Parimenti vi è una forte istanza di collaborazione multilivello interpartenariale
(cioè fra stati e organismi politici e di gestione della UE) e fra singoli stati.
Come ultimo anello della catena viene promossa la trasposizione del modello
collaborativo anche all’interno degli organismi e delle istituzioni di ciascuno
stato membro.
Il modello descritto nella documentazione e nella normativa europea può
essere schematizzato come segue:
7 Si ricorda la definizione data all’inizio di questo scritto e cioè che anche se in modo
molto sintetico si può affermare che un sistema di governance è caratterizzato da un
insieme di strumenti finalizzati al raggiungimento di determinati obiettivi preposti. Gli
strumenti sono a loro volta caratterizzati dalla individuazione della rete dei soggetti
agenti secondo i diversi modelli adottabili della gerarchia, del rapporto fra le
competenze, della rete, e dalla definizione delle regole procedurali da assegnare ai
soggetti compenti. Una metodologia di monitoraggio dei processi e di misurazione dei
risultati ottenuti rispetto a quelli attesi in fase di progettazione completa il modello. La
governance territoriale richiede evidentemente una specifica correlazione con un ambito
territoriale e quindi l’adeguata conoscenza delle sue caratteristiche rispetto ai processi
che devono essere realizzati o gestiti e delle inevitabili continue loro modifiche. E’
questa la ragione della particolare attenzione posta nello studio alle macroaree di
descrizione territoriale

24
Pagina Pagina 15 di 15 Pagina 36 di 36 15 di 36
Modello Modello di cooperazione Modello di cooperazione di cooperazione transnazionale transnazionale
Strategie comuni Strategie comuni comuni Obiettivi Obiettivi Indicatori Indicatori
Condivisi Condivisi
Figura Figura 2.3.1 Figura 2.3.1 Sintesi Sintesi 2.3.1 del Sintesi del modello del Europeo modello Europeo delle Europeo delle strategie delle di strategie governance
di governance di governance
Da Da questo questo Da modello questo modello deriva modello deriva un deriva deriva un complesso un complesso scenario delle scenario delle aspettative delle aspettative che che può può che può può
essere essere sintetizzato essere essere sintetizzato come come segue segue come il seguente il segue seguente il schema: seguente schema: schema:
RETE RETE DELLE DELLE RETE DELLE
COMPETEN COMPETEN
ZE ZE ZE
COOPERAZIONE
COOPERAZIONE
Figura Figura 2.3.22 Figura 2.3.22 Lo Lo scenario 2.3.22 scenario Lo delle scenario delle aspettative delle aspettative
BUONE BUONE BUONE
PRATICHE
PRATICHE
A questo A questo A punto questo punto è necessario è punto necessario è necessario tornare tornare a tornare precisare a precisare a il precisare contenuto il contenuto il contenuto della della macroarea della macroarea D D D
che che è stata è stata che indicata è indicata stata come indicata come grado grado come di pregnanza. di grado pregnanza. di pregnanza. Infatti Infatti la misura Infatti la misura la dell’efficienza misura dell’efficienza dell’efficienza di di di
un un modello un di modello di governance di governance è infine è infine anch’essa è infine anch’essa anch’essa condizionata condizionata da da una una serie da serie una di di serie di
presupposti presupposti necessari. necessari. Fra Fra questi questi Fra un questi un particolare un particolare rilievo rilievo assume, rilievo assume, per assume, per le le per le
considerazioni considerazioni che che seguono che il seguono livello il livello di il livello disponibilità di disponibilità di disponibilità degli degli interessati degli interessati (od (od dei dei (od dei
soggetti obbligati) soggetti obbligati) obbligati) all’attuazione all’attuazione degli degli strumenti degli strumenti posti posti in in essere posti essere in nei essere nei diversi diversi nei diversi

25
Pagina 16 di 36
ambiti politico/normativo/amministrativo. Si tratta di un dato importante
qualora si debba misurare la capacità o volontà di risposta rispetto ad un dato
modello. Quale esempio si richiama il grafico elaborato dalla Commissione
europea nell’ambito della Comunicazione della Commissione al Parlamento
europeo e al Consiglio del 22 marzo 2007 n. COM 218/Def 8 relativo alla
percentuale di corpi idrici di ciascuno stato membro che rischiano di non
conseguire gli obiettivi della direttiva quadro (Dir CE2000/60/CE) nel quale
non sono registrati i dati relativi a diversi stati europei che pure hanno recepito
la Direttiva 2000/60. Fra questi è presente anche l’Italia. Il quadro completo
proposto dalla Commissione è il seguente:
Figura 2.3.3 Analisi applicativa della Direttiva 2000/60
Nel caso riportato sopra si può motivare la mancanza di dati attribuendo
diversi significati: come un difetto di comunicazione, come un ritardo nelle
diverse fasi di attuazione della Direttiva o come un difetto di coordinamento
nel sistema di ripartizione delle competenze dello stato membro. In ogni caso e
fatti salvi specifici approfondimenti caso per caso, è evidente come la
procedura rischi di essere viziata ed invalidata proprio in sede di verifica ed
analisi dei risultati.
Sempre in ambito europeo un ulteriore esempio è dato dalle procedure di
infrazione avviate a carico degli stati membri relative al mancato o ritardato
recepimento della direttiva 2000/60 o ad altre direttive correlate.
Al 2007 anno del rapporto preso come riferimento le procedure di infrazione
sono state 11 e le condanne della Corte di giustizia sono state 5 come riportato
nella tabella che segue:
8 Documento reperibile sul sito dell’Unione europea. Le didascalie non seguono la numerazione
del testo in quanto sono riprese dal documento originale

Num. Causa Stato coinvolto
C-33/05 Belgio
C-32/05 Lussemburgo
C-67/05 Germania
C-85/05 Italia
C-118/05 Portogallo
Tabella 2.3.1 Esempio di procedure di infrazione
Alla macroarea D sono quindi associate le seguenti Microaree
26
Pagina 17 di 36
d 1 grado di disponibilità dei soggetti istituzionali
d 2 grado di disponibilità dei soggetti coinvolti non istituzionali
(opinione pubblica/elettorato)
d 3 tempo effettivo di attuazione

27
Pagina 18 di 36
4. La correlazione fra ambito territoriale di attuazione e sistema normativo
di riferimento
Uno degli aspetti presi in esame riguarda la correlazione fra ambito territoriale
di riferimento e sistema normativo.
Si è già evidenziato come lo scopo della ricerca è lo studio di “un sistema di
riparto delle competenze nell’ambito delle attività di salvaguardia e
valorizzazione della risorsa marino costiera che sia coerente con i moderni
sistemi di governance territoriale” e che tenga conto del monitoraggio come
elemento conoscitivo e di supporto per i processi decisionali.
Il processo di individuazione dell’ambito territoriale di riferimento in rapporto
al sistema normativo ha condotto l’attenzione sulla costruzione di un modello
basato sullo “Spazio Marino Comune Europeo”.
Questo metodo è stato utilizzato anche dal legislatore della Dir. 56, Strumento
normativo fondamentale rispetto all’obiettivo posto di definire uno standard
di procedure condiviso. Lo “Spazio marino comune” è stato suddiviso in
regioni marine che a loro volta sono suddivise in sottoregioni.
Agli stati membri in sede di recepimento è data poi facoltà di adottare ulteriori
suddivisioni che dovranno essere coerenti con la classificazione originaria
Questa individuazione, che già da sola potrebbe dirsi problematica (e
sicuramente lo è alla luce del rapporto fra strumenti di produzione normativa
europea e livelli di applicazione da parte degli stati membri) è utile se si vuole
dare concretezza alla ricerca ma è altresì necessaria a livello normativo e
organizzativo quando l’obiettivo è l’unificazione delle legislazioni e delle
buone pratiche amministrative e gestionali nella prospettiva di un comune
obiettivo. Può essere altresì considerata riduttiva e non esaustiva se si pone
mente ai criteri indicati nelle macroaree metodologiche.
A questa conclusione si giunge esaminando esclusivamente il contesto
geografico di riferimento senza porre attenzione al correlato contesto politico.
Infatti le aree marine prese come riferimento dalla legislazione europea non
possono non tener conto dei confini dei singoli stati membri ma il medesimo
mare interessa stati non appartenenti all’Unione europea ponendosi quindi
come patrimonio e risorsa comune transnazionale le cui caratteristiche fisiche
sono nella sostanza e nei fatti insensibili alle limitazioni imposte dal diritto. A
questa situazione sopperiscono i rinvii fissi e mobili contenuti nella direttiva al
diritto di origine pattizia e segnatamente alla Convenzione UNCLOS e alla
Convezione di Barcellona per la tutela del Mar Mediterraneo. Tuttavia rispetto
alla definizione di un modello efficiente non sembra soddisfacente il mero
rinvio 9
.
Per questa ragione l’intera riflessione andrebbe posta avendo come riferimento
non la sezione del bacino marino associata alle coste di gruppi di stati legati da
9 Sui profili problematici derivanti dai tentativi e dalle esigenze di coordinamento fra
le varie fonti v. § 5.3 di questo di studio. L’architettura del data base ricognitivo delle
competenze proposta alla fine di questo studio (§ 7) si presenta come un tentativo di
coordinamento delle diverse ripetizioni geografiche

28
Pagina 19 di 36
legami politici ma avendo come riferimento l’intero bacino. Ciò sia con
riguardo alla misurazione e gestione degli impatti e delle pressioni in ambito
costiero, sia e maggiormente, con riferimento agli effetti costieri del traffico e
delle attività nelle cosiddette acque internazionali.
Esempi di questo modus operandi sono fortunatamente già presenti e sono frutto
della progressiva sensibilizzazione verso le tematiche della tutela della risorsa
marina10. E’ il caso della normativa pattizia convenzionale realizzata in ambito
internazionale e finalizzata alla sicurezza della navigazione e all’utilizzo e allo
sfruttamento sostenibile del mare dal punto di vista ambientale11.
Pensare ad un modello condiviso quanto meno in ambito di bacino del
mediterraneo è tuttavia un operazione ad oggi difficilmente concretizzabile al
di là delle attività di scambio di informazioni anche a causa della eterogeneità e
mutabilità delle situazione politiche ed economiche dei diversi paesi che si
affacciano sull’area.
Tuttavia anche limitando la costruzione del modello all’ambito della costa
europea e della relativa regione del bacino del mediterraneo 12
Questo perché da un lato vi sono casi di adesione differenziata degli stati
membri alle convezioni che pure comportano obblighi di adeguamento
normativo che richiedono un bilanciamento con il sistema normativo europeo e
con quello dei singolo del singolo stato; dall’altro, per quanto riguarda l’attività
in acque internazionali e l’attività di navigazione commerciale, questa è
influenzata dalle convenzioni internazionali sull’uso del mare e sulle regole di
navigazione.
che sia
comunque esportabile ed applicabile nelle altre regioni marine dell’Unione non
si può prescindere dal considerare quanto meno la legislazione convenzionale e
pattizia e il livello di influenza nella legislazione europea e degli stati membri.
Le diverse fonti sono necessariamente intersecate e correlate fra loro secondo le
regole di recepimento di ciascuno stato con gli evidenti problemi derivanti
spesso proprio dalla diversità di tali regole o dai differenti tempi di
recepimento o adattamento del quadro normativo interno.
Nelle pagine che seguono si presenterà il quadro normativo che è stato preso
come riferimento della ricerca, in questa, procedendo con il metodo degli
schemi, l’argomento del rapporto fra le fonti di diversa origine può essere
schematizzato come segue:
10 Si pensi con riferimento al Mar Mediterraneo ad esempio ai programmi europei in
area MED che tendono a coinvolgere gli stati della costa africana del mediterraneo o in
modo ancora più pregnante al diritto convenzionale e pattizio al quale si fa ampio
riferimento nel testo.
11 Fra queste la Convenzione di Barcellona per la tutela del mediterraneo per la quale
v. oltre nel testo
12 Così come individuata nella Dir. CE 2008/56

29
Pagina 20 di Pagina 36 20 di 36
Figura 2.4.1 Figura Schema 2.4.1 del Schema quadro del normativo quadro normativo basato sul basato principio sul principio della della
intersezione intersezione (correlazione) (correlazione) delle fonti delle fonti
A titolo di esempio rispetto a quanto segnalato poc’anzi si riporta una tabella
relativa alle interazioni fra le diverse fonti con particolare riguardo al processo
di recepimento a livello UE della Convenzione UNCLOS e della Convezione di
Barcellona; nella tabella successiva sono riportati i relativi processi di
recepimento/adeguamento anche tenendo conto dell’ordinamento italiano e
regionale toscano13 A titolo di esempio rispetto a quanto segnalato poc’anzi si riporta una tabella
relativa alle interazioni fra le diverse fonti con particolare riguardo al processo
di recepimento a livello UE della Convenzione UNCLOS e della Convezione di
Barcellona; nella tabella successiva sono riportati i relativi processi di
recepimento/adeguamento anche tenendo conto dell’ordinamento italiano e
regionale toscano13 Fonte internazionale Fonte internazionale Fonte comunitaria Fonte comunitaria di recepimento di recepimento
Convenzione Convenzione UNCLOS (Motego UNCLOS Bay) (Motego Decisione Bay) del Decisione Consiglio del 98/392/Ce Consiglio 98/392/Ce
Decisione 77/585/CEE Decisione del 77/585/CEE Consiglio del Consiglio
Convenzione Convenzione di Barcellona di Barcellona
La costruzione La costruzione del quadro del normativo quadro normativo di di
riferimento riferimento
Normativa Normativa internazionale internazionale
pattizia pattizia
Normativa Normativa interna
interna
Normativa Normativa Europea Europea
conclusione della conclusione convenzione della per convenzione la protezione per del la protezione Mare del Mare
Mediterraneo dall'inquinamento Mediterraneo dall'inquinamento e del protocollo e del sulla protocollo sulla
prevenzione dell'inquinamento prevenzione dell'inquinamento del Mare Mediterraneo del Mare Mediterraneo
dovuto allo scarico dovuto di rifiuti allo scarico da parte di rifiuti di navi da e parte di di navi e di
aeromobili aeromobili
Decisione 81/420/CEE Decisione del 81/420/CEE Consiglio del Consiglio
conclusione del conclusione protocollo del relativo protocollo alla collaborazione relativo alla collaborazione in
in
materia di lotta materia contro di l'inquinamento lotta contro l'inquinamento del Mare del Mare
Mediterraneo provocato Mediterraneo dagli provocato idrocarburi dagli e altre idrocarburi sostanze e altre sostanze
nocive in caso nocive di situazione in caso critica di situazione critica
Decisione 83/101/CEE Decisione del 83/101/CEE Consiglio del Consiglio
conclusione del conclusione protocollo del relativo protocollo alla protezione relativo alla del protezione del
mare Mediterraneo mare Mediterraneo dall'inquinamento dall'inquinamento di origine di origine
tellurica tellurica
Decisione 84/132/CEE Decisione del 84/132/CEE Consiglio del Consiglio
conclusione del conclusione protocollo del relativo protocollo alle zone relativo alle zone
specialmente protette specialmente del Mediterraneo
protette del Mediterraneo
13 Per una più 13 Per approfondita una più approfondita disamina del disamina quadro del normativo quadro normativo con riferimento con riferimento al al
monitoraggio monitoraggio si rinvia al si successivo rinvia al successivo §5 §5

30
Pagina 21 di 36
Fonte internazionale Fonte comunitaria di recepimento
Decisione 2004/575/CE del Consiglio
conclusione, a nome della Comunità europea, del
protocollo della convenzione di Barcellona per la
protezione del Mare Mediterraneo dall'inquinamento,
relativo alla cooperazione in materia di prevenzione
dell'inquinamento provocato dalle navi e, in caso di
situazione critica, di lotta contro l'inquinamento del
Mare Mediterraneo
Decisione 2010/631/UE del Consiglio
conclusione, a nome dell’Unione europea, del
protocollo sulla gestione integrata delle zone costiere
del Mediterraneo della convenzione sulla protezione
dell’ambiente marino e del litorale del Mediterraneo
Tabella 2.4.1 Processi di recepimento del diritto convenzionale in ambito
europeo
Fonte
internazionale
Fonte
comunitaria
Fonte
nazionale
Fonte
regionale
Direttiva
1999/35/CE
D.l.vo
28/2001
Dlg.vo
165/2011
Rec. Dir.
35/1999
Convenzione
UNCLOS
1982
Direttiva
2008/56/CE
DPR
190/2010
Rec. D.
2008/56/CE
L. R. Toscana
31/05/ 2006
Convenzione
di Barcellona
1976/78
Direttiva
2000/60/CE
mod. da
Decisione n.
2455/2001/CE
Dir.2001/2455,
Dir.2008/32, Dir
2009/31
D.L.vo
152/2006
s.m.i.
Reg.
8/09/2008 n.
46/R
Convenzione
SOLAS/IMO
1913/2008
Direttiva
2002/59/CE
D.L.vo
202/2007
(mod. L.
979/2002)
Rec. MARPOL
L.
11/12/1998
n. 91
Convenzione
MARPOL
1973/78
Decisione
Commissione
01/09/2010
D.M.
56/2009
Rec. D.
2000/60/CE
DGRT
10/03/2003
n. 225
Tabella 2.4.2 Processi di recepimento/adeguamento normativo nazionali

31
Pagina 22 di 36
5. L’attuazione del modello: il quadro normativo europeo e internazionale 14
Nell’ambito della ricerca sono state prese in considerazione le sequenze
normative relative alla qualità delle acque di balneazione e alla marine strategy e
quindi la DIR 2000/60 e la DIR 2008/56/CE.
5.1. Lo stato di attuazione della DIR 2000/60 e le valutazioni dell’ UE
Definito nel modo indicato nel § precedente l’ambito territoriale della ricerca,
l’attenzione in questa fase, è stata concentrata sul reperimento di
documentazione ufficiale che indicasse da un lato il livello di sensibilizzazione
al problema e, dall’altro, il grado di attuazione delle direttive comunitarie
come indicatore stesso del livello di sensibilizzazione.
Come documento di riferimento comunitario si è ritenuto di utilizzare
nuovamente la Comunicazione della Commissione al parlamento 15
La scelta di muovere inizialmente dall’analisi da questo documento discende
da due fattori: l’essere il documento stesso la prima relazione ufficiale sullo
stato di attuazione delle dir 2000/60 e quello di contenere presupposti della
successiva Dir. 56/2008, del 17 giugno 2008 che istituisce un quadro per
l’azione nel campo della politica per l’ambiente marino (direttiva quadro sulla
strategia per l’ambiente marino).
europeo e
al Consiglio del 22 marzo 2007 n. 128 “Verso una gestione sostenibile della
Acque dell’unione europea (Prima fase di attuazione della direttiva quadro
sulle acque (2000/60/CE).
Le due Direttive appena richiamate compongono nella sostanza, il quadro
normativo di riferimento che gli stati sono chiamati ad attuare e dal quale si
deve muovere per ricavare gli elementi necessari per la costruzione del modello
di rete di competenze.
L’analisi svolta dalla Commissione europea rispetto allo stato di attuazione
della prima direttiva si presenta dunque come un importante punto di
riferimento dell’idea di governance europea nel settore.
Come elemento parametrico sono poi stati utilizzati altri documenti di origine
statale o regionale e, per quanto riguarda la Toscana, la normativa specifica, le
Relazioni periodiche sullo stato dell’ambiente predisposte dall’Arpat per la
regione Toscana e i modelli di bilancio ambientale adottati sperimentalmente
da alcuni enti locali 16
Nel documento sono presi in esame due diversi livelli di
attuazione della direttiva:
a) il recepimento da parte dello stato membro
14 Paragrafo redatto da V. Messerini e G. Vaglio proposto quale relazione illustrativa sullo stato
di avanzamento della ricerca Momar nell’ambito del Simposio Internazionale sul monitoraggio
marino Cnr - Ibimet
15 V nota n . 6
16 V. Regione Toscana Segnali ambientali in Toscana ed. 2006 – 2010 in http//web.rete.toscana.
it. Per la contabilità ambientale e i processi partecipativi come elemento della governance v. Il
bilancio ambientale degli pubblici ne I quaderni della Rete agenda 21 della Toscana ed. 2009
reperibile su http://ag21.comune.fi.it/retetoscana/strumenti/d_quaderni_rete.htm

32
Pagina 23 di 36
b) l’attuazione amministrativa
Pagina Pagina 23 di 23 36 di 36
c) il livello delle attività di comunicazione
b) l’attuazione b) l’attuazione Il quadro amministrativa normativo ricostruito chiarisce per l’Italia lo stato dei due livelli (4
c) il c) livello il livello anni delle delle per attività il recepimento di comunicazione
di comunicazione della direttiva e 9 anni per l’adozione della normativa
Il quadro Il quadro normativo tecnica. normativo Il ricostruito documento ricostruito chiarisce della chiarisce Commissione per per l’Italia l’Italia lo esamina lo stato stato dei dei la due questione due livelli livelli (4 dal (4 punto di
anni anni per per il vista recepimento il recepimento di tutti gli della della stati direttiva membri. direttiva e 9 E’ e anni 9 utile anni per riportare per l’adozione anche della della in normativa questo normativa caso lo schema
tecnica. Il tenendo documento Il documento conto della della che Commissione è riferito Commissione all’anno esamina 2006. la la questione dal dal punto punto di di
vista vista di tutti di tutti gli gli stati stati membri. E’ utile E’ utile riportare anche anche in questo in questo caso caso lo schema lo schema
tenendo conto conto che che è riferito è riferito all’anno 2006. 2006.
Figura 2.5.1.1 Indicatore di prestazione dello stato membro con
riferimento ai livelli di attuazione delle disposizioni amministrative
Figura Figura 2.5.1.1 2.5.1.1 Indicatore di di prestazione dello dello stato stato membro con con
riferimento Altrettanto ai livelli ai interessate livelli di attuazione di attuazione è il delle grafico delle disposizioni relativo amministrative
ai amministrative
livelli di comunicazione e di
diffusione delle informazioni
Altrettanto interessate è il è grafico il grafico relativo ai ai livelli livelli di di comunicazione e di e di
diffusione delle delle informazioni
Figura 2.5.1.2 Livello di diffusione delle informazioni
Figura Figura 2.5.1.2 2.5.1.2 Livello Livello di diffusione di diffusione delle delle informazioni

5.2 Il monitoraggio strumento di tutela del mare e la dir. 2008/56
33
Pagina 24 di 36
Il monitoraggio si è andato rilevando in diritto ambientale come una serie di
azioni essenziale per un’efficace tutela dell’ambiente.
Caratterizzato da assiduità e ordinarietà permette agli organi pubblici
normativamente predeterminati di accedere ai luoghi indicati dalla normativa,
anche di pertinenza di altri soggetti, pubblici o privati, per effettuare verifiche e
riscontri sulla esistenza o persistenza di una determinata situazione e per
acquisire informazioni e documentazione da soggetti pubblici o privati.
Le azioni di monitoraggio rappresentano quindi lo strumento di conoscenza e
informazione più efficace per giungere a valutazioni sullo stato dei luoghi o di
una specifica risorsa e quindi alla scelta di misure adeguate per definire le
politiche ambientali e le misure di intervento più appropriate o per adottare
provvedimenti sanzionatori di comportamenti non corretti. Questa attività si
pone logicamente come antecedente rispetto alle scelte di indirizzo politico, di
amministrazione attiva o di controllo e non si presenta fine a se stessa, ma è
caratterizzata da un connotato di strumentalità che, per la molteplicità delle
funzioni di cui é servente, assume i caratteri della polivalenza. E’ di tutta
evidenza che le politiche ambientali, con i conseguenti provvedimenti
legislativi ed amministrativi, non sarebbero possibili senza un supporto
conoscitivo adeguato. La partecipazione dei cittadini, rivelatasi determinante
nei processi decisionali ambientali, non risulterebbe concretamente esercitatile
in assenza di una adeguata conoscenza dei dati ambientali. L’attività
sanzionatoria non potrebbe essere esercitata senza la puntuale acquisizione di
rilievi conoscitivi che evidenzino comportamenti non corretti. Se
tendenzialmente l’acquisizione di dati e di informazioni è andata assumendo
sempre maggior rilievo nelle procedure di decisione dei soggetti pubblici, dalle
scelte del legislatore a quelle della pubblica amministrazione e della’autorità
giudiziaria, con una implementazione della fase istruttoria, nel settore
ambientale, essa ha assunto un rilievo ancora maggiore soprattutto per
l’esigenza di dare piena attuazione al principio di prevenzione e di
precauzione, al quale oramai si ispirano le politiche ambientali ai vari livelli di
governo. Come per qualsiasi altra attività conoscitiva l’azione di monitoraggio
in campo ambientale si svolge attraverso procedimenti che sono oggetto di
specifica disciplina normativa, che presenta un elevato tasso di tecnicismo,
estraneo agli altri settori, ma comune alla maggior parte delle norme
ambientali. Ne costituisce una testimonianza non solo la stessa direttiva
2008/56 che affida all’allegato V la puntualizzazione dei contenuti e criteri di
impostazione dei programmi di monitoraggio, ma anche i successivi interventi
normativi comunitari, le direttive 2009/90 in materia di specifiche tecniche per
l’analisi chimica e il monitoraggio dello stato delle acque e la direttiva 2008/105
sugli standard di qualità ambientale in materia di acque. In termini generali si
può affermare che le previsioni di azioni di monitoraggio sono di solito
accompagnate da precise indicazioni sulle modalità e sui criteri tecnici di
svolgimento degli stessi nonché sulla individuazione dei soggetti legittimati a
svolgerli. Oltre che condizionate dalle specifiche norme tecniche che li
riguardano i monitoraggi, così come tutte le altre procedure presenti in campo
ambientale, sono soggetti al rispetto delle stesse regole di trasparenza e degli

34
Pagina 25 di 36
stessi principi che improntano gli altri interventi ambientali e più
specificamente, presentandosi come fase di un procedimento più complesso le
procedure di monitoraggio devono altresì sottoporsi alle stesse regole di
questo. Questo rende la ricostruzione del quadro normativo in cui si devono
realizzare più complessa. Passando all’analisi puntuale dell’azione di
monitoraggio, disciplinata specificamente nella fase preparatoria delle strategie
per l’ambiente marino, al capo II art 11 della direttiva 2008/56, si può
annotare innanzitutto come esplicitamente si riconosca questa azione come fase
necessaria e prodromica del procedimento di definizione delle misure concrete
ritenute necessarie per conseguire o mantenere un buono stato ecologico delle
acque marine, a conferma del carattere strumentale che del monitoraggio è
proprio. Occorre inoltre sottolineare che il programma di monitoraggio che gli
Stati membri devono elaborare sulla base dei criteri puntualmente indicati dalla
direttiva stessa nell’allegato III e V presenta una complessità maggiore rispetto
ad altre azioni analoghe predisposte in contesti differenti in conseguenza sia
del principio di integrazione e di compatibilità all’interno delle regioni o
sottoregioni marine, che nella direttiva 2008/56 viene puntualmente evocato,
sia del riferimento alle altre fonti normative che a specifici programmi di
monitoraggi facciano riferimento. Come specifica l’art. 11, i programmi di
monitoraggio devono essere “coordinati per la valutazione continua” dello
stato ecologico delle acque marine in funzione dei traguardi ambientali che
vengono fissati in previsione del conseguimento di un buono stato ecologico
dell’ambiente marino. Devono essere compatibili all’interno delle regioni o
sottoregioni marine per assicurare una comparabilità ed una integrazione dei
dati tra i vari Stati interessati e devono integrarsi con le azioni di monitoraggio
previste in via generale dalla normativa comunitaria o da accordi
internazionali. Le puntualizzazioni sopra richiamate pongono una serie di
problemi, primo fra tutti quello della ricostruzione del quadro normativo nel
rispetto del quale il monitoraggio deve essere predisposto. Il generico richiamo
alle fonti vigenti a livello internazionale e comunitario in materia di
monitoraggio sull’ambiente marino, contenuto nella seconda parte del primo
comma dell’art.11, e la circostanza sopra evidenziata che comunque le
procedure di monitoraggio devono svolgersi nel rispetto dei principi generali
che improntano le strategie per l’ambiente marino, delle quali il monitoraggio
costituisce un segmento essenziale, impone all’operatore uno sforzo
ricostruttivo del quadro ordinamentale di non facile realizzazione. Già da una
pur affrettata lettura della direttiva 2008/56 appaiono molteplici i richiami ad
altre fonti normative che integrano le disposizioni in essa contenute e delle
quali comunque occorre tener conto, individuandone le parti pertinenti, nella
definizione dei programmi di monitoraggio. Qui di seguito si vuole offrire un
sintetico panorama di questo quadro. Se ampio è il quadro delle fonti
internazionali di cui si deve tenere conto nell’azione di tutela dell’ambiente
marino non di minore spessore appare quello riferibile all’ordinamento
comunitario. Oltre a generici richiami ai principi del Trattato istitutivo
dell’Unione, e a quelli sanciti dalla carta dei diritti fondamentali dell’Unione
europea, che di questo trattato costituisce parte integrante, si operano puntuali
riferimenti all’art. 37 della Carta che mira a promuovere l’integrazione di un

35
Pagina 26 di 36
livello elevato di tutela dell’ambiente e del miglioramento della qualità
ambientale nelle politiche dell’Unione, conformemente al principio dello
sviluppo sostenibile (considerando 45); ai principi di precauzione, dell’azione
preventiva, di correzione del danno ambientale in via prioritaria alla fonte e del
“chi inquina paga”, operanti a livello di Trattato, come puntualmente si precisa
nel considerando 27 in merito ai programmi di misure volti a conseguire o
mantenere un buono stato ecologico delle acque e come si riconosce in generale
nel considerando 44; al principio dello sviluppo sostenibile richiamato all’art.
13 comma 3. Molteplici risultano i richiami a precedenti direttive comunitarie
delle quali la 56/2008 appare un necessario sviluppo per il conseguimento
degli obiettivi da esse stesse indicati. Tra queste assume un’importanza
determinante la direttiva 2000/60 CE che ha istituito il quadro per l’azione
comunitaria in materia di acque e che si integra con la disciplina dalla 2008/56
offerta (v. considerando 13). Alla direttiva 2000/60 si rinvia più specificamente
sia per la definizione di acque costiere (art. 3 lett. b) nella misura in cui aspetti
specifici dello stato ecologico dell’ambiente marino non siano già trattati dalla
direttiva 56, sia per le analisi ai fini della valutazione delle acque marine (art.8,
comma 2). Ancora alla direttiva 2000/60 si rinvia per quanto concerne i
programmi di misure (art. 13, comma 2). Per quanto concerne altre direttive
vengono richiamate la direttiva 92/43 CEE relativa alla conservazione degli
habitat naturali e seminaturali e della flora e della fauna selvatiche (nota come
direttiva Habitat); la direttiva 79/409/CEE concernente la conservazione degli
uccelli selvatici (considerando 6 e 18) e art. 13 paragrafo 4. Passando poi alla
materia dell’ informazione ambientale si richiama la direttiva 2007/2/CE e la
direttiva 2003/4/CE sull’accesso del pubblico all’informazione ambientale.
Alla direttiva 91/271/CEE concernente il trattamento delle acque reflue urbane
e alla direttiva 2006/7/CE relativa alla gestione della qualità delle acque di
balneazione si rinvia nell’art. 13, comma 2, per quanto riguarda le misure
necessarie per mantenere nelle acque marine un buono stato ecologico.
Certamente più circoscritto è il riferimento a regolamenti per la tendenza della
Comunità ad operare in campo ambientale prevalentemente attraverso
direttive, perché strumento di intervento dei singoli Stati più flessibile. Il
regolamento richiamato, il n. 2371/2002 relativo alla conservazione e allo
sfruttamento sostenibile delle risorse della pesca nell’ambito della politica
comune della pesca, (cfr. il considerando 39) non è peraltro di scarso rilievo
operando in un settore essenziale per la conservazione di un buono stato
ecologico dell’ambiente marino.
Oltre alle sopra elencate specifiche fonti internazionali e comunitarie, nella
direttiva 2000/56 si richiamano in termini generali, con un rinvio aperto, le
fonti comunitarie e internazionali sui requisiti vigenti per conseguire o
mantenere un buono stato ecologico delle acque marine (considerando 27),
oppure le convenzioni marittime regionali concernenti la singola regione o
sottoregione marina in materia di cooperazione regionale (art.6) o in materia di
analisi ai fini della valutazione iniziale delle acque marine (art. 8, comma 2)
oppure si rinvia alla “normativa dell’Unione “prossima ventura” relativa a
standard di qualità ambientale nel settore della politica delle acque od a
ulteriori accordi internazionali (art.13, comma 2) od ancora agli specifici accordi

36
Pagina 27 di 36
internazionali o regionali di cui gli Stati siano parti e da cui scaturiscano
obblighi (art. 13 comma 4).Una tecnica legislativa che certamente rende più
complessa e incerta la ricostruzione del sistema delle fonti che incidono in
materia di monitoraggio, anche se comprensibile in considerazione del
processo evolutivo che la normativa in materia di tutela del mare ha subito e
che si caratterizza, come i richiami alle diverse fonti contenuti nella direttiva
2008/56 dimostrano, per la molteplicità dei livelli ordinamentali di intervento e
per il sovrapporsi in ognuno di questi di numerosi atti normativi.
5.3. La normativa internazionale, comunitaria e nazionale
Come già segnalato la complessità del quadro normativo sopra delineato trova
la sua giustificazione da una parte nella peculiarità del fattore ambientale sul
quale interviene, il mare, che ha imposto e impone interventi a livello
internazionale, pur settoriali nei loro contenuti, e talvolta settoriali con
riferimento agli ambiti marini interessati, circoscritti a regioni omogenee dal
punto di vista naturalistico. Dall’altra dall’evoluzione che la normativa in
materia ha subito per effetto dell’accentuarsi del degrado ambientale e del
progressivo emergere di nuovi interessi da tutelare e fattori da fronteggiare in
conseguenza del progresso delle conoscenze e delle tecnologie.
Una situazione sulla quale si è andata integrando la politica marittima
comunitaria, a sua volta tesa da una parte a sostenere le azioni intraprese a
livello internazionale, imponendone l’applicazione in ambito europeo,
indipendentemente dagli impegni già assunti a livello internazionale dagli Stati
membri, e dall’altra ad individuare un proprio percorso originale ed efficace in
considerazione delle strategie economiche sviluppate nel progressivo processo
di integrazione europeo, all’interno delle quali il mare viene considerato come
risorsa economica e non solo come elemento naturale da salvaguardare. In
sostanza si è creato un sistema normativo parallelo a livello internazionale e
comunitario, nel quale il percorso internazionale e il percorso comunitario non
si escludono ma operano in un regime di complementarietà che lascia
all’operatore il difficile compito di individuare le normative applicabili e di
operare la loro integrazione. Di questa situazione mostra di essere ben
consapevole il legislatore comunitario che con la direttiva 2008/56 ha inteso
ricostruire un quadro normativo comunitario generale di protezione
dell’ambiente marino integrando la normativa internazionale attraverso la
tecnica del rinvio, talvolta aperto, non certo efficace per fornire certezza sulle
regole richiamate da applicare. Ma questi specifici rinvii non sono sufficienti a
offrire il quadro normativo completo poiché come sottolineato le operazioni di
monitoraggio vengono predisposte in una molteplicità di fonti internazionali
non specificamente richiamate e che impongono una loro ricostruzione più
completa. Solo questo quadro permette di realizzare in tutta la sua completezza
l’obiettivo della integrazione tra le diverse forme di monitoraggio presenti ai
vari livelli di governo e il coordinamento tra gli organismi chiamati a svolgerle.
Poiché i monitoraggi costituiscono, come già sottolineato, uno degli strumenti
più efficaci di azione di tutela ambientale, già utilizzato nei primi interventi

37
Pagina 28 di 36
settoriali di salvaguardia del mare, la composizione completa dell’assetto
normativo in materia di monitoraggio, nell’ottica della integrazione imposta
dalla direttiva 2008/56, comporta in pratica una ricostruzione dell’evolversi
della legislazione sulla tutela dell’ambiente marino. Occorre partire dal livello
internazionale poiché come è noto il panorama normativo nel settore della
tutela del mare è stato inizialmente condizionato dalle iniziative assunte dagli
organismi internazionali. Esse hanno assunto inizialmente carattere settoriale
per poi assumere maggiore generalità per ottenere in termini più efficaci la
salvaguardia dell’ambiente marino. Come è stato ampiamente sottolineato in
dottrina lo sviluppo di questo secondo orientamento prende l’avvio dalla
Conferenza Mondiale delle nazioni Unite sull’Ambiente umano, svoltasi a
Stoccolma nel 1972 e nella quale si adottò il Programma delle Nazioni Unite
sull’Ambiente che portò alla conclusione di numerosi trattati bilaterali o
multilaterali ispirati alla tutela globale dei mari. Il riconoscimento
dell’ambiente come patrimonio comune dell’umanità e il fatto che esso
costituisca un tutto indivisibile, con il conseguente effetto che i relativi
problemi vanno affrontati in una situazione unitaria in base al principio di
solidarietà fondamentale tra i diversi elementi che lo compongono, ha portato
alla definizione di molti trattati tra i quali ai fini dell’azione di monitoraggio
merita ricordare la Convenzione per la protezione del mar Mediterraneo dai
rischi dell’inquinamento (Convenzione di Barcellona) firmata del 1976 ed
entrata in vigore nel 1978. Si tratta di un trattato internazionale che opera in
ambito regionale marino circoscritto, ma con finalità di tipo generale. Esso ha
come scopo precipuo quello di valutare, controllare e contrastare
l’inquinamento in tutte le sue forme. Per la sua migliore attuazione e per una
gestione più efficiente delle situazioni critiche, prevede la cooperazione tra gli
Stati e l’istituzione di programmi di monitoraggio continui contro
l’inquinamento che le Parti devono attuare assicurandone la compatibilità con
quelli sviluppati dagli altri Stati. L’evoluzione della normativa condotta in
nome del principio dello sviluppo sostenibile porterà alla elaborazione di uno
specifico Piano d’azione l su iniziativa dell’UNEP, organo istituzionale cui è
affidato il compito di tutelare l’ambiente e regolare l’uso sostenibile delle
risorse attraverso anche la realizzazione di studi volti a monitorare le
condizioni ambientali a livello nazionale regionale e globale..Come è noto
questa Convenzione è stata oggetto di emendamenti in quanto, non vincolando
gli Stati aderenti ad attuare il relativo programma, non offriva sufficienti
garanzie di applicazione. Questi emendamenti hanno condotto ad una seconda
fase con la progettazione di un Piano d’Azione teso integrare alla protezione
dell’ambiente marino anche lo sviluppo delle zone costiere, prevedendo forme
di monitoraggio adeguate a questi più ambiziosi obiettivi. Frutto della
Conferenza di Stoccolma sono anche interventi di carattere settoriale come
quelli realizzati attraverso la Convenzione per la prevenzione
dell’inquinamento marino provocato dalle navi del 1973 e il successivo
Protocollo del 1978 (MARPOL) con i suoi sei Allegati che prevedono forme di
monitoraggio funzionali agli obiettivi fissati. L’evolversi delle problematiche
ambientali ha in seguito originato la necessità di farvi fronte con una
legislazione più adeguata e operante ad ampio raggio, come è avvenuto con la

38
Pagina 29 di 36
Convenzione delle Nazioni Unite sul diritto del mare (UNCLOS) del 1982 che
codifica le norme di diritto consuetudinario internazionale ed eleva a rango di
“norme e principi generalmente riconosciuti” le normative specifiche delle
varie convenzioni settoriali e regionali che in essa si inseriscono, così da
trasformarsi in “convenzione ombrello” o “convenzione quadro”. Nel
preambolo è chiarito che lo scopo principale della Convenzione è quello di dare
vita ad “… un ordine legale per i mari e gli oceani che faciliterà la
comunicazione internazionale e promuoverà l’uso pacifico degli oceani e dei
mari, l’uso ragionevole ed efficiente delle loro risorse viventi e lo studio, la
protezione e la conservazione dell’ambiente marino”. Per ottemperare
efficacemente a questa finalità si offre un quadro generale su azioni,
metodologie, mezzi. In particolare vengono considerati come fattori
determinanti oltre alla cooperazione mondiale e regionale la sorveglianza
continua e la valutazione ecologica. Anche in questo contesto dunque azioni di
monitoraggio vengono predisposte con regolamentazioni specifiche. La
Comunità europea, la cui attenzione verso i problemi ambientali è maturata
dopo la Convenzione di Stoccolma, con il vertice di Parigi del 1972, ha
affrontato direttamente i problemi inerenti la salvaguardia dell’ambiente
marino prevalentemente con attività di normazione settoriale volta a garantire
la sicurezza marittima e prevenire gli inquinamenti provocati dalle navi
(pacchetti EriKa I, II, III ) all’interno della quale troviamo sviluppati sistemi di
monitoraggio del traffico navale e di informazione (da segnalare in tal senso la
direttiva 2002/59/CE ) e la previsione di un organismo apposito, l’Agenzia
Europea per la Sicurezza Marittima (EMSA) il cui compito principale è quello
di far fronte, in modo efficiente, ai vari problemi che riguardano il mondo
marittimo con un potere di monitorare l’applicazione e valutare l’efficacia della
legislazione comunitaria nel settore. A questo complesso di interventi
normativo si collega la direttiva 2000/59/CE sulla gestione dei rifiuti di bordo
in ambito portuale nella quale ancora si utilizza lo strumento del monitoraggio.
Agli inizi del 2000 matura la consapevolezza che solo attraverso un approccio
strategico è possibile arrestare il deterioramento della diversità biologica, la
conservazione, il ripristino in maniera appropriata ed infine l’utilizzo in modo
sostenibile dell’ambiente marino e delle coste. In questo nuovo clima trova la
luce la direttiva 2000/60 che rappresenta la direttiva quadro in materia di
acque e con la quale si vuole organizzare anche la gestione delle acque marine
costiere attraverso misure che integrino gli aspetti qualitativi e quantitativi per
assicurarne un uso equilibrato ed equo. E in questo stesso clima matura il sesto
Programma d’azione per l’Ambiente, riferibile ad un periodo di 10 anni, dal
2002 al 2012 e che per quanto attiene la risorsa mare pone come obiettivo
principale una strategia sulla protezione e conservazione dell’ambiente marino
il cui scopo generale è promuovere lo sviluppo sostenibile del mare e la
conservazione degli ecosistemi marini (art. 6). Con riferimento a questi
obiettivi, si sviluppa la consapevolezza che una strategia efficiente deve basarsi
necessariamente su una visione di insieme per tutte le zone marine e allo stesso
tempo diversificarsi a seconda dei problemi e delle priorità della zona
considerata. A questo proposito si individuano tre regioni marine, suddivisibili
in sottoregioni, all’interno delle quali i singoli Stati membri devono cooperare,

39
Pagina 30 di 36
secondo quanto previsto dalle convenzioni regionali già esistenti, per
coordinare i propri interventi tra loro ed eventuali Stati terzi. In questo piano
d’azione si trovano ampi riferimenti ai monitoraggi come strumenti efficaci per
raggiungere gli obiettivi indicati. A questo programma risponde la direttiva
2008/56. Anche nel sistema normativo italiano è presente una serie di
disposizioni con le quali l’azione di monitoraggio, da espletarsi ai sensi della
direttiva 2008/56, deve integrarsi. Innanzitutto la legge n. 979/1982 contenente
Disposizioni per la difesa del mare - ora modificata ed aggiornata dal d. lgs. n.
202/2007 - che ha rappresentato il passaggio in Italia da una legislazione
settoriale e frammentaria in materia di tutela dell’inquinamento marino ad una
normativa organica. Emanata dopo la ratifica della convenzione MARPOL ha
come obiettivo la protezione del mare. Essa individua strumenti di
pianificazione e di controllo; impone divieti e obblighi per impedire
l’immissione di sostanze nocive provenienti dalle navi; prevede altresì misure
volte a prevenire o fronteggiare gli inquinamenti causati da incidenti;
l’attivazione di sistemi di monitoraggio delle acque costiere con la istituzione
anche di appositi centri operativi; l’istituzione di riserve marine. Un sistema di
controllo e sorveglianza da terra della navigazione marittima gestito
dall’ICRAM oltre ad un sistema di sorveglianza delle navi che trasportano
idrocarburi e sostanze pericolose verrà in seguito definito dalla legge 220/1992.
Seguiranno una serie di provvedimenti legislativi settoriali che di nuovo
incideranno, definendone le modalità di attuazione, sull’attività di controllo e
vigilanza delle navi e sul monitoraggio delle acque marine. Tra queste merita
menzionare il d. lgs 22/1997, il d. lgs 196/2005, la legge 51/2001; la legge
179/2002; il d. lgs 182/2003; il d. lgs 152/2006; la legge 13/2006 e da ultimo la
legge 19/2010. Ma ancora manca il recepimento della direttiva 2008/56
nonostante l’avvicinarsi dello scadere dei termini della sua attuazione mentre i
DM 131/08 e DM 56/09 sonno collegati alla Dir. 2000/60.
6. Il profilo soggettivo. Spunti di riflessione per un modello di rete delle
competenze

40
Pagina 31 di 36
Se l’acquisizione di dati certi sullo stato ecologico marino è condizione
essenziale per procedere all’adozione di misure adeguate al conseguimento di
un buono stato ecologico, questa può tuttavia dimostrarsi non sufficiente per
garantire il raggiungimento dell’obiettivo posto dal legislatore.
Si pone infatti un altro problema legato alla necessaria condivisione delle
metodologie e dei criteri utilizzati per la raccolta dei dati al fine di assicurare la
circolarità e l’integrazione di questi ultimi. La questione torva un possibile
soluzione a livello di organizzazione gestione di un sistema di competenze
basato sul modello della rete delle competenze e si risolve primariamente nella
individuazione delle autorità competenti a definire gli stessi programmi di
monitoraggio e a darne attuazione. Si è sottolineato in precedenza la
molteplicità di azioni di verifica e controllo continuo previsti per soddisfare
esigenze diversificate; abbiamo evidenziato come queste azioni siano
predisposte da normative operanti ai vari livelli ordinamentali e come possano
essere condotte da organismi appartenenti a diversi livelli di governo.
Nelle pagine precedenti è stato anche descritto il contesto nel quale la direttiva
2008/56 intende utilizzare i programmi di monitoraggio: un modello di
governance che opera in un contesto ambientale nel quale l’ambiente marino si
integra con la tutela e lo sviluppo delle coste e che tende al coinvolgimento non
solo delle istituzioni competenti per la salvaguardia del mare ma anche quelle
che operano nella porzione di territorio riconducibile alla nozione di costa. I
profili soggettivi delle azioni di monitoraggio tendono di conseguenza a
complicarsi.
Nei singoli Stati membri occorre infatti individuare le istituzioni territoriali
coinvolte, il ruolo che ad esse compete e gli organi che nei singoli contesti
istituzionali si ritengono adeguati al compito di monitoraggio continuo,
tenendo conto della compatibilità di queste scelte con le azioni di vigilanza e
monitoraggio predisposte in attuazione delle normative settoriali che sopra
abbiamo individuato.
Resta comunque che i programmi di monitoraggio gestiti dalla autorità ritenute
competenti ai sensi della direttiva 2008/56 devono raccordarsi con quelli
predisposti ai sensi delle normative settoriali, e gestiti da apparati
amministrativi non sempre coincidenti. Un esempio può essere tornare utile.
Per quanto attiene al monitoraggio nell’attività di prevenzione e tutela del mare
dall’inquinamento provocato dal traffico marittimo delle navi troviamo
operanti a livello internazionale l’Organizzazione Internazionale Marittima
(IMO), a livello europeo l’Infrastruttura per l’informazione territoriale nella
Comunità (INSPIRE), e a livello nazionale il ministero delle Infrastrutture e dei
Trasporti attraverso il Comando Generale delle Capitanerie di Porto e l’insieme
degli uffici marittimi (Direzioni marittime, Capitanerie di Porto, Uffici
Circondariali Marittimi, Uffici Locali Marittimi e le Delegazioni di spiaggia).
Una molteplicità dunque di organismi le cui competenze non sempre appaiono
di facile previsione e le cui azioni devono procedere secondo i principi della
circolarità e compatibilità. Nel contesto generale prefigurato dalla direttiva
2008/56 le difficoltà aumentano. Non si può ignorare infatti che, al di là
dell’autorità istituzionalmente individuata ai sensi dell’art. 11, esistono diversi
livelli organizzativi in cui si struttura l’intero sistema nazionale per soddisfare

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Pagina 32 di 36
le esigenze di tutela ambientale senza che questi si esauriscano nei tradizionali
livelli territoriali (Stato, regione, provincia, comune). A questi si affiancano una
molteplicità di soggetti quali ad esempio i parchi, le aree marine protette, i
distretti idrografici ecc. il cui coinvolgimento nei programmi di monitoraggio
tesi a considerare anche le diversità di stato naturale, economico e sociale delle
varie aree marine, si impone. Un terzo profilo è da individuarsi nel binomio
Regioni/agenzie (ad es. ARPA e omonimi regionali) ed un quarto da
individuarsi negli istituti di ricerca collegati come organo tecnico eventuale ai
soggetti istituzionali.
E’ in questa prospettiva che l’individuazione delle varie istituzioni coinvolte
nei programmi di monitoraggio appare operazione complessa,
necessariamente rimessa ai singoli stati ma auspicabilmente da ricondurre ad
un modello omogeneo sul piano dell’Unione europea sai sul piano della natura
giuridica dei soggetti sia sul paino delle metodologie e infine della condivisione
delle informazioni. L’individuazione delle autorità e dei soggetti titolati ad
acquisire e fornire dati scientifici ai vari livelli di governo non è sufficiente
peraltro a realizzare i nuovi orientamenti che la direttiva 56 esprime.
L’elemento chiave intorno al quale ruota il programma di monitoraggio
proposto è costituito non solo dalla completezza ma anche dall’integrazione tra
le conoscenze scientifiche che ai vari livelli di governo scaturiscono. Condizione
che comporta moduli di raccordo tra i vari soggetti che attualmente non
trovano riconoscimenti istituzionali nel nostro paese. E’ proprio in
considerazione di queste esigenze di adeguamento che l’art. 26 invita gli Stati
membri a porre in essere celermente le disposizioni legislative, regolamentari e
amministrative necessarie a conformarsi per evitare che il ritardo (circostanza
purtroppo abituale nell’ordinamento italiano) impedisca la sintesi di un
modello organizzativo unitario che solo la contestualità e degli interventi può
garantire. Ma ancora lo Stato italiano tarda a intervenire. Molta strada dunque
vi è da percorrere per giungere alla piena attuazione alla direttiva e quindi alla
realizzazione di una efficace e compiuta strategia di tutela dell’ambiente
marino.
7. La struttura topografica del data base per la ricognizione delle competenze
Come osservato all’inizio di queste pagine (§ 1) fra i prodotti previsti
nell’ambito del progetto MOMAR vi è la realizzazione di un‘applicazione
informatica che raccolga e renda disponili anche in forma aggregata e secondo
le esigenze degli utenti finali, informazioni sui soggetti, sulle metodologie e sui
risultati del monitoraggio. Per tale ragione, quale elemento conclusivo e
risultato operativo di questa prima fase della ricerca, si è ritenuto opportuno
formulare una prima proposta di architettura del data base relativamente alla
sezione anagrafico/descrittiva delle competenze.
Nella redazione dell’architettura e in particolare dei singoli campi del data base
si è fatto riferimento, come meglio precisato di seguito, sia al diritto dell’Unione
europea, sia al diritto internazionale.
Il modello di riferimento dal punto di vista organizzativo/operativo è quello
del sistema della cooperazione sulla base delle competenze (modello a rete)

42
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adottato adottato nell’ambito nell’ambito di di questo questo studio studio in in base base al quale, al quale, come come indicato indicato nel nel §1, §1,
ciascun ciascun soggetto soggetto è dotato è dotato dal dal punto punto di di vista vista normativo normativo di di uno uno specifica
specifica
competenza competenza da da cui cui discende discende un un ruolo ruolo nello nello scenario scenario operazionale operazionale del del
monitoraggio monitoraggio e dei e dei processi processi decisionali decisionali di di governo. governo. La La competenza competenza viene viene
considerata considerata prioritaria prioritaria rispetto rispetto al al posizionamento posizionamento (livello) (livello) nel nel sistema sistema di di
governo governo mentre mentre l’operatività l’operatività è data è data dall’ambito dall’ambito territoriale territoriale dell’intervento.
dell’intervento.
L’architettura L’architettura proposta proposta è descritta è descritta nella nella figura figura e nelle e nelle tabelle tabelle che che seguono.
seguono.
DB
DB
A A
B
C
B
C
Figura Figura 2.7.1 2.7.1 Struttura Struttura per per blocchi blocchi del del data data base base
Dati Dati identificativi
identificativi
Competenza
Competenza
Dati Dati
inquadramento
inquadramento
geopolitico
geopolitico
D D Dati Dati
inquadramento
inquadramento
ordinamentale
ordinamentale
Anagrafica
Anagrafica
Soggetti Soggetti
Analisi Analisi delle delle
competenze
competenze
assegnate assegnate e e
fonte fonte di di
derivazione
derivazione
Analisi Analisi del del
territorio territorio di di
riferimento
riferimento
Collocazione
Collocazione
istituzionale
istituzionale
Per Per lo sviluppo lo sviluppo dei dei singoli singoli campi campi come come si è si indicato è indicato indicato si è si fatto è fatto riferimento riferimento alla alla
normativa normativa internazionale, internazionale, europea europea e nazionale e nazionale di di recepimento recepimento e originale. e originale. Il Il Il
quadro quadro normativo normativo adottato adottato punto punto per per la definizione la definizione dell’ambito dell’ambito territoriale territoriale di di

43
Pagina 34 di 36
esercizio della competenza è stato individuato tenendo conto come osservato
della Convenzione UNCLOS, della convenzione di Barcellona dalla dir.
56/2008 e della Dir. 2000/60.
Il procedimento è riassunto nella tabella che segue:
UNCLOS MARPOL
Alto Mare Zona speciale
Zona
esclusiva
(Economica o
di protezione
ecologica)
Zona
contigua
Acque
territoriali
Convenzione
di Barcellona
Regione del
Mar
Mediterraneo
Zona Costiera
Dir.2000/60
Distretto
idrografico
Bacini
idrografico
Sotto bacino
idrografico
Ecoregione
Acque interne Area protetta
Tabella 2.7.1 Ripartizione territoriale
Dir.
2008/56
Regione
marina
Sottoregioni
marine
Sotto divisioni
marine
Un ulteriore modello di classificazione è stato ricavato dall’art. 3 paragrafo 8
della direttiva 2000/60 che rimanda all’allegato 1 che per completezza si
riporta.
i) Nome e indirizzo dell’autorità competente: Nome e indirizzo
Ufficiali dell'autorità individuata a norma dell'articolo 3,
paragrafo 2.
ii) Estensione geografica del distretto idrografico: nomi dei
principali fiumi situati all'interno del distretto e descrizione
precisa del perimetro del distretto. Per quanto possibile queste
informazioni devono essere rese disponibili per l'inserimento in

44
Pagina 35 di 36
un sistema di informazione geografica (GIS) Pagina e/o 35 di nel 36 sistema di
informazione geografica della Commissione (GISCO).
iii) Situazione giuridica dell’autorità competente: descrizione
un sistema di informazione geografica (GIS) e/o nel sistema di
della situazione giuridica dell'autorità competente ed
informazione geografica della Commissione (GISCO).
eventualmente sintesi o copia dello statuto, dell'atto costitutivo o
iii) Situazione giuridica dell’autorità competente: descrizione
di ogni altro documento giuridico equivalente.
della situazione giuridica dell'autorità competente ed
iv)
eventualmente
Competenze:
sintesi
descrizione
o copia dello
delle
statuto,
competenze
dell'atto costitutivo
giuridiche
o
e
di amministrative ogni altro documento di ciascuna giuridico autorità equivalente. competente e del rispettivo
iv) Competenze: ruolo all'interno descrizione di ciascun delle distretto competenze idrografico. giuridiche e
v) amministrative Composizione: di ciascuna quando autorità un'autorità competente competente e del funge rispettivo da organo
ruolo di coordinamento all'interno di ciascun per altre distretto autorità idrografico. competenti, è necessario un
v) Composizione: elenco degli quando organismi un'autorità in questione competente e una funge sintesi da organo dei rapporti
di interistituzionali coordinamento per esistenti, altre autorità al fine competenti, di garantire è un necessario coordinamento. un
vi) elenco Relazioni degli internazionali: organismi in questione se un distretto e una idrografico sintesi dei rapporti si estende sul
interistituzionali territorio di vari esistenti, Stati membri al fine di o garantire comprende un coordinamento.
Stati non membri, è
vi) Relazioni necessario internazionali: presentare se un distretto profilo dei idrografico rapporti si estende interistituzionali sul
territorio
esistenti,
di
al
vari
fine
Stati
di
membri
garantire
o
un
comprende
coordinamento.
Stati non membri, è
necessario presentare un profilo dei rapporti interistituzionali
esistenti, al fine di garantire un coordinamento.
Si precisa inoltre che nella realizzazione dell’architettura si è tenuto conto otre
Si
che
precisa
del complesso
inoltre che
normativo
nella realizzazione
richiamato
dell’architettura
anche dei requisiti
si è tenuto
tecnici
conto
previsti
otre
nel
che decreto del complesso legislativo normativo 12 febbraio richiamato 1993, n. anche 39, recante dei requisiti "Norme tecnici in materia previsti di nel sistemi
decreto informativi legislativo automatizzati 12 febbraio 1993, delle n. 39, amministrazioni recante "Norme in materia pubbliche, di sistemi a norma
informativi dell'articolo automatizzati 2, comma 1, delle della legge amministrazioni 23 ottobre pubbliche, 1992, n. 421" a norma e successive
dell'articolo modificazioni 2, comma ed integrazioni 1, della nel legge codice 23 ottobre dell’Amministrazione 1992, n. 421" e digitale successive (CAD) e
modificazioni nella L. 9 gennaio ed integrazioni 2004 n. 4 nel e del codice relativo dell’Amministrazione decreto di attuazione. digitale (CAD) e
nella Sulla L. base 9 gennaio dei dati 2004 appena n. 4 e del riportati relativo l’architettura decreto di attuazione. del data base con riferimento
Sulla agli base elementi dei dati identificativi appena riportati del soggetto l’architettura si presenta del data come base segue con riferimento
agli elementi identificativi del soggetto si presenta come segue
A A
I
I
livello
livello
Dati Dati identificativi
Figura 2.7.2 Architettura del data base sez. A
Figura 2.7.2 Architettura del data base sez. A
Denominazione ufficiale
Denominazione ufficiale
Sede
Sede
Pec/mail/tel/fax Pec/mail/tel/fax
Referente Referente
II
II
livello
livello
Organizzazione interna
Organizzazione interna
Ente di riferimento (eventuale)
Ente di riferimento (eventuale)
III
livello
III
livello
Informazioni Informazioni
aggiuntive
aggiuntive

45
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Per lo sviluppo completo del data base si rinvia all’apposito documento del
progetto ‘Strumenti di condivisione e diffusione dei dati’ (cap. 7).
Ringraziamenti
Gli autori desiderano ringraziare la dott. Rita Franchi e il dott. Paolo Faccioli
per la fattiva collaborazione.

La governance multilivello nell’elaborazione delle strategie marittime
regionali nel Mediterraneo
F. Barilli 1 , A. Buti 1 , F. Cori 1
1 PLURAL, Italia, info@pluraleurope.net
Abstract
L’ambiente della regione mediterranea è particolarmente ricco e specifico. La regione
offre una grande varietà di flora e fauna accogliendo 25.000 specie vegetali, pari al
10% della biosfera contro il solo 1,5% della terra. Specifico perché accoglie molte
specie endemiche individuate per l’importante contributo alla biodiversità a livello
mondiale.
La regione mediterranea, però, essendo il Mediterraneo un mare semi-chiuso, è
estremamente vulnerabile, il ricambio delle sue acque è molto lento. Le minacce sono
molteplici: urbanizzazione, sviluppo del turismo (il Mediterraneo è una destinazione
turistica particolarmente ambita), aumento dei trasporti via mare (il 30% del traffico
mondiale si svolge all’interno del Mediterraneo), invasioni biologiche, impatti causati
dai cambiamenti climatici, etc.
Il mediterraneo è una regione dove il concetto di sviluppo sostenibile richiede un
approccio multidisciplinare di particolare complessità. Il concetto di governance
regionale per lo sviluppo sostenibile è particolarmente sensibile a causa dell’elevata
frammentazione dei processi decisionali.
In questo contributo si fa riferimento all’approccio comunitario alla governance con
particolare riguardo per l’esperienza del Blue Plan per il Mediterraneo, e del Blue
Book pubblicato dalla Commissione europea, mentre, come esempio di governance
che indirettamente coinvolge i problemi del monitoraggio dal punto di vista degli
impatti e dell’utilizzo sostenibile del mare, si propone uno studio relativo alla
governance delle autostrade del mare.
1. Il plan bleu del Mediterraneo e il blue book sulla politica marittima
integrata
Il mare è da sempre un elemento chiave della prosperità in Europa, non solo dal
punto di vista economico e commerciale, ma anche culturale, ambientale e politico.
Basti pensare che gli oltre venti Paesi membri dell’Unione Europea che si affacciano
sul mare formano un litorale costiero di circa 70.000 km che ospita oltre 1000 porti
garantendo in tal modo il 90% degli scambi con l’estero ed il 43% degli scambi intraeuropei.
Inoltre, circa la metà della popolazione europea vive a meno di 50 km dalla
costa. Il cuore blu dell’Europa rappresenta quindi una risorsa essenziale per il
presente e per il futuro del vecchio continente ed è da questa consapevolezza che si
46
1

sono moltiplicati nel tempo gli strumenti internazionali, comunitari e nazionali per lo
sviluppo e la tutela di una risorsa così preziosa.
Nel contesto europeo fin da sempre un’importanza cruciale è rivestita dal mare
nostrum: il Mediterraneo, infatti, è al centro dell’attenzione dei Paesi membri da molti
anni. Ad oggi, esso è interessato, in particolare, da un grande programma di
cooperazione transfrontaliera di bacino che interessa tutte le regioni che vi si
affacciano e che si sviluppa su tre tipologie di intervento: primo, l’integrazione e la
valorizzazione delle principali linee di navigazione e trasporto aereo; secondo, la
valorizzazione delle potenzialità di integrazione del mercato e delle infrastrutture
energetiche, elettriche e di trasporto dei gas naturali ed infine la difesa dell’ambiente
mediterraneo con particolare riferimento alla tutela dell’ambiante marino.
In merito a quest’ultimo aspetto, il programma fa riferimento alla Strategia
Mediterranea per lo Sviluppo Sostenibile1 , fondata sullo sviluppo sostenibile quale
principio irrinunciabile nella realizzazione di qualsiasi azione nel Mediterraneo, ed al
Plan Bleu pour la Méditerranée, promosso dalle Nazioni Unite e adottato
dall’Unione Europea2. Il Plan Bleu è un osservatorio sull’ambiente e sullo sviluppo
sostenibile nato nel quadro del Piano d’Azione per il Mediterraneo del Programma
delle Nazioni Unite per l’Ambiente (PNUE/MAP) il cui compito è quello di produrre
informazioni e conoscenza sui rischi ambientali e sulle questioni connesse allo
sviluppo sostenibile nel Mediterraneo, al fine di allertare gli attori e i decisori politici
sui rischi e sui possibili sviluppi futuri nell’area.
Uno dei temi su cui si concentrano maggiormente gli studi del Plan Bleu riguarda
proprio il monitoraggio dell’ambiente marittimo e marino. Già nella Strategia del
2005 il Plan Bleu raccomandava la necessità di promuovere una gestione sostenibile
del mare e dei litorali e di porre termine con urgenza al degrado delle zone costiere,
causato da un crescente inquinamento tellurico e marino, da un massiccio
abusivismo edilizio costiero e dalla frequente gestione inadeguata dei bacini e di
certe attività legate all’acqua quali la pesca e l’acquicoltura. Per ridurre il più
possibile il degrado e la vulnerabilità ai rischi ambientali il Plan Bleu raccomandava
il rafforzamento della cooperazione regionale, la gestione integrata dei litorali, la
prevenzione e la riduzione dell’inquinamento e la massima tutela della biodiversità
marina e costiera e di tutte le risorse marine.
In linea con tale strategia un altro importante studio del Plan Bleu ha messo in
evidenza i pericoli concreti del degrado dell’ambiente costiero, marino e marittimo,
auspicando una gestione integrata di tali contesti nella direzione di uno sviluppo che
sia realmente sostenibile3 . Tale documento è stato seguito nel 2009 da un interessante
rapporto4 sullo stato attuale del Mediterraneo che ha messo in evidenza in maniera
1 PNUE, Plan d’Action pour la Méditerranée, Stratégie Méditeranéene pour le Développement Durable,
2005, pag. 37-42, disponibile in www.planbleu.org/publications/smdd.pdf
2 PNUE, Plan Bleu, Le Plan Bleu, « Un semeur d’avenirs mediterranéens », Cadre d’intervention 2007-2015,
2007, pag. 32-36, disponibile in www.planbleu.org/publications/CIS_2007-2015_FR.pdf
3 Plan Bleu, Méditerranée. Les perspective du Plan Bleu sur l’Environnement et le Développement, 2005, pag.
299-350, disponibile in www.planbleu.org/red/main.php?page=6&language=fr&hideSm=1
4 Plan Bleu, Etat de l’environnement et du développement en Méditerranée, 2009, disponibile in
www.planbleu.org/actualite/fr/soed_2009.html
47
2

dettagliata gli effetti negativi che ricadono sull’ambiente marino, quali
l’innalzamento della temperatura sia delle acque profonde sia di quelle costiere, la
comparsa di preoccupanti anomalie termiche su aree chiave del Mediterraneo e
l’innalzamento del livello delle acque, con i rischi di sommersione ed erosione
connessi che già oggi minacciano aree importanti. Ad aggravare la situazione vi sono
effetti indiretti ma di rilevanza notevole, tra cui la modificazione della tempistica e
delle traiettorie migratorie dei volatili, la comparsa di nuovi parassiti, la
modificazione e riduzione della pesca, le crescenti minacce per la salute dell’uomo, le
possibili ricadute negative sull’industria turistica e la minaccia crescente per la
biodiversità del Mediterraneo, una delle più ricche al mondo.
Tali preoccupazioni rivestono un ruolo cruciale nell’agenda europea. A partire dal
Libro Verde del 2006 “Verso la futura politica marittima dell’Unione: Oceani e mari
nella visione europea” l’UE ha avviato una profonda riflessione sulla tematica dei
mari europei, riconoscendo in tal modo che rilanciare l’economia del cluster
marittimo europeo significa rilanciare l’intera economia del vecchio continente. In
particolare l’UE ha tentato di definire una strategia europea per una politica
marittima integrata (PMI), riconoscendo che “Fino ad ora le politiche comunitarie in
materia di trasporti marittimi, industria, regioni costiere, produzione d'energia
offshore, pesca, ambiente marino ed altri settori connessi sono state elaborate
separatamente. (…) La frammentazione del processo decisionale non permette di
valutare l'impatto che determinate attività possono esercitare su altre, né di esplorare
possibili sinergie tra i vari settori marittimi. È giunto il momento di collegare tutti
questi elementi, per stabilire una nuova prospettiva riguardo alle nostre modalità di
interazione con gli oceani. A tale scopo occorrerà innovare le forme di elaborazione e
attuazione delle politiche su scala europea, nazionale e locale, nonché a livello
internazionale, conferendo una dimensione esterna alle nostre politiche” 5.
Per funzionare, la politica marittima integrata europea deve poter contare, ha
sostenuto la Commissione, sull’eccellenza nel settore della ricerca, dell’innovazione e
della tecnologia e, quindi, occorre seguire un approccio che sia ancorato alla strategia
di Lisbona per stimolare la crescita e possibilità occupazionali maggiori e migliori,
attraverso permanenti investimenti per sviluppare nuove conoscenze e competenze.
Inoltre è necessario preservare e migliorare lo stato dei mari ed oceani attuando una
gestione basata sugli ecosistemi e sulle conoscenze scientifiche, seguendo a tal fine la
Strategia tematica per l’ambiente marino.
L’idea della politica marittima intergrata europea (PMI) si è concretizzata nel 2007
nel Blue Book “Una Politica Marittima Intergrata per l’Unione Europea” 6,
in cui la
Commissione ha proposto l’adozione di un approccio integrato e intersettoriale su
tutti gli aspetti e le politiche legate al mare e agli oceani in Europa. Ribadendo che
per troppo tempo le politiche sui trasporti marittimi, sulla pesca, sull’energia, sul
monitoraggio dei mari, sul turismo e sulla tutela dell’ambiente marino si sono
5 Commissione delle Comunità Europee, Libro Verde: Verso la futura politica marittima dell’Unione:
Oceani e mari nella visione europea, 2006, pag. 4, disponibile in www.eurlex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=SPLIT_COM:2006:0275(02):FIN:IT:PDF
6 Commissione delle Comunità Europee, An Integrated Maritime Policy for the European Union, 2007,
disponibile in www.eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=COM:2007:0575:FIN:EN:PDF
48
3

sviluppate in modo separato, spesso scaturendo in inefficienze, la Commissione ha
sottolineato la necessità di rafforzare la cooperazione e il coordinamento effettivo di
tutte le politiche marittime a tutti i differenti livelli di decision-making attraverso lo
sviluppo di strumenti comuni. E ciò al fine ultimo di aumentare la capacità
dell’Europa di affrontare le sfide della globalizzazione e della competitività, dei
cambiamenti climatici, del degrado dell’ambiente marino, della sicurezza marittima,
dell’approvvigionamento energetico e della sostenibilità. Ciò che l’Unione richiede è
quindi che l’approccio settoriale e frammentato che ha spesso caratterizzato la
gestione degli affari marittimi lasci il posto ad un approccio integrato basato sullo
sviluppo sostenibile, conciliando in tal modo crescita economica e benessere con il
rispetto dell’ambiente. In quest’ottica è necessario quindi sviluppare e potenziare il
coordinamento transfrontaliero in settori chiave come quello della protezione
dell’ambiente marino, la sicurezza in mare, il monitoraggio degli spazi marittimi e la
ricerca e innovazione in tale ambito.
La PMI europea identifica cinque obiettivi prioritari, il primo dei quali riguarda la
necessità di massimizzare lo sfruttamento sostenibile degli oceani e dei mari, in
modo tale da potenziare la crescita dei settori marittimi e delle regioni costiere. Nello
specifico l’idea è quella di potenziare il trasporto marittimo, creare una nuova
politica sui porti e aumentare gli investimenti in innovazione e ricerca marina al fine
di potenziare la biotecnologia blu, la tecnologia sottomarina, le energie rinnovabili e
l’acquicoltura. Inoltre investire in ricerca e innovazione significa anche poter
diversificare le rotte del trasporto energetico e rafforzare contemporaneamente la
sicurezza negli approvvigionamenti. Infine, la PMI deve poter prevedere anche il
lancio di azioni pilota per ridurre l’impatto del cambiamento climatico sull’ambiente
marino e sulle regioni costiere, adottando anche misure volte a contrastare la pratica
dei rigetti in mare, le attività di pesca illegale, non dichiarata e non regolamentata e
qualsiasi altra pratica distruttiva.
Il secondo obiettivo identificato dalla Commissione è la creazione di una base di
conoscenze e innovazione per la politica marittima, che, attraverso la ricerca
scientifica e tecnologica, consenta di analizzare l’impatto delle attività umane sui
sistemi marini e metta a disposizione soluzioni per mitigare il degrado dell’ambiante
marino e gli effetti del cambiamento climatico. L’idea fondamentale è che, dal
momento che la ricerca marina e marittima è molto costosa, sia auspicabile
massimizzare le sinergie tra Stati membri e Comunità per evitare duplicazioni negli
sforzi e migliorare il dialogo tra i vari attori cercando di trasformare la conoscenza e
le competenze in maniera efficiente in prodotti industriali e servizi.
Il terzo obiettivo prioritario riguarda il miglioramento della qualità della vita nelle
regioni costiere, da realizzare attraverso lo sviluppo di una politica di turismo
sostenibile e conciliando sviluppo economico e rispetto dell’ambiente.
Gli ultime due obiettivi della PMI riguardano il ruolo dell’UE e in particolare la
necessità che essa si promuova come leader negli affari marittimi internazionali, con
il duplice scopo di promuovere una più efficiente governance internazionale degli
affari marittimi, anche in considerazione del carattere globale dei problemi che
colpiscono il settore marittimo, e di spingere gli Stati membri a ratificare la
normativa internazionale in materia. Oltre a ciò la Commissione intende migliorare
la visibilità dell’Europa marittima al fine di aumentare la consapevolezza del
49
4

pubblico sul valore dell’economia e del patrimonio marittimi, migliorando, in
parallelo, anche l’immagine delle attività e delle professioni marittime.
Al fine di raggiungere tali obiettivi ed arrivare ad una governance integrata degli
affari marittimi la Commissione auspica la nascita e lo sviluppo di strumenti di
pianificazione orizzontali e transettoriali, il primo dei quali è costituito dalla
creazione di una rete europea per il monitoraggio marittimo, fondamentale per
assicurare un utilizzo sicuro dei mari (pesca, tutela dell’ambiente, acquicoltura) e la
sicurezza delle frontiere marittime dell’UE, problemi di natura transnazionale che
spesso vengono gestiti a livello nazionale o subnazionale con inefficienze e in
maniera subottimale. La Commissione propone in particolare un grado più alto di
coordinamento sul monitoraggio marittimo attraverso una maggior cooperazione tra
le guardie costiere degli Stati membri e altri servizi competenti e si impegna a
migliorare l’interoperabilità dei sistemi di monitoraggio al fine di integrare i sistemi
esistenti utilizzati in materia di sicurezza marittima, protezione dell’ambiente
marino, controllo sulla pesca e controllo alle frontiere.
Il secondo strumento della PMI consiste nello sviluppo di una gestione integrata
delle zone costiere e nella pianificazione dello spazio marittimo che, seppure di
competenza statale, richiede anche un impegno a livello europeo.
Infine, è necessario creare una fonte completa e accessibile di dati e
informazioni riguardanti i fattori naturali e le attività umane connesse agli oceani, al
fine di agevolare il processo decisionale strategico sulla politica marittima. L’idea
centrale è quella di creare una rete europea di osservazione e di dati sull'ambiente
marino ed elaborare una cartografia multidimensionale delle acque degli Stati
membri.
Nel 2009 la Commissione ha ribadito l’importanza di una PMI raccomandando
una maggiore integrazione intersettoriale e transnazionale della sorveglianza
marittima e lo sviluppo di una dimensione internazionale della politica marittima
integrata allo scopo di stimolare la cooperazione tra gli Stati e la nascita di un
ambiente comune di scambio di informazioni e di dati al fine di rendere più efficienti
le attività di monitoraggio e abbassare i costi ad esse connessi, un ambito, ancora
oggi nelle mani di autorità che operano in maniera indipendente l’una dall’altra. A
questo proposito la Commissione ha lanciato un progetto pilota per valutare il grado
di integrazione del monitoraggio marittimo nel Mediterraneo 7
50
che si propone di
testare la capacità dei partner di scambiarsi le informazioni di monitoraggio in
riferimento al controllo dei confini, frontiere, controllo della pesca, sicurezza
marittima, inquinamento marino, sicurezza marittima di navi e porti e prevenzione e
soppressione di attività criminali nel Mediterraneo.
Parallelamente, nel 2008, gli Stati europei si sono impegnati ad adottare le misure
necessarie per “conseguire o mantenere un buono stato ecologico dell’ambiente
7 Commissione Europea, Call for Proposals MARE/2008/13 “Pilot project on integration of maritime
surveillance in the Mediterranean Sea and its Atlantic approaches”, 2008, disponibile in
www.ec.europa.eu/dgs/maritimeaffairs_fisheries/contracts_and_funding/calls_for_proposals/2008_
13/call_en.pdf
5

marino entro il 2020” 8 ovvero uno stato ecologico che consenta di preservare la
diversità ecologica, le specie e gli habitat e la biodiversità, un ambiente marino
pulito, sano e produttivo e un utilizzo della risorsa marina che sia sostenibile.
Sulla necessità di una politica integrata sul monitoraggio marino e marittimo si è
espressa nuovamente la Commissione nel 2009 nella comunicazione “Verso
l'integrazione della sorveglianza marittima: un sistema comune per la condivisione
delle informazioni sul settore marittimo dell’UE” in cui essa individua tre aspetti
cruciali che fanno sì che il monitoraggio marittimo e marino rimanga ancora oggi
gestito in maniera inefficiente da autorità settoriali. In primo luogo vi è il fatto che
quasi sempre le informazioni sono raccolte a diversi livelli (internazionale,
comunitario, nazionale, locale) con sistemi diversi moltiplicando così la ricerca per
arrivare agli stessi risultati. Il tutto aggravato dalla frequente mancanza di accordi
necessari per lo scambio dei dati. Il secondo limite è di tipo giuridico in quanto i
diversi sistemi di sorveglianza marittima sono stati elaborati sulla base di normative
settoriali sia internazionali sia comunitarie rendendo quindi complessa la loro
integrazione reciproca. Infine, gli Stati devono far fronte a minacce spesso
transnazionali e transettoriali e ciò complica ulteriormente il quadro di intervento.
Alla luce di ciò, la Commissione raccomanda una maggiore integrazione della
sorveglianza marittima attraverso la creazione di un sistema comune per la
condivisione delle informazioni, lo sviluppo di un quadro tecnico non gerarchico per
i sistemi di monitoraggio e di sorveglianza marittima che sia in grado di facilitare la
raccolta, la diffusione, l’analisi e la gestione dei dati e un maggiore scambio di
informazioni tra autorità civili e militari. Il tutto anche attraverso la rimozione degli
ostacoli allo scambio di dati imposti da disposizioni giuridiche specifiche
comunitarie e nazionali.
Contemporaneamente nel febbraio 2009 è stato lanciato il progetto Pegaso,
finanziato dall’Unione Europea, che dovrebbe contribuire, attraverso studi scientifici,
all’implementazione del protocollo per una Gestione Integrata della Zona Costiera
(ICZM) adottato nel 2008 da cinque Paesi e dall’Unione Europea per far sì che una
grande varietà di soggetti lavorino insieme per promuovere una migliore gestione
delle coste e dei mari europei. L’obiettivo prioritario del progetto Pegaso è quello di
mettere in confronto le capacità esistenti e di produrre informazioni aggiornate sulle
aree costiere e marine fornendo allo stesso tempo strumenti per il loro trasferimento
ai vari paesi il cui feed-back servirà a propria volta per la ricerca scientifica.
Nel settembre 2010 la Commissione ha proposto inoltre un piano d’azione per un
miglior utilizzo delle conoscenze scientifiche attraverso un approccio più coordinato
in materia di raccolta e assemblaggio dei dati relativi all’ambiente marino al fine di
rendere più semplice e meno costoso l’utilizzo dei dati oceanografici, aumentare la
concorrenza e l’innovazione fra gli utilizzatori e migliorare l’affidabilità dei dati. Tali
8 Parlamento Europeo e Consiglio, Direttiva 2008/56/CE, Direttiva quadro sulla strategia per l’ambiente
marino, 2008, pag. 25, disponibile in www.eurlex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2008:164:0019:0040:IT:PDF
51
6

obiettivi contribuiscono alla realizzazione di alcune iniziative elaborate all’interno
della Strategia Europa 20209. La Commissione ha poi proposto un quadro dettagliato su come giungere
concretamente alla creazione di un sistema comune per la condivisione delle
informazioni ai fini della sorveglianza del settore marittimo dell'UE in materia di
sicurezza e protezione marittima, prevenzione dell’inquinamento provocato dalle
navi, controllo della pesca, preparazione e capacità di intervento in caso di
inquinamento marino, dogane, controllo delle frontiere e difesa10.
La prima fase
prevede l’identificazione, da parte della Commissione e degli Stati membri, di tutti i
partecipanti allo scambio di informazioni tenendo in debita considerazione
l’organizzazione amministrativa di ciascuno. La seconda fase riguarda la mappatura
delle serie di dati e l’analisi del divario esistente sul loro scambio, al duplice fine di
valutare la rete di scambi di dati già esistenti a livello nazionale e dell'UE ed
evidenziare i campi in cui per il momento l'offerta non corrisponde alla domanda di
dati dei diversi settori. La fase successiva riguarda la definizione di livelli comuni di
classificazione dei dati per far sì che tutti gli utilizzatori classifichino lo stesso tipo di
dati secondo le medesime modalità. Le ultime tre fasi riguardano infine
l’elaborazione di un linguaggio informatico comune per consentire l'utilizzo dei dati
da parte dei diversi sistemi (interoperabilità), i diritti di accesso da parte degli
utilizzatori a tali dati e la creazione di un quadro giuridico di riferimento in materia.
Il monitoraggio marino e, più in generale, la realizzazione di una politica
marittima intergrata, come si vede, sono al centro di una fitta rete di interessi sia a
livello comunitario, che internazionale, nazionale e locale. Nel tempo, grazie anche ai
preziosi lavori del Plan Bleu, molti passi avanti sono stati fatti e ad oggi esistono
numerosi progetti e iniziative di monitoraggio congiunto dell’ambiente marittimo e
marino. La governance su questi aspetti rimane comunque ancora estremamente
frammentata e numerosi attori continuano ad agire troppo spesso in maniera
indipendente e settoriale, con risultati inefficienti e subottimali.
9 Comunicazione della Commissione, Conoscenze oceanografiche 2020: dati e osservazioni relativi
all’ambiente marino per una crescita intelligente e sostenibile, settembre 2010, disponibile in www.eurlex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=COM:2010:0461:FIN:IT:PDF
10 Comunicazione della Commissione, Progetto di tabella di marcia per la creazione di un sistema comune
per la condivisione delle informazioni ai fini della sorveglianza del settore marittimo dell'UE, 2010, disponibile
in www.eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=COM:2010:0584:FIN:IT:PDF
52
7

2. I contenuti della Direttiva 2008/56/CE del Parlamento europeo e del
Consiglio
La direttiva 2008/56/CE del Parlamento Europeo e del Consiglio del 17 giugno 2008,
che istituisce un quadro per l’azione comunitaria nel campo della politica per
l’ambiente marino, è una direttiva quadro sulla strategia per l’ambiente marino che
definisce la cornice all’interno della quale gli Stati membri adottano le misure
necessarie per conseguire o mantenere un buono stato ecologico dell’ambiente
marino entro il 2020. A tal fine sono elaborate ed attuate strategie per l’ambiente
marino intese a raggiungere i seguenti obiettivi:
a) proteggere e preservare l’ambiente marino, prevenirne il degrado o, laddove
possibile, ripristinare gli ecosistemi marini nelle zone in cui abbiano subito danni;
b) prevenire e ridurre gli apporti nell’ambiente marino, nell’ottica di eliminare
progressivamente l’inquinamento per garantire che non vi siano impatti o rischi
significativi per la biodiversità marina, gli ecosistemi marini, la salute umana o gli usi
legittimi del mare.
Le Regioni e sottoregioni marine dell’Unione Europea comprendono il Mar Baltico, l’
Oceano Atlantico nordorientale, il Mar Nero e il Mar Mediterraneo. In quest’ultimo,
le sottoregioni di riferimento sono:
il Mar Mediterraneo occidentale
il Mare Adriatico
il Mar Ionio e il Mar Mediterraneo centrale
il Mar Egeo orientale
Le Strategie per l’ambiente marino prevedono un calendario di a) preparazione e un
b) programma di misure. In particolare:
a) preparazione:
entro il 15 luglio 2012: valutazione iniziale dello stato ecologico attuale delle
acque considerate e dell’impatto
ambientale esercitato dalle attività umane su tali acque
entro il 15 luglio 2012: definizione del buono stato ecologico delle acque
considerate
entro il 15 luglio 2012: definizione di una serie di traguardi ambientali e di
corrispondenti indicatori
entro il 15 luglio 2014: salvo diversa disposizione della pertinente legislazione
comunitaria, elaborazione e attuazione di un programma di monitoraggio per
la valutazione continua e l’aggiornamento periodico dei traguardi
b) programma di misure:
entro il 2015, elaborazione di un programma di misure finalizzate al
conseguimento o al mantenimento di un buono stato ecologico
53
8

entro il 2016, avvio del programma
3. Gli organismi multilivello del Mediterraneo
Uno degli elementi chiave del processo di integrazione europea è il concetto di
governance, che progressivamente si è sostituito a quello tradizionale di governo, con
il quale si intende l’estensione della gamma degli attori coinvolti, sia pubblici sia
privati, nei processi decisionali dei sistemi politici contemporanei, e il ruolo mutevole
che tali attori possono assumere in relazione alle diverse policies, nonché le diverse
forme di relazione e interazione fra tali attori, non articolate più necessariamente in
senso gerarchico. Al concetto di governance si è poi aggiunto l’espressione
multilivello che identifica la presenza e la crescente importanza di differenti livelli e
contesti di interazione politica e normativa: non più solo il livello nazionale, ma
anche internazionale e subnazionale, ovvero regionale o locale. Livelli che
interagiscono tra loro spesso senza mediazioni, in maniera diretta e biunivoca11. L’Unione Europea ha ribadito a più riprese l’importanza della governance
multilivello e del coinvolgimento degli attori subnazionali quali elementi chiave per
il processo di integrazione europea e come risposta alle sfide globali. Attualmente, ha
sottolineato il Comitato delle Regioni nel 2009, nell’Unione Europea vi sono circa
95.000 enti regionali e locali che dispongono di ampi poteri in settori chiave come
l'istruzione, l'ambiente, lo sviluppo economico, l'assetto del territorio, i trasporti, i
servizi pubblici e le politiche sociali, contribuendo così all'esercizio della democrazia
e della cittadinanza europea12.
Il riconoscimento del ruolo di tali attori subnazionali
nella progettazione e attuazione è un processo in evoluzione, una lenta evoluzione,
ed ancora oggi appare marginale, nonostante siano proprio questi attori coloro che
sono chiamati ad attuare circa il 70% della normativa europea.
La governance multilivello è particolarmente importante nell’ambito dello spazio
mediterraneo che tocca storicamente, geograficamente, economicamente,
politicamente e culturalmente gli interessi di molti Stati e attori subnazionali. Diversi
sono gli organismi multilivello che si occupano di politiche, strategie, piani d’azione
per il Mediterraneo e, tra questi, vi sono differenti reti istituzionali che a livello
mediterraneo fanno proposte di vision comune sui temi marittimi. Tra queste un
ruolo chiave è rivestito dalla Conferenza delle Regione Periferiche Marittime
d’Europa (CRPM) che riunisce circa 160 regioni di 28 Paesi europei e che fin dal 2004
ha contribuito all’elaborazione della Politica Marittima Integrata europea della
Commissione.
L’azione nella CRPM in campo marittimo si concentra su tre azioni principali, da
realizzare con il sostegno della Commissione: prendere parte al programma di
“crescita blu” proposto dalla Commissione, organizzare possibilità di mobilità
studentesca e formazione nel settore marittimo attraverso il progetto pilota
11 Unità di Ricerca sulla Governance Europea (URGE), Governance multilivello e politica europea: quali
sfide per l’Italia?, novembre 2006, pag. 4, disponibile in www.urge.it/files/sintesidellaconferenza.pdf
12 Comitato delle Regioni, Libro Bianco del Comitato delle Regioni sulla Governance Multilivello, maggio
2009.
54
9

“Maritime Erasmus” e “Vasco de Gama” e sviluppare progetti e reperire fondi per le
infrastrutture nel campo della ricerca e delle energie rinnovabili.
A questo fine è nato nel 2007 l’Aquamarine group, un gruppo di lavoro che, sulla
base del Blue Book, ha selezionato quattro priorità in relazione agli affari marittimi:
primo, la governance delle politiche marittime, secondo, cluster marittimi e pesca,
terzo, la pianificazione dello spazio marittimo, porti, risorse energetiche marine,
qualità dell’ambiente marino, turismo costiero e marittimo e finanziamento delle
politiche marittime e quarto, lo sviluppo di una partnership tra mondo del business,
mondo politico e ricercatori.
All’interno del gruppo di lavoro vi sono tre divisioni che si occupano rispettivamente
di ricerca marina e clusters, dati e indicatori (inclusi i sistemi di dati e informazioni
nelle Regioni) e professioni marittime. In particolare, nell’ambito della ricerca marina
le regioni sono attori chiave che rivestono un ruolo complementare a quello degli
altri livelli di governo istituzionale e che esplicano una molteplicità di azioni che
vanno dal finanziamento o partecipazione a progetti di ricerca, al finanziamento
delle infrastrutture e delle attrezzature di ricerca e a tutte quelle azioni miranti a
diffondere i risultati di tali studi e a trovare un punto di contatto e confronto tra la
ricerca di eccellenza a livello mondiale e quella emergente o diffusa a livello perlopiù
territoriale. Inoltre, osserva la CRPM, i risultati della ricerca marina e marittima sono
importanti per tutto il territorio europeo e non solo per le regioni marittime ed è
quindi importante che la ricerca non venga condotta solo ed esclusivamente queste
ultime13 . Un ulteriore aspetto importante riguarda la messa a disposizione e la
condivisione dei dati e delle informazioni: le regioni spesso possiedono informazioni
che rimangono sconosciute e inutilizzate all’esterno ed è per ovviare a ciò che CPRM
e regioni PACA hanno lanciato un’iniziativa per promuovere e mettere in
condivisione i database esistenti e i sistemi di informazione geografica sull’ambiente
marino e marittimo. Nel contesto italiano partecipano all’iniziativa Emilia Romagna,
Lazio e Liguria14. Anche un altro gruppo di lavoro della CRPM, l’Intergruppo Mari e Zone Costiere,
si occupa delle questioni marittime e collabora con una molteplicità di attori, siano
essi rappresentanti del territorio, sindacati, forze economiche o ONG. La sua azione
si esplica soprattutto nel campo delle energie marine rinnovabili e sulla promozione
e lo sviluppo delle risorse marittime attraverso il potenziamento della ricerca.
All’interno della CRPM è stata costituita nel 1990 la Commissione
Intermediterranea (CIM) che riunisce gli interessi delle regioni mediterranee e al cui
interno vi è un gruppo di lavoro dedicato specificamente alla politica marittima. Il
programma principale sostenuto dalla CIM in tale ambito è il progetto MAREMED
di cui parleremo più avanti, un progetto di cooperazione che si occuperà della
gestione integrata delle zone costiere, nell’adattamento al cambiamento climatico
nelle zone costiere, della pesca, dell’inquinamento e della gestione dei dati litorali e
marittimi. L’azione della CIM e delle regioni mediterranee che la compongono sulla
politica marittima è molto incisiva e si è concentrata a più riprese sulla necessità che
13 CRPM, La Strategia Europea per la Ricerca Marina e Marittima, gennaio 2009, disponibile in
www.crpm.org/pub/docs/205_it_ppp_strategia_europea_per_la_ricerca_marina_e_marittima.pdf
14 Si veda www.crpm.org/en/index.php?act=13,32,4,50
55
10

il suo sviluppo sia sostenibile. A questo proposito, nel 2008 le regioni mediterranee
della CIM si sono riunite a Marsiglia per elaborare un documento di proposta
politica per rinnovare il partenariato euromediterraneo, avanzando proposte
concrete in merito allo sviluppo della politica marittima15. In particolare, esse hanno
espresso soddisfazione per l’inclusione delle politiche marittime, con particolare
riferimento al problema del disinquinamento nel Mediterraneo, tra le priorità del
Processo di Barcellona: Unione per il Mediterraneo, proponendo di focalizzare
l’attenzione su cinque aspetti cruciali. Il primo riguarda la riforma dello status
giuridico delle acque mediterranee nella direzione di un’estensione delle aree di
competenza in mare degli Stati rivieraschi oltre il limite delle acque territoriali, anche
attraverso la creazione di zone di protezione ecologica.
Il secondo aspetto riguarda la predisposizione di un budget adeguato alla gravità
delle problematiche marittime, soprattutto nell’ambito del disinquinamento. In
particolare, le regioni hanno proposto un rinnovato partenariato euromediterraneo
mirato specificamente alla creazione di un fondo di convergenza e di un fondo
multilaterale che abbia sufficienti dotazioni finanziarie.
Il terzo ambito di intervento riguarda la necessità di migliorare la governance
multilaterale delle politiche marittime mediterranee attraverso una maggior
cooperazione tra i livelli internazionale, nazionali, regionali e locali.
Il quarto aspetto riguarda l’attuazione della politica marittima integrata a livello di
tutto il bacino del Mediterraneo in linea con l’iniziativa europea e il suo piano
d’azione.
In conclusione, le regioni mediterranee chiedono che la lotta agli inquinamenti
emergenti nel Mediterraneo diventi una priorità per gli Stati, per l’Unione europea e
per gli attori internazionali e che tali attori, tutti insieme, cooperino maggiormente in
materia di monitoraggio, previsioni oceaniche e protezione dei litorali. Inoltre
approvano la dichiarazione di Tolone del 2007 che prevede la condivisione dei mezzi
oceanografici nel Mediterraneo e lo sviluppo di programmi di ricerca globali a livello
di bacino.
Nel Settembre 2010 il gruppo di lavoro sulla politica marittima della CIM ha
svolto alcune riflessioni sull’attuazione delle politiche marittime in riferimento alla
strategia Europa 2020 ed ha sottolineato la necessità di creare una rete di raccolta e
condivisione dei dati litorali e marittimi proseguendo con incisione e rapidità
nell’attuazione della Direttiva Inspire e della Rete EMODNET, le quali coinvolgono
da vicino gli enti locali in quanto detentori di una gran quantità di dati litorali e
marittimi16. La Direttiva Inspire del 2007, in particolare, istituisce un’infrastruttura
per l’informazione territoriale nell’UE attraverso lo sviluppo di una struttura comune
che renda l’informazione territoriale dei vari stati compatibile e utilizzabile in un
contesto transfrontaliero, in modo da superare i problemi riguardo alla disponibilità,
alla qualità, all’organizzazione e all’accessibilità dei dati. Similmente la Rete
15 Commissione Intermediterranea, Dichiarazione della Commissione Intermediterranea della CRPM sulla
presa in considerazione delle Questioni Marittime da parte del Processo di Barcellona: Unione per il
Mediterraneo, giugno 2008, disponibile in www.medregions.com/pub/doc_travail/ag/11_it.pdf
16 Per ulteriori informazioni sulla Direttiva Inspire e sulla Rete EMODNET si vedano rispettivamente
www.inspire.jrc.ec.europa.eu/ e http://www.emodnet-hydrography.eu/
56
11

EMODNET (European Marine Observation and Data Network) è un progetto pilota
lanciato dalla Commissione per il periodo 2009-2012 per lo sviluppo operativo della
rete europea di osservazioni e dati marini. Obiettivo di EMODNET è assemblare dati
marini frammentati ed inaccessibili in un flusso di dati interoperativi, continui e
disponibili pubblicamente.
Il gruppo di lavoro sulla politica marittima ha recentemente sottolineato inoltre la
necessità nel Mediterraneo di creare una strategia digitale sui dati marittimi a scala
di bacino e sviluppare una piattaforma mediterranea di dialogo sui dati in modo tale
da rendere fluida la circolazione della conoscenza. Infine auspica il proseguimento
del lavoro delle regioni del Mediterraneo sull’interoperabilità dei loro strumenti di
gestione attraverso gruppi di lavoro e progetti di cooperazione17. Un’altra rete istituzionale che si occupa, tra le atre cose, di temi marittimi è Arco
Latino, uno spazio di cooperazione in cui troviamo 68 provincie ed enti locali di
secondo livello di Spagna, Francia, Italia e Portogallo, il cui obiettivo generale è la
promozione dello sviluppo del territorio e della coesione economica e sociale. In
riferimento ai temi marittimi, Arco Latino nel 2009 ha preso parte al Dialogo
Strutturato con il Commissario per la Politica Marittima Joe Borg sulla politica della
pesca e la strategia del Mediterraneo formulando in questa sede la propria posizione.
L’associazione ha proposto in primo luogo la messa a punto di misure per proteggere
l’ambiente marittimo e le coste dal cambiamento climatico e dall’inquinamento. Ha
poi sottolineato la necessità di trovare soluzioni per il sovrasfruttamento delle risorse
marittime e ha auspicato che le isole mediterranee vengano considerate come parte
integrante dello spazio dell’UE per quanto riguarda la definizione delle autostrade
del mare. Infine, ha sottolineato che occorre sempre tenere in debita considerazione
l’impatto economico della politica marittima sulle isole mediterranee e la necessità di
investire maggiormente sulla mobilità tra esse e tra esse e la terraferma18.
Arco Latino ha inoltre firmato nel 2007 la Carta di Bologna che prevede in ambito
marittimo la difesa dei litorali e lo sviluppo sostenibile delle zone costiere, nonchè la
creazione di un osservatorio europeo interregionale per la difesa delle cose del
Mediterraneo. Ha infine dato avvio ad una stretta collaborazione nel quadro del
progetto BEACHMED volto a sviluppare strumenti ed esperienze comuni sulla
gestione strategica delle misure di protezione dei litorali, al fine di ottenere uno
sviluppo sostenibile dei settori costieri mediterranei19.
17 Gruppo di lavoro Politica Marittima, CIM, Riflessione sull’Attuazione delle Politiche Marittime in
relazione con la Strategia per una Crescita Intelligente, Sostenibile ed Inclusiva, Europa 2020, settembre 2010,
disponibile in www.medregions.com/pub/doc_travail/ag/80_it.pdf
18 Arco Latino, Prise De Position De L’arc Latin au Dialogue Structurel avec le Commissaire Joe Borg au
sujet du futur de la “Stratégie de l’UE dans le méditerrané”, 29 giugno 2009, disponibile in
www.arcolatino.org/download/SYSTEM_ARCHIVE/AL_Position_paper_%20Maritime_policy_FR.p
df
19 Arco Latino, Cooperazione tra Arco Latino e Beachmed per la protezione dei litorali, giugno 2007,
disponibile in www.arcolatino.org/index.php?method=section&action=zoom&id=17241
57
12

4. Buone pratiche: principali progetti e iniziative nel Mediterraneo
Occidentale
PROGETTO MAREMED
Il progetto MAREMED nasce dal riconoscimento, da parte delle regioni mediterranee
del gruppo di lavoro sulla politica marittima della CIM, dell’insufficienza dei
partenariati tra le regioni mediterranee, e della mancanza di concertazione tra queste
e gli altri livelli istituzionali sulle questioni marittime mediterranee. E’ da questa
consapevolezza che tali regioni hanno cercato di dotarsi di strumenti operativi in
grado di migliorare la situazione e rafforzare il coordinamento sia tra le stesse
politiche marittime regionali sia in riferimento a quelle attuate a livello nazionale,
europeo e mediterraneo. A tal fine esse hanno elaborato il progetto MAREMED, con
durata dal giugno 2010 al maggio 2013, che rientra tra gli obiettivi del programma
MED 2007-2013 dell’Unione Europea e che si inserisce nel quadro della realizzazione
di una politica marittima integrata nel Mediterraneo. In particolare, esso riguarda gli
aspetti della PMI a forte dimensione transnazionale, ovvero la Gestione Integrata
delle Zone Costiere, l’inquinamento, l’adattamento al cambiamento climatico nelle
zone costiere, la pesca, la gestione dei dati litorali e marittimi e la governance. Il fine
è quello diine di fornire gli strumenti per ottimizzare e coordinare le politiche
regionali, europee e mediterranee in tali ambiti.
Il progetto è sostenuto dalla regione PACA, capofila dell’iniziativa, da quattordici
regioni di Francia, Italia, Spagna, Grecia e Cipro e dalla CRPM e mira a valutare lo
stato attuale delle politiche marittime e della loro governance, identificare zone pilota
di gestione transnazionale e elaborare documenti specifici da condividere. La
presenza della CRPM è fondamentale soprattutto in quest’ultimo ambito, dal
momento che permette che i risultati ottenuti dal progetto possano essere condivisi
con le cinquanta regioni che compongono la CIM e anche con la Commissione
Europea e i Centri di Attività del Piano d’Azione Mediterraneo. Al progetto
parteciperanno in via indiretta anche alcune Direzioni Generali della Commissione
Europea, come la DG Amb, DG Mare, DG Ricerca, DG Regio e DG Clima, l’Agenzia
Europea per l’Ambiente e i centri tematici del Piano d’Azione per il Mediterraneo
(REMPEC, Plan Bleu, PAP/RAC).
Gli obiettivi specifici che si propone il progetto sono quattro: primo, migliorare il
coordinamento reciproco tra le politiche marittime regionali e tra esse e gli altri livelli
di governance; secondo, rendere possibile lo scambio di esperienze tra gli attori sui
temi marittimi prioritari identificati; terzo, promuovere iniziative pilota all’interno
della politica marittima territoriale, ed infine sviluppare strumenti operativi che
siano di ausilio nel processo decisionale relativo alle politiche marittime regionali e
infra-regionali nel Mediterraneo e nel confronto di queste ultime con le politiche
sovra-regionali.
Il primo tema su cui si concentra il progetto riguarda la Gestione Integrata delle
Zone Costiere (GIZC). Il progetto prevede in primo luogo lo scambio delle buone
pratiche e dei metodi di elaborazione dei piani di gestione sviluppati all’interno di
altri progetti sulla GIZC, sulla GILIF (Gestione Integrata del Litorale e dei Bacini
58
13

Fluviali), sulle aree marine Natura 2000, sulle aree marine protette o sui progetti
ASPIM (Aree Specialmente Protette di Importanza Mediterranea). In secondo luogo,
è necessario identificare delle zone pilota di congestione transnazionale o
interregionale ed, infine, studiare la coerenza delle azioni esistenti con la legislazione
e gli accordi in ambito europeo e mediterraneo (protocollo GIZC Mediterraneo del
2009). L’azione dei partner sarà quindi volta alla creazione, in collaborazione con la
DG Ambiente e con PAP/RAC, di un database sui progetti di GIZC esistenti nel
Mediterraneo al fine di analizzarne punti di forza e di debolezza, alla realizzazione di
una cartografia completa di tutti i progetti di GIZC dei partner ed infine allo studio
di tali progetti in relazione alle disposizioni del Protocollo ICZM del Mediterraneo.
Il secondo tema cruciale del progetto riguarda l’inquinamento e l’obiettivo
specifico è la valutazione delle difficoltà nella messa in opera degli strumenti
operativi e la proposta di soluzioni per la messa in opera della Direttiva Quadro
sull’Acqua, della Direttiva REACH e della gestione degli inquinamenti marini e
terrestri accidentali di piccola o media portata.
Per quanto riguarda l’adattamento al cambiamento climatico nelle zone costiere,
terzo tema fondamentale, il progetto si propone di valutare con cura, sia a livello
mediterraneo che locale, i cambiamenti climatici che colpiscono le aree costiere, con
particolare attenzione agli eventi climatici estremi. L’idea è quella di creare un
Atlante sul rischio delle coste al fine di rendere comparabili le valutazioni del rischio
delle regioni costiere con gli effetti del cambiamento climatico ed eventualmente
valutare l’idea di creare delle linee guida comuni e un insieme di mappe dagli atlanti
regionali. Si prevede inoltre di creare un sistema di monitoraggio degli eventi
climatici estremi attraverso la creazione di un osservatorio o una rete di osservatori a
livello mediterraneo, in collaborazione con la DG Ambiente e CLIMATE, al fine di
monitorare i cambiamenti dei tratti costieri e degli eventi climatici estremi. Tale
strumento deve essere condiviso dai diversi livelli di governance.
Altra questione prioritaria è la pesca. Il progetto si richiama alle linee guida della
nuova Politica Comune sulla Pesca, realizzata attraverso il Fondo Europeo sulla
Pesca (EFF) e prevede la valorizzazione dei risultati dei progetti pilota in materia di
gestione delle risorse costiere, di installazioni portuali e di diversificazione delle
attività riguardanti il risparmio energetico, che saranno sostenute a livello locale con
fondi EFF. MAREMED mira a realizzare scambi sulle esperienze regionali per
l’implementazione di piani di gestione sulla pesca, a creare progetti pilota sul
risparmio energetico e a sviluppare scambi e sinergia in merito all’implementazione
dell’Asse 4 del EFF per lo sviluppo sostenibile delle aree di pesca, con particolare
riguardo al tema del turismo ittico. In particolare, il progetto intende giungere alla
creazione di pani di gestione delle aree di pesca e di un database sulle aree di pesca
protette, in collaborazione con la DG Mare, nonché all’avvio di azioni pilota miranti
ad includere la pesca nell’economia turistica.
Inoltre il progetto MAREMED si concentra sulla gestione dei dati litorali e marittimi
e prevede innanzitutto la valutazione degli strumenti cartografici a disposizione e la
creazione di uno strumento cartografico e statistico ad hoc a livello mediterraneo, da
inserire in rete. Esso mira inoltre a promuovere lo scambio di informazione in merito
alla gestione delle aree costiere e marittime tra le regioni e le organizzazioni
internazionali quali il Plan Bleu, ed europee, come l’Agenzia Europea per
59
14

l’Ambiente, Eurostat, DG Mare, DG Ambiente. Il progetto prevede inoltre la
valutazione della possibilità di introdurre i dati cartografici dei partner nella
urEMODNET, il prototipo della rete futura del sistema di gestione dei dati marini e
costieri avviata dalla DG Mare. Infine esso mira a promuovere l’interoperabilità tra
regioni per tutto ciò che concerne i dati marittimi, con una sua puntuale valutazione.
Infine, l’ultimo degli aspetti prioritari su cui MAREMED si concentra riguarda la
governance. In particolare esso mira ad analizzare la governance attuale sulla politica
marittima, a valutare la distribuzione delle competenze, l’organizzazione politica,
tecnica e finanziaria dei partner, i metodi di consultazione con gli attori locali e con la
popolazione. Tutto ciò sarà realizzato in collaborazione con gli organi della
Commissione Europea che si occupano di politica marittima integrata e con quelli del
Piano d’Azione per il Mediterraneo20. PROGETTO CALYPSO
In parte finanziato dall’Unione Europea nell’ambito del “Programma Italia-Malta –
La politica di coesione 2007-2013. Un mare di opportunità per il futuro”, il progetto
Calypso prevede la realizzazione di un sistema stabile ed operativo di antenne radar
per il monitoraggio delle correnti marine superficiali nel tratto di mare compreso tra
la Sicilia e Malta. Il sistema sarà installato nella parte nord dell’isola maltese e a sud
della costa siciliana con lo scopo di fornire dati continui utili ad ottimizzare gli
interventi in caso di eventi di sversamenti di idrocarburi accidentali o deliberati.
L’installazione del sistema radar è prevista per i primi mesi del 2012, mentre la sua
attivazione per l’estate 2012. L’impianto sarà gestito dalla sezione di Ragusa
dell’Arpa, mentre i dati saranno elaborati dalle Università di Palermo, Catania e
Malta e forniti anche alla Guardia di Finanza, alla Guardia Costiera e al Dipartimento
di Protezione Civile della Regione Sicilia. Si veda
www.italiamalta.eu/component/option,com_docman/lang,it/
PROGETTO ARGOMARINE
ARGOMARINE (Automatic Recognition and GeOpositioning integrated in a Marine
Monitoring Network), finanziato nell’ambito del 7° Programma Quadro di Ricerca e
Sviluppo, è un progetto della durata di tre anni dal settembre 2009 che mira a
sviluppare tecnologie innovative per il controllo del traffico e dell'inquinamento
marittimo al duplice fine di realizzare in piena sicurezza interventi su navi in
situazione di emergenza e di proteggere il mare e l’ambiente marino
dall’inquinamento derivante da idrocarburi e sversamenti abusivi di petrolio. Esso si
concentra dapprima su aree sensibili dal punto di vista ambientale e di particolare
valore naturalistico come quelle dell'Arcipelago Toscano, sviluppando poi tecnologie
che verranno estese a tutta l'area del Mediterraneo. Il progetto è sostenuto dal Parco
Nazionale dell’arcipelago Toscano, capofila, e da diversi Centri di Ricerca del
panorama europeo, in particolare di Grecia, Norvegia, Portogallo, Gran Bretagna. Per
ulteriori informazioni si veda
20 CRPM, MAREMED Presentation, disponibile in
www.crpm.org/pub/agenda/1616_maremed_aqua4b.pdf
60
15

http://cordis.europa.eu/fetch?CALLER=FP7_PROJ_EN&ACTION=D&RCN=92507
PROGETTO COSMO SKY-MED
Il progetto Cosmo Sky-Med (COnstellation of small Satellites for Mediterranean
basin Observation) è finanziato dall’Agenzia Spaziale Italiana e dal Ministero della
Difesa. Si tratta di una costellazione formata da 4 satelliti ad uso duale, civile e
militare, volto a fornire prodotti e servizi per il monitoraggio ambientale e per
applicazioni di sorveglianza utili nella gestione di rischi. Il progetto ha tra gli
obiettivi di intervento anche il monitoraggio continuo dell’ambiente costiero e
marino in modo da valutare i fenomeni di erosione costiera e di inquinamento dei
mari, oltre che il controllo dei traffici marittimi. Per quanto concerne il Mediterraneo,
al progetto di rilevamento e monitoraggio satellitare prendono parte 37 Pubbliche
Amministrazioni di Italia, Francia, Spagna, Portogallo, Grecia e Malta. Per l' Italia
sono presenti: i Ministeri dell' Interno, degli Affari Esteri, della Difesa, dei Trasporti e
dell' Ambiente, nonché lo Stato Maggiore della Difesa, la Marina Militare, le
Capitanerie di Porto, l' Agenzia delle Dogane e la Guardia di Finanza. Il sistema
Cosmo Sky-Med è particolarmente utile ed efficace nel campo del monitoraggio
sull’inquinamento marino: esso infatti è in grado di seguire ora per ora l' evoluzione
di un versamento in mare di petrolio o di altre sostanze inquinanti. L’ultimo dei
quattro satelliti previsti è stato lanciato nel novembre 2010. Per ulteriori informazioni
si veda http://www.cosmo-skymed.it/it/index.htm
PROGETTO BLUEMASS MED
Il progetto BlueMass Med (Blue Maritime Surveillance System Med) è un progetto
pilota cofinanziato dalla Commissione Europea che rientra nel quadro dello sviluppo
della Politica Marittima Integrata. Gli obiettivi riguardano la realizzazione di azioni
comuni contro i traffici illeciti che passano per il Mediterraneo, l’immigrazione
clandestina e l’inquinamento dell’ambiente marino. In particolare esso prevede
l’utilizzo dei sistemi spaziali nazionali ed europei, di prossima realizzazione e già
esistenti, che operano nei settori dell’Osservazione della Terra, Telecomunicazione e
Navigazione satellitare ed opera in stretta connessione con la costellazione Cosmo
Sky-Med. Fanno parte del progetto, lanciato nel gennaio 2010, 37 Pubbliche
Amministrazioni di Italia, Francia, Spagna, Grecia, Portogallo e Malta Per l’Italia vi
fanno parte numerosi ministeri e l’Agenzia Spaziale Italia. Per ulteriori informazioni
si veda http://www.bluemassmed.net/
PROGETTO PRIMI
PRIMI (Progetto Pilota Inquinamento Marino da Idrocarburi) è un progetto
finanziato dall’Agenzia Spaziale Italiana che mira a creare un sistema operativo per
la sorveglianza continua dell’inquinamento marino da idrocarburi e per la previsione
della dispersione delle sostanze inquinanti a partire dai dati satellitari. Il sistema è in
61
16

grado di valutare le caratteristiche in termini di composizione, spessore ed età dello
sversamento, di prevedere l’evoluzione in termini di spostamento nelle 72 ore
successive, e di ipotizzarne l’impatto sull’intero ecosistema. Il progetto è stato
lanciato nell’aprile 2011 e si avvale della collaborazione di numerosi centri di ricerca
pubblici e privati. Come il progetto BlueMass Med, anche PRIMI opera in stretta
connessione con i dati forniti dal sistema Cosmo Sky Med. Per ulteriori informazioni
si veda http://www.asi.it/files/brochure_primi_1aprile2011.pdf
PROGETTO PEGASO
Il progetto PEGASO (Potenziamento di reti Geofisiche e Ambientali Sottomarine) è
sostenuto dall’Assessorato Industria della Regione Sicilia e cofinanziato dall’Istituto
Nazionale di Geofisica e Vulcanologia e dall’Istituto Nazionale Fisica Nucleare. Esso
prevede la realizzazione di un innovativo sistema di monitoraggio marino in grado
di acquisire lunghe serie temporali di parametri di carattere geofisico, geochimico,
ambientale e oceanografico. L’obiettivo è il potenziamento delle infrastrutture
terrestri e marine esistenti a largo della Sicilia orientale per il monitoraggio in tempo
reale delle profondità marine con particolare attenzione ai rischi naturali e
ambientali. Il progetto iniziato nel 2005 si è concluso nel 2008. Per ulteriori
informazioni si veda www.pa.ingv.it/Pegaso/PEGASO.html
PROGETTO MARCOAST
Iniziato nel 2005 e di durata triennale, il progetto MarCoast (Marine and Coastal
Environment Information Services) è finanziato dall’Agenzia Spaziale Europea nel
quadro del Programma GMES Service Elements. Ha lo scopo di fornire servizi di
monitoraggio dei mari europei in termini di qualità delle acque, fioritura algale e
sversamenti di petrolio fornendo dati a frequenza giornaliera, mensile e stagionale.
Tali servizi sono stati realizzati da numerosi partner europei specializzati
nell’elaborazione di dati satellitari specifici per la determinazione di parametri di
qualità delle acque e forniti poi ad utenti responsabili delle politiche ambientali e di
qualità delle acque a livello nazionale e regionale, nonché ad istituti di ricerca e
settori privati operanti nel campo del monitoraggio ambientale. Il bacino di utenza
ha compreso 14 differenti nazioni europee ed i servizi forniti hanno coperto tutti i
maggiori mari, tra cui, per l’Italia, il Mar Ligure, Tirreno e Adriatico.
Dal 2009 ha preso avvio il progetto MarCoast 2 che ha lo scopo di garantire la
continuità ed il miglioramento dei servizi operativi ed al tempo stesso di creare le
condizioni per favorirne l’auto-sostenibilità finanziaria e l’estensione a nuovi utenti.
Per ulteriori informazioni si veda http://www.planetek.it/progetti/marcoast
PROGETTO IMCA
Il progetto IMCA (Integrated Monitoring of Coastal Areas) è stato finanziato a partire
dal 2003 dal Ministero dell’Istruzione, dell’Università e della Ricerca italiano e
coinvolge numerose università e centri di ricerca pugliesi. Il progetto ha l’obiettivo di
sviluppare un sistema in grado di offrire un servizio di monitoraggio della qualità e
del degrado delle aree costiere e marine basato sull’integrazione di dati satellitari,
62
17

ilevamenti in situ e modellistica numerica. Il progetto prevede il monitoraggio della
qualità delle acque da realizzare non solo attraverso i parametri tradizionali ma
anche considerando la qualità ambientale e dell’ecosistema nel suo complesso. Il
progetto si concentra su quattro tipologie di monitoraggio: qualità delle acque,
paesaggio costiero, erosione costiera e circolazione delle correnti marine e traffico
marittimo (incluso l’impatto della diffusione degli inquinanti in mare e gli
sversamenti di petrolio). Il progetto è stato realizzato su quattro aree test della costa
pugliese, tra cui l’area marina protetta delle Isole Tremiti, che presentano
caratteristiche diverse in termini di qualità e vulnerabilità dell’ambiente marino.
Alcune attività previste dal progetto sono ancora in corso e sono finanziate della
Regione Puglia. Per ulteriori informazioni si vedano:
http://www.planetek.it/progetti/imca_monitoraggio_aree_costiere
http://architettura.poliba.it/News/imca.pdf
63
18

CASO STUDIO: IL RUOLO DELLE REGIONI MEDITERRANEE NELLA
GOVERNANCE DELLE POLITICHE SUI TRASPORTI EUROPEI E NELLO
SVILUPPO DELLE AUTOSTRADE DEL MARE
LE AUTOSTRADE DEL MARE
Background: Da sempre il trasporto marittimo costituisce il pilastro del commercio
internazionale. La capacità potenziale che esso offre, però, rimane in gran parte
inesplorata, contrariamente a quanto avviene per il trasporto via terra congestionato
e ipersfruttato. È da questa consapevolezza che, sia a livello europeo che nazionale, si
è cominciato a riflettere sull’opportunità di potenziare modalità alternative al
trasporto su gomma in grado di migliorare la viabilità, ridurre i costi, risparmiare
energia e produrre benefici sotto il profilo ambientale. In quest’ottica si inserisce il
progetto intermodale delle autostrade del mare (secondo l’acronimo inglese MOS,
Motorways of the Sea) il cui scopo è quello di concentrare i flussi di merci su percorsi
marittimi ad alta redditività e su infrastrutture portuali in grado di realizzare, con
tempi e costi contenuti, le operazioni di cambio di modalità di trasporto. In tale
modo, il porto dovrebbe diventare un vero e proprio casello autostradale, dove la
merce arriva via terra su autocarri, container e camion, i quali vengono
successivamente imbarcati senza inutili tempi di attesa, garantendo al tempo stesso il
rispetto di tutte le norme di sicurezza.
64
19

Figura 4.1 Schema delle autostrade del mare
LE AUTOSTRADE DEL MARE NELLA POLITICA EUROPEA
TEN-T Policy e Marco Polo II: Il progetto delle MOS è entrato nell’agenda politica
europea nel 2001, quando è stato inserito nelle politiche europee sul trasporto, e,
nello specifico, nel quadro della promozione di una rete di trasporto trans-Europeo
(TEN-T Policy). Nel 2004 il Consiglio e il Parlamento Europeo hanno adottato le
Linee Guida di tale politica il cui articolo 12a fornisce la cornice legale per il
finanziamento delle “Autostrade del Mare”. In base a quanto disposto dall’articolo, i
progetti di MOS avrebbero come obiettivi la concentrazione del traffico merci su
direttrici logistiche marittime, la crescita della coesione territoriale e la riduzione
della congestione stradale attraverso il cambiamento modale. I quattro corridoi
individuati per le MOS sono l’Autostrada del Mare del Mar Baltico (che collega gli
Stati Membri affacciati sul Baltico con gli Stati Membri nell’Europa Centrale e
Occidentale, incluso il collegamento tra il mare del Nord e il canale del Baltico),
l’Autostrada del Mare dell’Europa Occidentale (dal Portogallo e dalla Spagna
attraverso l’arco Atlantico fino al mare del Nord e al mare d’Irlanda), l’Autostrada
del Mare del sud-est europeo (che collega il mare Adriatico con lo Ionio e il
Mediterraneo orientale, inclusa Cipro) e l’Autostrada del Mare dell’Europa sud
occidentale (Mediterraneo Occidentale, che collega Spagna, Francia, Italia, Malta e
che si raccorda con l’Autostrada del Mare del sud-est Europa, compresi i
collegamenti con il Mar Nero). Oltre che nella TEN-T Policy, le MOS sono state
65
20

inserite anche nel programma Marco Polo II, il programma europeo di finanziamento
a sostegno dei progetti intermodali per il periodo 2007-2013.
Le MOS in altre politiche europee: Il progetto delle MOS è divenuto un elemento
chiave anche per altre politiche europee quali la strategia europea per lo sviluppo
sostenibile, la politica marittima integrata e la partnership Euro-Mediterranea. In
quest’ultimo ambito lo sviluppo delle MOS è divenuto un obiettivo fondamentale
dell’Unione per il Mediterraneo lanciata nel 2008, all’interno della quale trova spazio
l’iniziativa MEDA-MOS mirante a creare progetti pilota che prefigurino le future
autostrade del mare nella rete di trasporto mediterraneo, nel quadro del Regional
Transport Action Plan (RTAP) euro-Mediterraneo 2007-2013.
Visioni diverse, ma complementari: A livello europeo le MOS sono al centro di due
visioni differenti, ma complementari. Da un lato, secondo l’approccio seguito nella
TEN-T Policy, esse sono viste come un modo per sviluppare e migliorare la rete dei
trasporti trans-Europei e, in particolare, per potenziare i flussi commerciali
all’interno dell’EU e per stimolare l’integrazione delle aree marittime e periferiche
all’interno del mercato unico, senza porsi come una modalità di trasporto in
competizione con quella via terra. Dall’altro lato, le MOS sono viste come parte di
politiche intermodali la cui azione è quella di contribuire a ridurre la congestione
stradale e ridurre l’impatto ambientale. In quest’ottica esse sono parte di una visione
più ambiziosa che punta a cambiare radicalmente la proporzione dei beni trasportati
via terra diminuendo in maniera consistente l’impatto ambientale. In questa
prospettiva, le MOS sono supportate dal programma Marco Polo mirante a ‘creare
nuovi vie verso un orizzonte verde’.
LE AUTOSTRADE DEL MARE NELLA POLITICA NAZIONALE
L’Unione Europea, pur sottolineando l’importanza delle MOS, non ha dettato
disposizioni specifiche né linee guida in materia, contribuendo così a rafforzare
l’atteggiamento prudente di molti Stati nell’accogliere tali progetti. Di conseguenza,
le politiche nazionali sui trasporti sono rimaste pressoché inalterate.
Il riconoscimento giuridico delle MOS: In Francia, ad esempio, si è cominciato a
parlare di MOS nel 2003 all’interno del Comitato Interministeriale del mare (CIMER)
e della Commissione interministeriale per lo sviluppo e la pianificazione territoriale
(CIADT). In particolare quest’ultima ha avanzato la proposta di creare una MOS tra
Francia e Spagna attraverso l’Oceano Atlantico annunciando anche l’avvio di studi
preparatori nella prospettiva di un futuro progetto simile nel Mediterraneo. Sarà
solo, però, nel 2008 che le MOS verranno sancite a livello giuridico, attraverso il loro
inserimento all’interno della strategia intergrata sull’ambiente, la cosiddetta ‘Grenelle
for Environment’ Law. Nella prospettiva francese, quindi, le MOS sono viste come
parte della strategia nazionale sull’ambiente, ma il grado della loro integrazione nelle
politiche sui trasporti rimane piuttosto scarso. In Italia, invece, non esiste ancora un
quadro giuridico nazionale specifico che riguardi le autostrade del mare, benché vi
siamo atti che, più in generale, fanno riferimento a rotte per il trasporto marittimo. Le
MOS sono sostenute principalmente attraverso il meccanismo degli ecobonus,
66
21

ovvero incentivi alle aziende di trasporto su strada affinché spostino il loro traffico
dalla sola strada a un misto tra strada e mare, ma anche attraverso facilitazioni alle
compagnie di navigazione e alle autorità pubbliche per sviluppare la navigazione a
corto raggio, o attraverso la creazione della Rete Autostrade Mediterranee (RAM)
S.p.A. per la realizzazione di MOS nel bacino del Mediterraneo.
Nonostante tali tentativi, in Europa il trasporto su strada è ancora nettamente
prevalente rispetto a quello marittimo. Promuovere soluzioni alternative richiede, di
conseguenza, l’adozione di un approccio completamente nuovo, differente, orientato
alla creazione di condizioni favorevoli a livello logistico tali da indurre le compagnie
di trasporto a scegliere le MOS come la migliore soluzione. Si tratta di una
rivoluzione logistica complessa che non può essere compiuto in breve tempo.
IL CONTRIBUTO DELLE REGIONI
In molti Paesi europei, la competenza in materia di trasporti è dell’autorità regionale,
anche se la sua influenza sulle decisioni nazionali varia molto a seconda del contesto
istituzionale nazionale. In Francia, ad esempio, le Regioni hanno una scarsa influenza
sulla politica nazionale sui trasporti, contrariamente a quanto avviene in Spagna e in
Italia.
Inizialmente le regioni marittime, e in particolare quelle mediterranee, hanno accolto
positivamente il progetto delle MOS, intravedendovi ottime possibilità di sviluppare
infrastrutture di trasporto addizionali, ridurre la congestione dei traffici terresti e
migliorare l’impatto ambientale. Fin da subito molte regioni, singolarmente o in rete
con altre regioni, hanno cercato un coinvolgimento attivo nella politica sulle MOS sia
attraverso l’azione del Comitato delle Regioni sia con l’invio di contributi ai vari
green paper in materia preparati dalla Commissione Europea. Oltre a ciò un ruolo
importante è svolto anche dalla Conferenza delle Regioni Periferiche Marittime
(secondo l’acronimo inglese CPMR) la quale, attraverso la sua Commissione
Trasporti, ha più volte ribadito la volontà di fare delle regioni un partner guida
nell’implementazione del concetto innovativo legato alle MOS. La CPMR, in
particolare, ha avuto un ruolo rilevante su due questioni importanti legate al policymaking
europeo: in primo luogo ha fatto sì che le MOS venissero inserite nel sistema
finanziario della TEN-T Policy dal quale erano escluse fino al 2004, e in secondo
luogo ha richiesto ed ottenuto nel 2005 la fondazione di un coordinatore europeo
dedicato specificamente alle MOS, con il compito di valutare annualmente i progressi
raggiunti.
LA GOVERNANCE DELLA FASE DI IMPLEMENTAZIONE
Quelli per le MOS sono, per loro natura, progetti complessi che coinvolgono attori
eterogenei, privati e pubblici, e livelli diversi di decisione e toccano tanto gli aspetti
politici, quando quelli più tecnici e pragmatici. All’interno di questo quadro
complesso è possibile distinguere tra sfera di intervento pubblica e privata.
67
22

LA SFERA PUBBLICA
Gli attori pubblici rappresentano una quota consistente di tutti gli attori coinvolti
nella realizzazione dei progetti MOS. Nella sfera pubblica, si articolano diversi
sistemi con visioni diverse e che coinvolgono tipi di attori diversi a diversi livelli di
azione.
Le politiche europee: I due programmi che sostengono le MOS a livello europeo, la
TEN-T Policy e il programma Marco Polo, hanno, ciascuno, il proprio sistema
finanziario e propri criteri di ammissione, entrambi, a detta di molti attori coinvolti,
molto complessi dal punto di vista burocratico.
Nel caso della TEN-T Policy, per il periodo 2006-2013 sono stati stanziati 310 milioni
di euro. Le sovvenzioni coprono il 20% del costo delle infrastrutture, il rimanente
80% deve essere sostenuto dallo Stato o dalle singole compagnie private. Per essere
ammessi i progetti devono coinvolgere lo sviluppo di attrezzature (logistiche,
elettroniche…) e infrastrutture (porti) tra due Stati membri e favorire il trasporto
intermodale nella prospettiva di una riduzione della congestione stradale. Le
sovvenzioni non possono essere usare per finanziare infrastrutture mobili quali navi,
treni o aerei.
Il programma Marco Polo richiede una continuità del coinvolgimento nel progetto di
5 anni, con circa 1 miliardo e 250 milioni di chilometri. Le sovvenzioni di tale
programma non eccedono il 35% dei costi. Il programma Marco Polo si contrappone
alla TEN-T policy in quanto è caratterizzato da un approccio bottom-up ovvero è
basato sull’iniziativa privata: i progetti vengono presentati direttamente dagli
operatori, che spesso sono le compagnie di navigazione. In tale quadro le autorità
pubbliche sono scarsamente coinvolte, al contrario di quanto avviene nel caso della
TEN-T Policy in cui gli attori principali sono gli Stati (approccio top-down).
Il ruolo degli Stati membri: Nel Mediterraneo sono state portate avanti due
iniziative interessanti. La prima, lanciata nel 2009, riguarda la creazione di un “West
Med corridor”, tra Francia, Italia e Malta per trovare progetti o idee riguardanti le
possibili connessioni tra questi tre Paesi. L’idea è quella di coinvolgere almeno due
porti di due differenti Paesi e un operatore dei trasporti marittimi. I progetti sono da
presentare in prima istanza agli Stati membri e poi alla TEN-T e al programma Marco
Polo per un possibile co-finanziamento.
Un’altra iniziativa simile riguarda la parte orientale del bacino del Mediterraneo, la
“East Med MOS” che dovrebbe connettere Italia, Slovenia, Grecia e Malta.
Le fonti di finanziamento: Oltre ai fondi TEN-T e a quelli previsti dal Programma
Marco Polo gli Stati membri promuovono e sostengono la creazione delle MOS anche
con risorse finanziarie proprie. In Italia, ad esempio, nel 2004 è stata creata la RAM
S.p.A., integrata nel Ministero dell’Economia e Finanza e che costituisce il braccio
operativo del Ministero dei Trasporti e Infrastrutture. Essa è la struttura principale
che si occupa delle MOS e ne gestisce la governance, cura le relazioni a livello
nazionale e internazionale, gestisce gli incentivi e compie studi, analisi e ricerche per
individuare programmi di intervento prioritari.
68
23

In Francia, non esiste invece un sistema unico che si occupa delle MOS, ma, al
contrario, la questione delle MOS è gestita in modo diverso tra la Costa Atlantica e
quella Mediterranea, e ciò si riflette in un diverso grado di coinvolgimento
finanziario dell’autorità statale.
Il ruolo delle regioni: Per quanto concerne l’implementazione dei progetti delle
MOS le regioni sono attori secondari, ma comunque rilevanti non solo nella
partecipazione finanziaria, ma anche in termini di expertise. In molti paesi europei
esse costituiscono gli attori con le competenze più affini a quelle richieste per i
progetti per le MOS quali quelle sui trasporti, sulla pianificazione dello spazio e sullo
sviluppo economico.
Il ruolo che le regioni rivestono è molto diverso da Paese a Paese. In Italia, ad
esempio, esse hanno un ruolo importante nella creazione delle MOS dal momento
che sono l’organo responsabile dell’approvazione degli schemi della pianificazione
portuale, da cui dipende gran parte del futuro dei progetti di MOS. Nel 2007 la
Regione Liguria, le autorità del Porto Ligure e la compagnia RAM hanno firmato un
memorandum per rilanciare le MOS nel quadro di un programma di finanziamento
per il futuro. In Francia i consigli regionali dal 2000 hanno piena autorità per quanto
concerne i trasporti pubblici all’interno della singola regione, ma non sono
comunque attori fondamentali per lo sviluppo dei progetti per le MOS.
Contrariamente all’esperienza italiana, le regioni PACA non hanno creato alcuna
iniziativa congiunta per realizzare MOS. Al contrario, le regioni possono avere un
ruolo importante nella partecipazione finanziaria come è successo nel caso della
connessione tra Toulon e Civitavecchia, cofinanziato dal 2005 al 2008 da un consiglio
regionale PACA.
LA SFERA PRIVATA: LE COMPAGNIE COME UTILIZZATORI FINALI E COME
‘DECISORI’ FINALI
Le compagnie private sono la principale categoria di attori coinvolti nei progetti per
le MOS. Tra queste un ruolo chiave è rivestito dalle compagnie proprietarie di navi.
La maggior parte delle connessioni tra la Spagna e l’Italia, ad esempio, è stata creata e
promossa proprio da tali attori, sostenute dai fondi del programma Marco Polo.
Un ruolo importante è rivestito anche dalle compagnie di trasporto via terra e dagli
intermediari merci che sono coloro che di fatto decidono se usare o meno le
connessioni MOS, sulla base dell’affidabilità in termini di orari, di sicurezza dei
carichi e delle merci imbarcate. Talvolta, essi possono anche dare inizio a progetti per
conto proprio, come è successo nel caso della connessione Marsiglia-Savona. Per tali
attori le MOS possono avere vantaggi in termini di diversificazione delle soluzioni
logistiche, riducendo così la dipendenza dal trasporto via terra e i rischi connessi al
trasporto di merci pericolose. Inoltre essi sono spinti a sviluppare le MOS da una
serie di incentivi e fondi messi a disposizione dal programma Marco Polo.
Nonostante ciò, però, le compagnie di trasporto si dimostrano ancora riluttanti alle
MOS e poco fiduciosi verso un sistema così complesso e ancora in fase iniziale.
Infine, anche i porti sono attori importanti per i progetti MOS e le autorità portuali
del Mediterraneo vedono nello sviluppo di tali infrastrutture un utile ed efficace
69
24

canale per creare sempre maggiori connessioni con l’Europa del Nord, sostenute e
potenziate grazie ai fondi europei, perlopiù della TEN-T Policy.
VALUTAZIONE DELLA GOVERNANCE DEI PROGETTI MOS
L’introduzione delle MOS impone necessariamente una consistente evoluzione, se
non rivoluzione, nella catena logistica: in particolare, per preparare e realizzare tali
progetti si rende necessario un alto grado di coordinamento tra i vari attori affinché
tutto proceda in tempi rapidi e in piena sicurezza. Ad oggi, tale grado di
coordinamento non esiste e ciascun anello della catena logistica ha propri tempi e
procedure, rendendo il sistema nel suo complesso poco fluido rispetto a quanto
richiesto dai progetti di MOS.
Il ‘gap di governance’: La governance nei progetti di MOS coinvolge numerosi attori
(statali, locali, regionali, compagnie di logistica e di trasporto, autorità portuali,
esperti, camere di commercio ecc…) che sono generalmente riuniti in un Comitato
Direttivo. Nonostante ciò, la governance legata a ciascuno progetto rimane intricata e
complessa. Nelle parole di Mr Vanderhaegen della DG TREN: “La governance delle
MOS soffre della mancanza di cooperazione tra attori privati e pubblici, i quali si
comportano come se appartenessero a mondi differenti e non si fidano gli uni degli
altri”. Molti attori infatti lamentano un gap evidente tra la complessità dei progetto
MOS e la limitatezza del sistema di governance creato per la loro implementazione. Il
progetto lanciato nel 2009 da Italia, Francia e Malta, ad esempio, coinvolge solo tre
attori: una compagnia di navigazione, e due autorità portuali. Un livello così ristretto
di governance esclude molti altri attori chiave, e gli aspetti di loro competenza, da un
progetto di cui comunque implicitamente sono parte e che li coinvolgerà da vicino.
MOS E REGIONI: LA FINE DELLE GRANDI ASPETTATIVE?
LA DISILLUSIONE PROGRESSIVA
Come abbiamo visto, le Regioni inizialmente hanno accolto le MOS con entusiasmo
soprattutto quelle mediterranee. Oggi si assiste però ad un progressivo disincanto e
ad un crescente scetticismo, alimentato soprattutto dal fatto che le regioni sono
sempre più consapevoli della complessità che caratterizza la governance di tali
progetti e consce di non poter rivestire un ruolo guida nella loro sviluppo.
Uno sviluppo limitato: Generalmente, se guardiamo alle dichiarazioni ufficiali, le
MOS sono presentate come il ‘futuro’ delle regioni Mediterranee. In questa direzione
è andata la Commissione Europea quando ha affermato la sua volontà di rafforzare
l’UPM anche attraverso le MOS. Se tali affermazioni da un lato stanno ad indicare
che quella delle MOS non è ancora una realtà compiuta, ma un progetto per il
furturo, dall’altro non tiene però in giusta considerazione le diverse iniziative
spontanee ispirate alle MOS che stanno nascendo in alcuni Paesi, come il caso di
molti nuovi collegamenti tra Spagna e Italia.
I finanziamenti europei: Nonostante ciò, è vero comunque che quello delle MOS è
ancora uno sviluppo limitato per tutta una serie di motivazioni complesse e
intrecciate tra loro. In primo luogo, la Commissione Europea fa spesso fatica ad
identificare un progetto di MOS che sia realmente maturo e pronto per la
realizzazione. Di conseguenza, molto delle ingenti somme di denaro messe a
70
25

disposizione dalla CE rimangono inutilizzate. Dei 310 milioni di euro messi a
disposizione per il periodo 2007-2013, ad oggi 280 sono rimasti intoccati. Una cosa
simile avviene per il programma Marco Polo attraverso il quale sono stati finanziati
25 progetti di trasferimento intermodale, di cui solo una è una MOS.
La navigazione a breve raggio: Un’altra causa del limitato sviluppo delle MOS è la
persistente prevalenza e l’incremento delle connessioni a breve raggio, perlopiù nel
Mediterraneo. L’esempio italiano sfugge in parte a questa logica: infatti le MOS in
Italia hanno aumentato il loro traffico grazie alla loro convenienza e concorrenzialità,
alimentata dal meccanismo statale degli ecobonus. Grazie a tali incentivi e ai fondi
europei, ad esempio, la compagnia Grimaldi ha creato 18 nuove linee raddoppiando
così i suoi flussi tra Italia e Grecia.
Esperienze pregresse: A ciò si aggiungono le passate esperienze risultate
fallimentari. Il caso, ad esempio, della linea Toulon-Civitavecchia ha lasciato un
cattivo ricordo nelle regioni PACA mettendo in luce il gap interno delle autorità
regionali riguardo alle MOS e a progetti così complessi, evidenziando anche la
mancanza di expertise interna e le difficoltà nel follow-up dei progetti nel lungo
periodo.
Il ruolo delle politiche nazionali sui trasporti: Lo sviluppo delle MOS è limitato
anche dalle politiche nazionali sui trasporti e dalle politiche dei prezzi da esse
sostenute. In particolare, gli Stati in generale continuano a non promuovere modalità
alternative al trasporto via terra né il trasporto intermodale. Molti attori sottolineano
come la politica dei prezzi sui trasporti di molti Paesi favorisca in maniera massiccia
il trasporto via terra, sia su autocarri che su vagoni merci, senza che a tali costi siano
integrati quelli legati alle esternalità negative che tale modalità di trasporto produce.
I prezzi relativamente più contenuti del trasporto via terra rispetto a modalità
differenti è rinforzato anche da una sorta di concorrenza al ribasso, dovuta all’arrivo
di molti conducenti dall’Est Europa che effettuano lo stesso servizio a costi inferiori,
ribassando ulteriormente i costi del trasporto via terra.
Gli ostacoli europei agli aiuti di Stato: Infine, anche gli stringenti regolamenti
europei in materia di aiuto di Stato alle compagnie private incidono negativamente
sullo sviluppo delle MOS. Gli organi pubblici, quali la Commissione Europea, gli
Stati o gli enti regionali e locali possono solo in minima parte e seguendo procedure
complesse stimolare finanziariamente gli attori privati ad investire in progetti di
MOS e simili, limitandone in tal modo lo sviluppo. Secondo alcuni esperti uno
sviluppo reale delle MOS potrebbe avvenire solo con una partecipazione più
massiccia degli enti pubblici e, in tale logica, le MOS dovrebbero essere considerate
un vero e proprio servizio pubblico, un servizio di interesse economico generale
(SGEI) piuttosto che un’operazione privata.
Tale nuova denominazione consentirebbe di allentare non poco le implicazioni delle
politiche europee in materia. Nel quadro della TEN-T Policy, come abbiamo visto,
non è possibile finanziare la costruzione di infrastrutture mobili come le navi.
Definire le MOS come SGEI consentirebbe invece tale possibilità, come passo
essenziale nella costruzione di un vera e propria infrastruttura di interesse
economico generale.
71
26

L’INFLUENZA DELLE REGIONI SULLE POLITICHE DEI TRASPORTI EUROPEE E
NAZIONALI
Scarsa visibilità: L’influenza regionale sulle politiche nazionali ed europee sui
trasporti rimane piuttosto limitata. Gli attori regionali infatti sono spesso poco visibili
e relegati ad un ruolo marginale. E ciò è ben visibile nei numerosi rapporti, anche
dell’Unione Europea, che, a vario titolo, si sono occupati di MOS, così come in
occasione di vari meeting sul tema sia in ambito nazionale sia comunitario.
Gli organi di cooperazione interregionale: Un altro fattore che limita l’influenza
regionale è la scarsa capacità e competenza degli organi di cooperazione
interregionali. Un esempio di ciò è costituito dal gruppo di lavoro sui trasporti della
Commissione InterMediterranea (CIM) della Conferenza delle Regioni Marittime
Periferiche d’Europa (CPMR): esso non ha ancora creato un quadro di riferimento
per le MOS, né una posizione unita e definita in merito, anche a causa della posizione
centrale di alcune regioni, quali l’Aragona, che concentrano le priorità su altri tipi di
trasporto, in questo caso le connessioni trans-pirenaiche, piuttosto che sui progetti
marittimi e sulle MOS.
Le lobby private: Al contrario di quanto avviene per le regioni, le lobbies private sono
molto influenti sulle politiche europee sui trasporti, e in particolare nella DG TREN,
anche grazie alla loro organizzazione, efficienza, flessibilità e disponibilità di risorse
e per il costante contatto, attraverso rapporti dettagliati e definiti, con le varie
istituzioni comunitarie.
MOLTE AUTORITÀ REGIONALI NON SONO ANCORA MATURE
Il contributo delle regioni alle politiche nazionali ed europee sui trasporti è
concentrato perlopiù nella fase preparatoria, piuttosto che nella concreta
implementazione del progetto e ciò è in parte paradossale perché è proprio nella fase
dell’implementazione del progetto che si vanno a toccare le tipiche competenze
regionali, come i trasporti, la pianificazione dello spazio e lo sviluppo economico.
Uno dei motivi alla base della limitata influenza regionale è legato al fatto che, come
abbiamo visto, i progetti di MOS richiedono inevitabilmente un canale logistico
molto complesso che coinvolge molti attori del territorio regionale, i quali devono
sapersi abilmente coordinare con altri attori sia pubblici che privati. A tal fine gli
attori regionali dovrebbero mettere a punto una strategia sui trasporti, inserita in una
strategia più ampia legata anche alla pianificazione dello spazio e allo sviluppo
economico. In molti casi, però, tale strategia sui trasporti non esiste, come nel caso
della Regione Lazio che ha solo predisposto delle linee guida in materia, o è molto
limitata e, in tal caso, le MOS hanno uno spazio marginale o nullo, come nel caso
della Regione Liguria.
Oltre all’assenza di una strategia ben definita a livello regionale sui trasporti molti
autori evidenziano anche la mancanza di competenze ed expertise, soprattutto tra le
regioni mediterranee, nonché la mancanza di risorse umane specificamente dedicate
a tali progetti. Infine a complicare ulteriormente un quadro così intricato contribuisce
un dialogo spesso troppo limitato tra i vari attori parte del progetto.
72
27

RACCOMANDAZIONI:
Centralità delle MOS nello sviluppo del settore dei trasporti: L’introduzione del
concetto innovativo di MOS con le conseguenze sul piano logistico che esso
comporta è stato accolto in maniera eterogena dai diversi Paesi europei e, al loro
interno, dai diversi attori pubblici e privati. Il tratto comune è che il trasporto
intermodale rimane ancora limitato rispetto al tradizionale trasporto via terra. Come
molti concetti nuovi e innovativi, quello delle MOS richiederà ulteriore tempo e
risorse per essere implementato. La precondizione affinchè ciò avvenga è che gli Stati
e i vari attori coinvolti nel progetto diventino consapevoli e, poi, testimoni della
centralità che tali progetti hanno e rivestiranno in futuro per lo sviluppo dei trasporti
in tutta l’area mediterranea. E’ essenziale che il trasporto intermodale, tra cui le MOS,
venga sviluppato e potenziato, fornendo il tal modo un’alternativa preferibile, sotto il
profilo sia economico, sia tecnico al tradizionale trasporto via terra, con i benefici che
ne conseguono.
Cooperazione interregionale: Lo sviluppo del settore dei trasporti richiede
inevitabilmente il rafforzamento della cooperazione interregionale, sia a livello
istituzionale, nella definizione di strategie di comune interesse, che operativo al fine
di ampliare l’operatività della singola azione regionale e incrementare l’economicità
degli interventi.
Le Regioni e le politiche della Commissione Europea: Gli attori regionali, inoltre,
dovrebbero cercare una maggiore visibilità e nuovi modi per influenzare
maggiormente le politiche nazionali e comunitarie sui trasporti, non solo nella fase
preparatoria, ma anche in quella della concreta implementazione del progetto, anche
attraverso un potenziamento delle loro competenze ed expertise. E’ necessario inoltre
che gli attori regionali prestino una maggiore attenzione alle politiche e ai
programmi della Commissione Europea sui trasporti, in modo tale da attivare le
risorse da essa messe a disposizione e in gran parte inutilizzate.
Coordinamento tra gli attori pubblici: Infine, la governance sui progetti di MOS
appare ancora troppo complessa. Vi partecipano attori eterogenei, pubblici e privati,
ciascuno con le proprie esigenze e priorità e spesso diffidenti gli uni verso gli altri. si
rende quindi necessario un rafforzamento del coordinamento tra i diversi attori
pubblici al fine di promuovere un dialogo produttivo con la controparte privata.
CONCLUSIONI:
Le autostrade del mare sono un concetto innovativo che richiede innanzitutto una
riflessione importante su una modalità di trasporto che è molto più di ciò, visti i
benefici cui può portare: strade meno congestionate, prevenzione dell’incidentalità,
minore inquinamento ambientale, un nuovo modo di vivere eco-friendly. Allo stesso
tempo è un’idea che impone una grossa evoluzione logistica che non tutti i Paesi
sono pronti o hanno interesse immediato ad implementare. E’ anche una questione
su cui si concentrano gli interessi di un puzzle di attori molto diversi tra loro,
ciascuno con le proprie priorità e spesso non coordinati tra loro. Le sfide che il
concetto presenta sono senz’altro consistenti, ma altrettanto rilevanti saranno i
73
28

enefici che ne deriveranno anche in termini di competitività economica, sviluppo
del mercato comune e coesione economica e sociale.
Per il presente contributo, si ringrazia Vincent Wallaert per il prezioso lavoro di
ricerca svolto presso L’Institut de La Mediterranée di Marsiglia, diretto dal Prof. Jean
Claude Tourret.
74
29

CAP. 3 - I PROBLEMI AMBIENTALI DELLE AREE MARINE
TRANSFRONTALIERE
M. G. Mulas1, R. Casula1, M. Coni1, R. Coni1, G. Erbì1, M. Pintus
G. Ruberti2, M. Iozzelli2, L. Marrucci2, A. Scuderi2 1 Regione CAP. Autonoma 3 - della I Sardegna, PROBLEMI Direzione AMBIENTALI generale agenzia DELLE regionale AREE del distretto MARINE idrografico
della Sardegna TRANSFRONTALIERE
2 Regione Toscana, Direzione M. G. Mulas Generale delle Politiche Ambientali, Territoriali e per la Mobilità,
Settore Protezione e Valorizzazione Fascia Costiera e dell’Ambiente Marino
3.1 – Le aree costiere e marine di particolare pregio ambientale
L'ambiente del Mediterraneo è uno dei più ricchi e dei più vulnerabili al mondo: le sue
regioni marine e costiere sono esposte ad una serie di fattori, provenienti per l'80% da fonti
di inquinamento di origine terrestre. Inoltre, i cambiamenti climatici, in particolare
l'incremento della temperatura dell'acqua, sono considerati tra i possibili responsabili
dell'alterazione dell’equilibrio ambientale.
L’area di cooperazione dell’Alto Tirreno possiede un rilevante patrimonio naturale: una
fondamentale risorsa per il suo sviluppo. Buona parte dei suoi litorali e zone marine sono
soggette a regimi di tutela. Parchi, aree protette e riserve naturali offrono una rassegna
della straordinaria varietà naturalistica dell’area.
Se le direttive 2000/60/CE e 2008/56/CE rappresentano i pilastri della gestione integrata
dell’ambiente marino, le aree marine protette possono definirsi l’azione base per la
gestione.
Il Santuario dei mammiferi marini o “Pelagos” è un’area di tutela internazionale creata
sulla base di uno specifico Accordo internazionale tra Francia, Italia e Principato di
Monaco. Un immenso quadrilatero di mare protetto tra Francia, Principato di Monaco e
Italia, con al centro la Corsica. I quattro vertici sono la Penisola di Giens in Francia, Punta
Falcone e Capo Ferro in Sardegna e il fosso Chiarone in Toscana.
L’area protetta si estende per circa 90.000 Km2 ed è caratterizzata dalla straordinaria
presenza di cetacei di tutte le specie regolari del mediterraneo. Le particolari
caratteristiche oceanografiche dell’area favoriscono un regime di correnti di risalita
1, R. Casula1, M. Coni1, R. Coni1, G. Erbì1, M. Pintus
G. Ruberti2, M. Iozzelli2, L. Marrucci2, A. Scuderi2 CAP. 3 - I PROBLEMI AMBIENTALI DELLE AREE MARINE
TRANSFRONTALIERE
M. G. Mulas
1 Regione Autonoma della Sardegna, Direzione generale agenzia regionale del distretto idrografico
della Sardegna
2 Regione Toscana, Direzione Generale delle Politiche Ambientali, Territoriali e per la Mobilità,
Settore Protezione e Valorizzazione Fascia Costiera e dell’Ambiente Marino
3.1 – Le aree costiere e marine di particolare pregio ambientale
L'ambiente del Mediterraneo è uno dei più ricchi e dei più vulnerabili al mondo: le sue
regioni marine e costiere sono esposte ad una serie di fattori, provenienti per l'80% da fonti
di inquinamento di origine terrestre. Inoltre, i cambiamenti climatici, in particolare
l'incremento della temperatura dell'acqua, sono considerati tra i possibili responsabili
dell'alterazione dell’equilibrio ambientale.
L’area di cooperazione dell’Alto Tirreno possiede un rilevante patrimonio naturale: una
fondamentale risorsa per il suo sviluppo. Buona parte dei suoi litorali e zone marine sono
soggette a regimi di tutela. Parchi, aree protette e riserve naturali offrono una rassegna
della straordinaria varietà naturalistica dell’area.
Se le direttive 2000/60/CE e 2008/56/CE rappresentano i pilastri della gestione integrata
dell’ambiente marino, le aree marine protette possono definirsi l’azione base per la
gestione.
Il Santuario dei mammiferi marini o “Pelagos” è un’area di tutela internazionale creata
sulla base di uno specifico Accordo internazionale tra Francia, Italia e Principato di
Monaco. Un immenso quadrilatero di mare protetto tra Francia, Principato di Monaco e
Italia, con al centro la Corsica. I quattro vertici sono la Penisola di Giens in Francia, Punta
Falcone e Capo Ferro in Sardegna e il fosso Chiarone in Toscana.
L’area protetta si estende per circa 90.000 Km2 ed è caratterizzata dalla straordinaria
presenza di cetacei di tutte le specie regolari del mediterraneo. Le particolari
caratteristiche oceanografiche dell’area favoriscono un regime di correnti di risalita
1, R. Casula1, M. Coni1, R. Coni1, G. Erbì1, M. Pintus
G. Ruberti2, M. Iozzelli2, L. Marrucci2, A. Scuderi2 CAP. 3 - I PROBLEMI AMBIENTALI DELLE AREE MARINE
TRANSFRONTALIERE
M. G. Mulas
1 Regione Autonoma della Sardegna, Direzione generale agenzia regionale del distretto idrografico
della Sardegna
2 Regione Toscana, Direzione Generale delle Politiche Ambientali, Territoriali e per la Mobilità,
Settore Protezione e Valorizzazione Fascia Costiera e dell’Ambiente Marino
3.1 – Le aree costiere e marine di particolare pregio ambientale
L'ambiente del Mediterraneo è uno dei più ricchi e dei più vulnerabili al mondo: le sue
regioni marine e costiere sono esposte ad una serie di fattori, provenienti per l'80% da fonti
di inquinamento di origine terrestre. Inoltre, i cambiamenti climatici, in particolare
l'incremento della temperatura dell'acqua, sono considerati tra i possibili responsabili
dell'alterazione dell’equilibrio ambientale.
L’area di cooperazione dell’Alto Tirreno possiede un rilevante patrimonio naturale: una
fondamentale risorsa per il suo sviluppo. Buona parte dei suoi litorali e zone marine sono
soggette a regimi di tutela. Parchi, aree protette e riserve naturali offrono una rassegna
della straordinaria varietà naturalistica dell’area.
Se le direttive 2000/60/CE e 2008/56/CE rappresentano i pilastri della gestione integrata
dell’ambiente marino, le aree marine protette possono definirsi l’azione base per la
gestione.
Il Santuario dei mammiferi marini o “Pelagos” è un’area di tutela internazionale creata
sulla base di uno specifico Accordo internazionale tra Francia, Italia e Principato di
Monaco. Un immenso quadrilatero di mare protetto tra Francia, Principato di Monaco e
Italia, con al centro la Corsica. I quattro vertici sono la Penisola di Giens in Francia, Punta
Falcone e Capo Ferro in Sardegna e il fosso Chiarone in Toscana.
L’area protetta si estende per circa 90.000 Km2 ed è caratterizzata dalla straordinaria
presenza di cetacei di tutte le specie regolari del mediterraneo. Le particolari
caratteristiche oceanografiche dell’area favoriscono un regime di correnti di risalita
1, R. Casula1, M. Coni1, R. Coni1, G. Erbì1, M. Pintus
G. Ruberti2, M. Iozzelli2, L. Marrucci2, A. Scuderi2 1 Regione Autonoma della Sardegna, Direzione generale agenzia regionale del distretto idrografico
della Sardegna
2 Regione Toscana, Direzione Generale delle Politiche Ambientali, Territoriali e per la Mobilità,
Settore Protezione e Valorizzazione Fascia Costiera e dell’Ambiente Marino
3.1 – Le aree costiere e marine di particolare pregio ambientale
L'ambiente del Mediterraneo è uno dei più ricchi e dei più vulnerabili al mondo: le sue
regioni marine e costiere sono esposte ad una serie di fattori, provenienti per l'80% da fonti
di inquinamento di origine terrestre. Inoltre, i cambiamenti climatici, in particolare
l'incremento della temperatura dell'acqua, sono considerati tra i possibili responsabili
dell'alterazione dell’equilibrio ambientale.
L’area di cooperazione dell’Alto Tirreno possiede un rilevante patrimonio naturale: una
fondamentale risorsa per il suo sviluppo. Buona parte dei suoi litorali e zone marine sono
soggette a regimi di tutela. Parchi, aree protette e riserve naturali offrono una rassegna
della straordinaria varietà naturalistica dell’area.
Se le direttive 2000/60/CE e 2008/56/CE rappresentano i pilastri della gestione integrata
dell’ambiente marino, le aree marine protette possono definirsi l’azione base per la
gestione.
Il Santuario dei mammiferi marini o “Pelagos” è un’area di tutela internazionale creata
sulla base di uno specifico Accordo internazionale tra Francia, Italia e Principato di
Monaco. Un immenso quadrilatero di mare protetto tra Francia, Principato di Monaco e
Italia, con al centro la Corsica. I quattro vertici sono la Penisola di Giens in Francia, Punta
Falcone e Capo Ferro in Sardegna e il fosso Chiarone in Toscana.
L’area protetta si estende per circa 90.000 Km2 ed è caratterizzata dalla straordinaria
presenza di cetacei di tutte le specie regolari del mediterraneo. Le particolari
caratteristiche oceanografiche dell’area favoriscono un regime di correnti di risalita
75

Fig. 3.1.1 – Santuario dei Mammiferi marini
denominato "upwelling" che permette la risalita dai fondali di elevate quantità di sostanze
nutritive che a loro volta innescano catene
trofiche di rilevante abbondanza e diversità, creando le condizioni ideali per
l'alimentazione dei cetacei.
Di notevole importanza è anche il gemellaggio che lega il Parco Nazionale dell'Arcipelago
di La Maddalena al Parco Nazionale delle Cinque Terre e a quello dell'Arcipelago
Toscano, nell'ambito del Santuario dei Cetacei.
La Regione Toscana, facendo parte per l’intera fascia costiera del Santuario dei
mammiferi marini o Pelagos, si è impegnata nell’istituire uno strumento autonomo e
specifico di osservazione diretta denominato Osservatorio Toscano dei Cetacei.
La fascia costiera della Toscana vede la presenza di un parco nazionale e due parchi
regionali
- il Parco Nazionale dell’Arcipelago Toscano, il più grande parco marino del Mar
Mediterraneo, esteso per 78.000 ettari circa dei quali 17.000 circa a terra e 61.000 a mare,
comprendente 7 isole più grandi (Elba, Giglio, Capraia, Montecristo, Pianosa, Giannutri e
Gorgona) e circa 40 piccole isole; è caratterizzato da una grande varietà di habitat, popolati
da svariate forme di vita. La diversità biologica dell’Arcipelago è dovuta, in modo
particolare, alla varietà delle coste e dei fondali: dalle spiagge dell’Elba alle falesie rocciose
della Capraia occidentale.
Nella zona di marea vivono le patelle e i denti di cane, mentre al limite della bassa marea
vive il pomodoro di mare, indicatore biologico di acque non inquinate. Nella prima fascia
sommersa le rocce sono ricoperte da numerose alghe, tra cui il pennello da barba di
Nettuno esclusivo dell'Arcipelago, i ricci, la stella di mare, il polpo e le orecchie di mare.
Fig. 3.1.2 – Parco Nazionale dell’Arcipelago Toscano
76

In prossimità delle rocce si possono vedere moltissime specie di pesci; i fondali sabbiosi
sono ricoperti da autentiche foreste sommerse, le praterie di “Posidonia oceanica”, vero
polmone verde dell’ecosistema marino del Mediterraneo.
- il Parco Regionale di Migliarino, San Rossore, Massaciuccoli, istituito nel 1979, si
estende per circa 24.000 ettari localizzati lungo la fascia costiera delle province di Pisa e
Lucca interessando i Comuni di Pisa, Viareggio, San Giuliano Terme, Vecchiano e
Massarosa in un area anticamente lagunare e paludosa colmata, con l'andar del tempo, da
detriti portati dal fiume Serchio e in maniera più importante dal fiume Arno.
Pur essendo al centro di un'area fortemente urbanizzata, questo territorio ha mantenuto
notevoli caratteri naturali, tanto che vi si trova uno dei rari esempi di area costiera non
edificata.
Habitat così diversi con situazioni di microclima altrettanto vario, fanno si che il Parco
Migliarino San Rossore Massaciuccoli sia popolato da una grande varietà di animali;
arenili e dune formano il litorale sabbioso che per circa 23 Km dalla foce del Calambrone a
Viareggio.
L'acqua ha senz'altro un importanza predominante nel Parco, infatti la superficie
interessata a zone paludose, fiumi, laghi e stagni è di circa 3.000 ettari. Oltre al mar Tirreno
che delinea il confine Ovest e la vasta area occupata dal lago di Massaciuccoli a nord, il
territorio è segnato da importanti fiumi e corsi d'acqua: l'Arno, il Serchio, il Canale dei
Navicelli, il Fiume Morto, il Burlamacca.
Fig. 1.3.3 - Parco Regionale di Migliarino, San Rossore, Massaciuccoli
Oltre un terzo dell'area del Parco è ricoperta da boschi, convertiti intorno al XVI secolo in
pinete.
Del parco regionale Migliarino san Rossore Massaciuccoli fa parte anche l’Area Marina
protetta delle Secche della Meloria; la prima istituita in Toscana.
77

- il Parco Regionale della Maremma, primo Parco Naturale in Italia riconosciuto dalla
Comunità Europea, si estende per circa 100 Kmq comprendendo al suo interno diversi
ambienti incontaminati. Si tratta di un’area protetta caratterizzata da una grande varietà di
scenari diversi, da boschi e macchia mediterranea a litorali sabbiosi, da scogliere che
degradano in mare a estese pianure popolate da cavalli selvatici e bovini maremmani, da
ambienti lacustri quali la Palude della Trappola a monumenti storici.
Fig. 1.3.4 - Parco Regionale della Maremma
Questo sistema di parchi naturali e aree protette va a comporre l’azione sinergica di
governo e tutela e di raccordo tra aree marine e terrestri.
La Regione Toscana è caratterizzata, inoltre, dalla presenza di acque di transizione come la
laguna di Orbetello, il lago di Massiuccoli, il lago di Burano, di notevole importanza
strategica e con problematiche ambientali che comporteranno interventi di risanamento
e/o di salvaguardia piuttosto importanti.
In Regione Sardegna Ai sensi della normativa nazionale, la L. 6 dicembre 1991, n. 394
“Legge quadro sulle aree protette”, e L. 979/82 “Disposizioni sulla difesa del mare” sono
stati istituiti in Sardegna cinque Aree Marine Protette Nazionali e tre Parchi Nazionali:
Tabella 3.1.1: Aree protette istituite in Sardegna ai sensi della normativa nazionale
Parchi Nazionali istituiti in Sardegna Aree Marine Protette Nazionali
Parco Nazionale dell’Arcipelago di La Maddalena Penisola del Sinis - Isola del Mal Di Ventre
Parco Nazionale Isola dell’Asinara Tavolara - Punta Coda Cavallo
Parco Nazionale del Golfo di Orosei e Gennargentu Capo Carbonara
Capo Caccia – Isola Piana
Isola Asinara
Il quadro delle aree di rilevante pregio ambientale della Sardegna è definito dalla L.R.
31/89 che, a suo tempo, definì un sistema di aree protette costituito da nove parchi
naturali, sessanta riserve naturali, ventiquattro monumenti naturali, sedici aree di
rilevante interesse naturalistico per una superficie complessiva di 409.000 ettari pari a circa
il 17% dell’intera superficie regionale.
78

Ai sensi della Convenzione di Ramsar del 1971, ratificata dall’Italia con D.P.R. 13 marzo
1976, n.448 e con D.P.R 11 febbraio 1987, n.184, in Sardegna sono state designate 8 Zone
umide di interesse internazionale per una superficie complessiva di 12.649 ettari,
Altre aree di particolare rilevanza naturalistica e ambientale sono quelle definite ai sensi
della direttiva 92/43/CEE (Direttiva "Habitat”), ai sensi della quale sono stati istituiti 92
Siti di Interesse Comunitario (SIC) per una superficie complessiva di circa 461.000 ettari.
Altre aree di particolare rilevanza naturalistico ambientale sono le Zone di Protezione
Speciale (ZPS) ai sensi delle Direttive n. 79/409/CEE (Direttiva Uccelli) che ha permesso
di istituire 9 zone di Protezione Speciale per la Sardegna per una superficie complessiva di
circa 16.000 ettari.
Alle zone sopra riportate si devono aggiungere le Oasi Permanenti di Protezione
Faunistica e cattura, attualmente istituite sono 91 per una superficie complessiva di circa
122.000 ettari e le zone sottoposte a vincolo di tutela paesistica che sono 101 per una
superficie complessiva di circa 387.000 ettari.
Parco Nazionale dell'Arcipelago di La Maddalena
Il Parco Nazionale dell'Arcipelago di La Maddalena è un parco geomarino, istituito nel
1994; si estende su una superficie - tra terra e mare – di oltre 20.000 ettari comprendendo
tutte le isole e gli isolotti appartenenti al territorio del Comune di La Maddalena, con uno
sviluppo costiero di circa 180 km. Il territorio del Parco Nazionale dell'Arcipelago
rappresenta anche una parte significativa del territorio italiano nel nuovo parco marino
internazionale delle Bocche di Bonifacio.
La quasi totalità dell'estensione del Parco Nazionale dell'Arcipelago di La Maddalena è un
sito di interesse comunitario (SIC) ed è caratterizzato dalla presenza di oltre 700 entità
vegetali, che rappresentano un terzo della flora sarda e con più di 50 specie endemiche che
rappresentano il 25% di quella complessiva della Sardegna e numerose altre specie rare e
di interesse fitogeografico, nonché numerosi habitat di importanza comunitaria.
Parco Nazionale Isola dell’Asinara
Il Parco Nazionale dell'Asinara è un'area naturale protetta istituita nel 1997. L'intero
territorio del Parco nazionale è rappresentato dall'isola dell'Asinara che,
amministrativamente, appartiene al comune di Porto Torres, ha una superficie di 51,23
km² ed uno sviluppo costiero di 110 km.
Parco Nazionale del Golfo di Orosei e Gennargentu
Il Parco nazionale del Golfo di Orosei e del Gennargentu è stato istituito con Decreto del
presidente della Repubblica del 30 marzo 1998, è situato nei territori delle province di
Nuoro, dell'Ogliastra e di Cagliari estendendosi su una superficie di 73.935 ettari,
compresa tra il golfo di Orosei ed il massiccio del Gennargentu. Attualmente sospeso.
Alcune difficoltà si sono riscontrate nella fase di istituzione dell'area protetta e legate alle
resistenze ed alla contrarietà delle comunità locali, che non furono coinvolte nella fase
decisionale che avrebbe portato alla perimetrazione del Parco. Nel 2008, con la sentenza
numero 626 emessa dal Tribunale Amministrativo Regionale della Sardegna, è stato
dichiarato improcedibile il ricorso per l'annullamento del decreto istitutivo del Parco
nazionale del Golfo di Orosei e del Gennargentu, intentato da alcuni dei comuni compresi
nel perimetro dell'area protetta. Tale decisione è stata presa in seguito alle modifiche
introdotte dalla legge numero 266/2005, che prevedono l'applicazione delle misure di
tutela disposte dal decreto istitutivo del Parco, solamente previa intesa tra lo Stato e la
regione Sardegna.
Aree Marine Protette Nazionali
79

Le aree marine protette in Italia sono 27 oltre a 2 parchi sommersi (entrambi in Campania)
che tutelano complessivamente circa 222mila ettari di mare e circa 700 chilometri di costa.
Ogni area è suddivisa, generalmente, in tre tipologie di zone con diversi gradi di tutela.
Sono costituite da ambienti marini e dai tratti di costa prospicienti, che presentano un
rilevante interesse per le caratteristiche naturali, geomorfologiche, fisiche, biochimiche con
particolare riguardo alla flora e alla fauna marine e costiere e per l'importanza scientifica,
ecologica, culturale, educativa ed economica che rivestono.
Vi è inoltre il Santuario Internazionale dei mammiferi marini, detto anche Santuario dei
Cetacei (o Santuario Pelagos), che è un'area marina protetta internazionale, che si estende
per circa 90.000 km2, creata ai sensi di un Accordo internazionale tra Francia, Italia e
Principato di Monaco per tutelare un vasto tratto di mare costituito da zone marittime
situate nelle acque interne e nei mari territoriali della Repubblica francese, della
Repubblica italiana e del Principato di Monaco, nonché dalle zone di alto mare adiacenti.
Per la sua vasta estensione, per la vincolistica e per l'iter istitutivo, risulta atipica rispetto
alle altre aree marine protette italiane.
Le aree marine protette nazionali in Sardegna di interesse per il progetto sono:
o Tavolara - Punta Coda Cavallo
È stata istituita con D.M. del 12.12.1997 modificato con D.M. del 28.11.2001, ha una
superficie totale di 15.357 ha e una linea di costa di 76.094 m. L'Area marina protetta si
estende nella provincia di Olbia-Tempio, da Capo Ceraso all'isola Rossa, a sud di Capo
Coda Cavallo, includendo anche le isole di Molara e Molarotto. È classificata come Area
Specialmente Protetta di Interesse Mediterraneo.
o Capo Caccia – Isola Piana
È stata Istituita con D.M. del 20.09.2002, ha una superficie totale di 2.631 ha ed una linea
di costa di 38.104 m. È una area marina protetta italiana situata nel territorio
amministrativo di Alghero, in provincia di Sassari nella porzione nord-occidentale
dell'isola. È classificata come Area Specialmente Protetta di Interesse Mediterraneo.
La denominazione deriva dalla prima stesura dell'elenco delle aree marine protette, che
comprendeva la zona di Capo Caccia e dell'Isola Piana, alle quali, successivamente, sono
state aggiunte le zone del golfo di Porto Conte e di Punta Giglio fino al limite di Capo
Galera.
o Isola Asinara
È stata istituita con D.M. del 13.08.2002, occupa una superficie totale di 10.732 ha nel mare
che circonda l'isola dell'Asinara ed una linea di costa di 79.635 m. Il tratto di mare tutelato
dall'area marina protetta ricade interamente nel territorio amministrativo del comune di
Porto Torres, in provincia di Sassari.
3.2 - Progetti europei che coinvolgono i parchi marini della Sardegna, della Toscana e
della Corsica:
Il Programma Operativo (PO) di cooperazione transfrontaliera Italia-Francia “Marittimo”,
approvato dalla Commissione Europea nel 2007, ha la particolarità d’interessare un
territorio vasto e ricco definito dallo spazio marittimo e costiero dell’Alto Tirreno e
l’obiettivo di migliorare e qualificare la cooperazione fra le aree transfrontaliere al fine di
accrescere la competitività, a livello mediterraneo, sud europeo e globale, e assicurare la
coesione dei territori e favorire nel tempo occupazione e sviluppo sostenibile.
Nell’ambito del Programma Operativo (PO) di cooperazione transfrontaliera Italia-
Francia “Marittimo”, approvato dalla Commissione Europea nel 2007, e di altri
80

programmi europei, sono stati finanziati molti progetti finalizzati alla tutela e lo sviluppo
di aree marine di particolare pregio ambientale che presentano aspetti comuni al progetto
Momar.
Tra questi citiamo:
RETRAPARC - REte TRAnsfontaliera di PARChi: Il progetto RETRAPARC, di cui la
Provincia di Sassari è promotrice e capofila, riunisce i Parchi della Sardegna del Nord e
della Corsica (Parco Regionale di Porto Conte, Parco Nazionale dell’Asinara, Parco
Nazionale dell’Arcipelago di La Maddalena, Office de l’Environnement de la Corse, Parc
Naturel Régional de Corse) in una serie di iniziative di cooperazione finalizzate alla
condivisione di percorsi di educazione ambientale, ricerca scientifica e certificazioni dei
prodotti e servizi, tra l’altro, con l’obiettivo di favorire diversi interventi per il
miglioramento delle attività di fruizione e di educazione ambientale, incentivando in
particolare gli scambi e i confronti a livello scolastico.
PMIBB - Parco Marino Internazionale delle Bocche di Bonifacio: il progetto vede quali
partner l'Office de l'Environnement de la Corse, ente gestore della Riserva naturale delle
Bocche di Bonifacio, in qualità di soggetto capofila, e l'Ente Parco Nazionale
dell'Arcipelago di La Maddalena. Il progetto mira a mira a proporre un modello di
gestione congiunta attraverso lo strumento comunitario del GECT (Gruppo Europeo di
Cooperazione Territoriale), elaborare un piano di gestione comune ai due partner e ad
adottare un modello innovativo di gestione energetico.
GIONHA - Governance and Integrated Observation on marine Natural Habitat - ha
l’obiettivo generale di favorire la tutela e la valorizzazione degli habitat naturali
marino/costieri che sostengono l'area protetta "Santuario Pelagos", ecosistema marino
ricco e diversificato caratterizzato dalla presenza dei cetacei e di diffondere
congiuntamente una sensibilità ambientale attraverso una gestione partecipativa. Il
Progetto di cooperazione transfrontaliera GIONHA promuove la tutela e la valorizzazione
della risorsa marina e degli habitat di particolare pregio naturalistico che popolano l’Alto
Tirreno
Il suo ecosistema marino-costiero, ricco e diversificato, è caratterizzato dalla presenza dei
cetacei che assumono un ruolo fondamentale per la conservazione della rete trofica e
diventano un indicatore significativo dello stato di salute dell’area. La salvaguardia delle
popolazioni dei mammiferi marini e degli altri valori naturalistici dell'area è promossa
attraverso la conoscenza dello stato ambientale, delle fonti di inquinamento e della
tendenza evolutiva degli indicatori, nonché grazie a un'azione educativa e di
sensibilizzazione. L’obiettivo è potenziare nei cittadini, nei turisti e nei portatori
d'interesse pubblici e privati, la consapevolezza del proprio ruolo rispetto alla
conservazione dei valori naturalistici marino-costieri dell'area, avviando un processo di
confronto partecipativo sulle azioni per uno sviluppo eco-sostenibile di tutto il territorio e
delle attività produttive. Il progetto è realizzato da: Agenzia regionale per la protezione
ambientale della Toscana, Office de l'Environnement de la Corse, Regione Liguria,
Regione Autonoma della Sardegna, Provincia di Livorno.
ARGOMARINE – E’ un progetto finanziato nell’ambito del 7° Programma Quadro di
Ricerca e Sviluppo, della durata di tre anni per sviluppare tecnologie innovative per il
controllo del traffico marittimo e dell'inquinamento da idrocarburi del mare. Capofila del
progetto è il Parco Nazionale dell’arcipelago Toscano, sono coinvolti come partner diversi
Centri di Ricerca del panorama europeo (Grecia, Norvegia, Portogallo, Gran Bretagna). Lo
scopo del progetto ARGOMARINE è di sviluppare un sistema di controllo del traffico e
81

dell'inquinamento marino all'interno di aree sensibili dal punto di vista ambientale e di
particolare valore naturalistico come quelle dell'Arcipelago Toscano. Le attività del
Progetto prevedono il controllo dell'inquinamento da idrocarburi e degli sversamenti
abusivi di petrolio e derivati in mare mediante l'utilizzo simultaneo di tecnologie diverse.
Il progetto ARGOMARINE svilupperà tecnologie che verranno successivamente estese a
tutta l'area del Mediterraneo, dove il problema dell'inquinamento da idrocarburi e del
controllo della pesca di frodo all'interno di aree protette è drammaticamente di attualità.
Le isole dell'Arcipelago diventeranno quindi campo di prova delle attività scientifiche di
monitoraggio del progetto, contribuendo a promuovere e valorizzare la loro importanza
naturalistico-ambientale e la loro immagine
Un occhio che scruta il mare con l'obiettivo di creare una centrale operativa di controllo
che si avvale di sofisticate attrezzature per il monitoraggio. In particolare, l'integrazione
del rilevamento satellitare con un sistema di sensori chimici e ottici potranno consentire di
acquisire in tempo reale i segnali di sversamenti nel mare e stabilire con tempestività gli
interventi idonei e le bonifiche opportune. L'impiego di una tecnologia avanzata e una rete
di collaborazioni transfrontaliere con esperti che saranno all'opera per costruire il sistema
di controllo che avrà bisogno di ancora due anni prima di mettere in atto le campagne di
sperimentazione. Le prove saranno svolte nel mare del Parco Nazionale dell'Arcipelago
Toscano e in quello dell'isola di Zacinto in Grecia, per poi essere estese a tutto il
Mediterraneo.
3.3- Analisi pressioni e impatti: dalla fascia costiera alle aree marine transfrontaliere –
il metodo DPSIR e la Direttiva 2008/56/CE
I modelli utilizzati per studiare le dinamiche ambientali mettono in relazione le
componenti e identificano degli indicatori che ne permettano la valutazione. I modelli di
studio dell’ambiente sono di due tipi: il modello base PSR (Pressione – Stato – Risposta) e
la sua estensione il modello DPSIR (Determinanti – Pressioni – Stato – Impatti – Risposte).
Il modello DPSIR è stato sviluppato dall’ EEA (European Environment Agency) e
successivamente adottato dall’ANPA (Agenzia Nazionale per la Protezione Ambientale)
per la costruzione del sistema conoscitivo d’informazione e osservazione per i controlli
ambientali. Rispetto al PSR con il modello DPSIR abbiamo l’aggiunta di forze determinanti
che provocano pressioni sull’ambiente (agricoltura, industria, trasporti, etc..) e gli impatti
che descrivono i cambiamenti nella capacità dell’ambiente di procurare condizioni
adeguate per assicurare salute, disponibilità di risorse e biodiversità. L’adozione di questo
modello assicura la creazione di un sistema di conoscenza e comunicazione dello stato
dell’ambiente ai diversi livelli istituzionali, provinciale, regionale, nazionale e
internazionale. Utilizzando questo modello si possono comprendere le reazioni ed i
meccanismi domanda-risposta e le catene causa-effetto. In sintesi il modello DPSIR elabora
uno schema omogeneo ed interconnesso sulla valutazione delle dinamiche ambientali.
Questa rete di collegamenti tra le parti inizia dai Determinanti (che riguardano i settori
economici, le attività umane) passa dalle Pressioni (le emissioni, i rifiuti) fino a considerare
lo Stato (fisico, chimico e biologico) e, quindi, agli Impatti sull’ecosistema, sulla salute
umana, per giungere, infine, alle Risposte politiche. A seguire la definizione delle
componenti del modello DPSIR con i relativi esempi riguardanti nello specifico l’ambiente
marino.
82

Fig. 3.3.1 – Modello DPRIS
DETERMINANTI (D)
Le forze determinanti sono quei fattori in grado di influenzare una serie di variabili ad essi
pertinenti. Sono gli elementi a “monte” nel sistema DPSIR e quindi rappresentano la causa
primaria degli effetti delle attività umane sull’ambiente. I determinanti descrivono i settori
produttivi dal punto di vista della loro interazione con l’ambiente e perciò come cause
generatrici primarie delle pressioni ambientali.
Di seguito un elenco esemplificativo di quelli che possono essere considerati come
determinanti che agiscono sull’ambiente marino:
• popolazione (numero di individui, fasce d’età),
• trasporti (quante persone ne usufruiscono, la quantità di merci trasportate, il mezzo
di trasporto, le rotte effettuate),
• uso e produzione di energia (fattori energetici per tipo di attività, combustibili,
tecnologie),
• industrie (tipologia, generazione, tipo di risorsa energetica o carburante utilizzato),
• impianti off-shore,
• agricoltura e allevamento (colture, numero di animali, stabili, fertilizzanti),
• interramento o gestione dei rifiuti (il tipo e il tempo di smaltimento),
• acque di scarico (il tipo),
• uso della fascia costiera e attività di protezione della stessa,
• acquacoltura e la maricoltura,
• attività di costruzione e trasporto di imbarcazioni,
• strutture portuali,
• attività militari,
• attività di pesca,
• turismo,
• attività di estrazione,
83

• cavi e condotti sottomarini (per esempio per il passaggio di gas o per le
telecomunicazioni),
• produzione di energia rinnovabile (le wind farm),
• uso di acqua marina per attività a terra.
• attività di ricerca o d’educazione inerenti l’ambiente marino,
• attività ricreative e sportive.
PRESSIONI (P)
I determinanti indirizzano le attività umane e sono il risultato delle risposte ai bisogni.
Queste attività umane esercitano una pressione sull’ambiente che deriva dai processi di
consumo (uso delle risorse ambientali) o produzione (ad esempio delle emissioni di scarto
biologiche, chimiche e fisiche). In sintesi le pressioni sono i modi in cui la società influisce
sull’ambiente e ne determina un cambiamento di stato.
Ad esempio sono pressioni (alcune delle quali riprese dall’allegato III tabella II della
Direttiva 2008/56/CE):
• perdita fisica e danni (soffocamento con strutture antropiche o sigillatura con
costruzioni permanenti, scarichi, dragaggio),
• altre perturbazioni fisiche ( rumore sottomarino e rifiuti marini),
• interferenze con i processi idrologici (cambiamenti nel regime termico e in quello
di salinità),
• contaminazione da sostanze pericolose (composti di sintesi o radionuclidi),
• emissione sistematica e/o intenzionale di sostanze di altra natura (in maniera
diretta o indiretta),
• arricchimento di nutrienti e sostanze organiche,
• perturbazioni biologiche (apporti di fertilizzanti, apporti fluviali, fognature,
maricoltura)
• uso delle risorse,
• radiazioni,
• vibrazioni,
• rischi o pericoli (hazard-risks).
STATO (S)
Lo stato descrive la qualità attuale e tendenziale dell’ambiente e delle sue risorse. Lo stato
ambientale è influenzato ed è colpito dalle pressioni; la qualità ambientale viene
compromessa o comunque varia in tutti i comparti (aria, acqua e suolo). Lo stato
ambientale è dato dalla combinazione di condizioni fisiche, chimiche e biologiche.
In generale come stato, ad esempio, vanno considerati:
• qualità dell’aria (nazionale, regionale, locale, urbana, etc.),
• qualità dell’acqua (fiumi, laghi, mari, area costiera, acqua sotterranea) ,
• qualità del suolo (nazionale, locale, delle aree naturali, delle zone agricole),
• ecosistemi (biodiversità, vegetazione, organismi del suolo, organismi delle acquee),
• umanità (la salute)
La Direttiva 2008/56/CE istituisce un quadro per adottare le misure necessarie per
conseguire o mantenere un buono stato ecologico dell’ambiente marino entro il 2020. Per
buono stato ecologico si intende lo stato ecologico delle acque marine tale per cui queste
preservino la diversità ecologica e la vitalità dei mari ed oceani che siano puliti, sani e
produttivi nelle proprie condizioni intrinseche e che l’utilizzo dell’ambiente marino resti
84

ad un livello sostenibile. Nell’allegato I della suddetta Direttiva sono elencati i descrittori
qualitativi per la determinazione del buono stato ecologico.
1. la biodiversità,
2. le specie non indigene,
3. le popolazioni di pesci e molluschi
4. tutti gli elementi della rete trofica marina,
5. l’eutrofizzazione,
6. il fondo marino e gli ecosistemi bentonici,
7. le condizioni idrografiche,
8. i contaminanti,
9. il bioaccumulo dei contaminanti,
10. le proprietà e quantità dei rifiuti marini,
11. l’introduzione di energia.
IMPATTI (I)
I cambi nello stato fisico, chimico e biologico dell’ambiente determinano la qualità degli
ecosistemi e il livello di benessere degli esseri umani. Le modifiche, l’abbassamento o
l’innalzamento dello stato di qualità, e quindi gli impatti ambientali, possono cambiare gli
ecosistemi, influenzando la salute della popolazione e facendo variare le performance
economiche e sociali.
Esempi d’impatti:
• Componente fisico-chimica
o effetti acidi,
o eutrofizzazione,
o distruzione del fondo marino,
o uso del suolo ed erosione costiera,
o perdita habitat,
o metalli pesanti e composti organoclurati,
o inquinamento da petrolio,
o cambiamento climatico.
• Componente biologica
o perdita di biodiversità,
o cambiamenti nella distribuzione e abbondanza delle specie,
o fioriture di alghe,
o cambiamenti delle macroalghe,
o disturbi genetici,
o cambiamenti negli ecosistemi,
o aumento sepcie alloctone.
• Per la salute umana
o contaminazione microbica,
o problemi derivanti dalla contaminazione delle acque.
• In ambito economico
o danni all’erosione costiera,
o costi assistenza sanitaria correlata danni salute.
RISPOSTE (R)
85

Le risposte della società atte a prevenire la degradazione dell’ambiente, a ridurre gli
impatti negativi e a incentivare quelli positivi. Le risposte della società o della politica
sono il risultato di un impatto indesiderato e possono influenzare ogni parte della catena
agendo sui Le tutti risposte gli elementi della società del modello atte a prevenire DPSIR. Il la flusso degradazione di informazioni dell’ambiente, sui determinanti a ridurre gli
– pressioni impatti - negativi stato e e impatti a incentivare deve quelli essere positivi. il più Le possibile risposte della efficiente, società o continuo della politica e
standardizzato, sono il risultato cosicché di un consenta impatto indesiderato di operare e possono scelte di influenzare pianificazione ogni parte territoriale, della catena
economica agendo e politica. sui tutti gli elementi del modello DPSIR. Il flusso di informazioni sui determinanti
Alcuni esempi – pressioni di risposte - stato in ambito e impatti ambientale deve essere marino: il più possibile efficiente, continuo e
standardizzato, cosicché consenta di operare scelte di pianificazione territoriale,
• politiche di protezione,
economica e politica.
• incremento dell’informazione,
Alcuni esempi di risposte in ambito ambientale marino:
• accordi
•
regionali,
politiche di
nazionali
protezione,
e internazionali,
• regolamentazione • incremento del dell’informazione,
trattamento delle acque,
• regolamentazione • accordi regionali, della navigazione,
nazionali e internazionali,
• schema • di regolamentazione gestione integrata del trattamento delle zone costiere. delle acque,
Applicando •il regolamentazione modello DPSIR sfruttiamo della navigazione, un utile strumento per compiere un processo
d’analisi sulle • schema pressioni di gestione e impatti integrata che agiscono delle zone su costiere. un’area che si estende dalla fascia
costiera alle Applicando aree in mare il modello aperto DPSIR includendo, sfruttiamo dunque, un utile anche strumento la zona per transfrontaliera.
compiere un processo
Nell’analisi d’analisi di quelle sulle che pressioni sono le e pressioni impatti che esercitate agiscono a su livello un’area di fascia che si costiera estende dobbiamo dalla fascia
considerare costiera la Direttiva alle aree 2000/60/CE in mare aperto che includendo, ha istituito dunque, un quadro anche per la zona l’azione transfrontaliera. comunitaria in
materia di Nell’analisi acqua, per di la quelle protezione che sono delle le pressioni acque superficiali esercitate a interne, livello di di fascia transizione, costiera costiere dobbiamo
e sotterranee.
considerare
Tale Direttiva
la Direttiva
persegue
2000/60/CE
l’obiettivo
che ha
di
istituito
identificare
un quadro
le misure
per l’azione
che impediscano
comunitaria in
materia di acqua, per la protezione delle acque superficiali interne, di transizione, costiere
il deterioramento dello stato di tutti i corpi idrici, misure cioè necessarie per proteggere,
e sotterranee. Tale Direttiva persegue l’obiettivo di identificare le misure che impediscano
migliorare e ripristinare al fine di raggiungere un buono stato di qualità. La stretta
il deterioramento dello stato di tutti i corpi idrici, misure cioè necessarie per proteggere,
correlazione
migliorare
tra le
e
due
ripristinare
direttive
al
è
fine
evidente
di raggiungere
se consideriamo
un buono
che
stato
l’ambiente
di qualità.
marino
La stretta
è
costituito correlazione dall’insieme tra delle le due acque direttive costiere è evidente e delle acque se consideriamo off-shore e se che teniamo l’ambiente conto marino della è
forte influenza costituito delle dall’insieme acque interne delle acque sul mare. costiere Nell’immagine e delle acque che off-shore segue e relativa se teniamo alla conto foce del della
fiume Arno, forte influenza area soggetta delle acque a interne svariate sul attività mare. Nell’immagine antropiche, che sono segue evidenziati relativa alla i foce vari del
Determinanti fiume in Arno, grado area di esercitare soggetta Pressioni a svariate sull’ambiente.
attività antropiche, sono evidenziati i vari
Determinanti in grado di esercitare Pressioni sull’ambiente.
Balneazione
Balneazione
Centro abitato
Centro abitato
Parco Regionale di
Migliarino Parco Regionale di
Migliarino
Foce fluviale Foce fluviale
Porto turistico
Porto turistico
in costruzione Cantieristica
in costruzione Cantieristica
Agricoltura
Agricoltura
86

Fig. 3.3.2 – Foce fiume Arno
Un caso di studio: l’area del parco dell’arcipelago Toscano
Considerato lo straordinario patrimonio naturale, culturale e scientifico rappresentato dal
Parco Nazionale dell’Arcipelago Toscano, abbiamo scelto di utilizzarlo per uno studio di
valutazione ambientale basato sul modello DPSIR, anche in considerazione della presenza
delle attività umane che modificano la qualità degli ambienti naturali. Utilizzando il
sistema delle matrici, ben conosciuto nei processi di Valutazione d’Impatto Ambientale,
abbiamo messo in relazione i Determinanti, con le loro relative Pressioni valutando quali
fossero le componenti impattate e secondo quali modalità. I Determinanti considerati sono
stati: le industrie, l’agricoltura, la pesca, l’acqua-molluschicoltura, la produzione di
energia, gli impianti off shore, i condotti sottomarini, le attività turistiche ricreative, la
portualità, i trasporti, le cave sottomarine e l’urbanizzazione. Le Pressioni sono state
estratte dalla lista delle stesse nella Direttiva 2008/56/CE nell’allegato III tabella 2 e
correlate ai Determinanti pressi in esame. Gli Impatti sono stati analizzati in 3 categorie a
secondo della componente impattata: l’ambiente (suddiviso nella componente fisicochimica
e quella biologica), la salute e l’economia. Nel valutare le modalità d’impatto che
colpiscono le 3 categorie abbiamo fatto nuovamente riferimento agli allegati della Direttive
2008/56/CE. Lo studio effettuato tramite matrice ci permette di verificare velocemente ad
ogni Determinante quale è la Pressione corrispondente che produce un Impatto con
precise modalità su una categoria.
DETERMINANTI
Industrie
Agricoltura
Produzione energia
Turismo
Urbanizzazione
Portualità
Discariche
Cave sottomarine
Pesca
Acquicoltura
Attività ricreative
Trasporti
Popolazione
Impianti off-shore
Condotti sottomarini
Perturbazioni
biologiche
CAUSE =
PRESSIONI
Perdita fisica
Danni fisici
Rumore sottomarino
Rifiuti marini
Interferenze con
processi idrologici
Contaminazione da
sostanze pericolose
Emissione sistematica
di sostanze
Arricchimento di
nutrienti e sostanze
organiche
Perturbazioni
biologiche
Di seguito alcuni esempi di relazione tra le pressioni esercitate dai determinanti e i relativi
impatti nell’Arcipelago Toscano:
esempio d’impatto sulla componente biologica – i cetacei
I cetacei sono l’unico gruppo dei mammiferi marini che risulta completamente adattato
alla vita acquatica, includono i delfini e le balene. Nel Mar Mediterraneo e, dunque, nelle
acque che bagnano l’Arcipelago Toscano, sono presenti in abbondanza, possiamo
osservare regolarmente individui di balenottera comune, di capodoglio, di zifio, di
87
EFFETTI = IMPATTI
Salute
Problemi di salute umana per
qualità acque
Ambiente
Componente fisico-chimica
Distruzione del fondo marino
Perdita habitat
Componente biologica
Perdita di biodiversità
Fioritura di alghe
Disturbi genetici
Economia
Erosione costiera
Assistenza sanitaria

globicefalo, di grampo, di tursiope, di delfino comune e di stenella striata. I cetacei sono
animali longevi, con un basso tasso riproduttivo e si pongono al vertice della catena
alimentare (top predator). L’insieme di queste caratteristiche li rende particolarmente
sensibili ad alcune attività umane. Nel nostro Mar Mediterraneo le principali minacce per i
Cetacei sono il degrado dell’habitat (dovuto ad esempio alle attività di sviluppo della
costa), la pesca, le catture accidentali (il bycatch), il traffico marittimo, l’inquinamento
acustico, l’inquinamento chimico ed infine i cambiamenti climatici. Le pressioni esercitate
da tutte queste attività antropiche (determinanti) genera diversi stress sui cetacei
impattandone le popolazioni.
Esaminiamo brevemente le diverse pressioni antropiche esercitate nella nostra area di
interesse.
Le attività svolte sulla costa impattano notevolmente la vita del mare. Ricordando che il
mare e la terra sono in diretta connessione e non appartengono a due sistemi chiusi
indipendenti sottolineano come la pressione esercitata dal turismo, dall’urbanizzazione
spesso eccessiva, dall’inquinamento dovuto agli scarichi urbani, così come quella
derivante dalla eccessiva concentrazione di nutrienti (quali fosforo e azoto provenienti
dall’agricoltura, dagli allevamenti e dai detersivi) agiscono direttamente e indirettamente
sulle popolazioni di balene e delfini del mare nostrum compromettendone la
sopravvivenza.
Le attività di pesca se svolte in maniera incontrollata e con dei ritmi non sostenibili per
l’ecosistema marino (non rispettando, ad esempio, la regolamentazione stagionale, o
pescando senza licenza o prelevando pesci di taglia piccola senza considerare le taglie
minime di cattura) agiscono sugli anelli di collegamento ai livelli più bassi della catena
alimentare, compromettendo l’abbondanza di specie di pesci importanti per l’uomo e
fondamentali per il nutrimento dei delfini che circondano l’Arcipelago e che sono dei top
predators o predatori apicali.
Con il termine bycatch ci si riferisce alle specie cacciate non intenzionalmente, quelle specie
che rimangono intrappolate all’interno degli attrezzi da pesca utilizzati per altre specie
target (importante ricordare la pericolosità delle reti pelagiche derivanti, dette spadare, e
bandite dal Mediterraneo sin dal 2005). Tra le vittime del bycatch si annoverano numerosi
casi di cetacei e anche di altre specie protette quali le tartarughe marine.
Il bacino del Mediterraneo e un mare costantemente soggetto ad una fortissima presenza
di imbarcazioni. Il traffico marittimo Mediterraneo ha dei livelli altissimi che raggiungono
picchi nel periodo estivo, questa elevata concentrazione d’imbarcazioni ha determinato
negli anni il presentarsi di numerosi eventi di mortalità da collisione dei cetacei.
Il traffico unito alle attività militari e di perforazione costituisce l’inquinamento acustico
che interferisce con i meccanismi di comunicazione (e quindi di riproduzione) e pesca dei
cetacei, influenzando negativamente il biosonar e causando stress generalizzato.
Il mar Mediterraneo è un bacino semichiuso con una forte evaporazione e un ridotto
apporto di acque dolci fluviali, queste caratteristiche hanno favorito lo svilupparsi del
fenomeno dell’inquinamento chimico. Questa forma di inquinamento è dovuta
principalmente all’apporto di idrocarburi e sostanze chimiche tossiche provenienti dalle
attività antropiche (sostanze quali PCBs, DDT e il mercurio) .
esempio d’impatto sulla salute – la balneazione e i divieti
Il controllo della qualità delle acque di balneazione è regolamentato dal D.lgs. n. 116/08
che ha comportato, oltre ad una nuova filosofia di approccio sanitario e ambientale e
nuove modalità di monitoraggio, il passaggio da una valutazione di idoneità o non
88

idoneità alla balneazione, all’attribuzione di 4 diverse classi qualità: scarsa, sufficiente,
buona, eccellente.
L’attribuzione di classi di qualità e senz’altro in linea con la nuova politica europea e con
le direttive in materia ambientale, ma porterà inevitabilmente a cambiamenti non sempre
facilmente comprensibili e condivisibili da parte delle Amministrazioni comunali; se a
questo si aggiunge l’obbligo di una comunicazione precisa, puntuale e aggiornata della
qualità delle acque di balneazione rivolta a turisti e bagnanti, è plausibile pensare che
l’applicazione del D.lgs. n. 116/08 non sarà del tutto indolore.
Importanti decisioni da parte delle Amministrazioni comunali hanno riguardato la scelta
delle aree destinate alla balneazione e di quelle che, per motivi di sicurezza o di qualità
igienico sanitarie, sono state confermate permanentemente vietate alla balneazione;
inoltre, notevole attenzione è stata prestata da Regione Toscana, ARPAT e Comuni alla
comunicazione della qualità delle acque di balneazione in corso di stagione e a consuntivo
della stessa, alla disseminazione sul territorio di tutte le informazioni utili ai portatori di
interessi (associazioni di categoria, turisti, bagnanti, cittadini in generale).
Lungo i circa 210 chilometri di costa dell’Arcipelago Toscano sono state individuate 61
aree destinate alla balneazione che coprono, ad eccezione delle aree portuali, delle servitù
militari e delle colonie penali, l’intero territorio costiero del’ isola d’Elba, del Giglio, di
Capraia e di Giannutri.
esempio d’impatto sull’economia – erosione della fascia costiera
L'ambiente costiero è un sistema altamente dinamico dove i fenomeni di erosione, e quindi
di arretramento, o di avanzamento della linea di costa sono controllati da numerosi fattori
meteo-climatici, geologici, biologici ed antropici. Tra le cause che modificano la linea di
costa ricordiamo l’azione antropica che altera il ruolo di difesa esercitato dai sistemi
dunali e l’influenza delle opere marittime sulla dinamica litoranea dei sedimenti. Le opere
marittime, quali quelle portuali (Determinante portualità nella matrice) e di difesa, le
infrastrutture viarie (Determinanti trasporti nella matrice) e urbanistiche (Determinante
urbanizzazione nella matrice) hanno un potenziale impatto su tutte e tre le componenti da
noi prese in considerazione e cioè l’ambiente, la salute e l’economia. Un'adeguata
conoscenza dei molteplici fenomeni che caratterizzano i litorali è indispensabile per
procedere alla realizzazione di interventi strutturali che producano risultati soddisfacenti
nella difesa dall'erosione, determinando impatti ambientali sostenibili nel medio - lungo
periodo. Lavorando per la difesa del litorale dall’erosione è necessario un approccio
metodologico integrato tra dati geologici e storici, osservazioni sperimentali e modelli
teorico-numerici, tenendo conto delle indicazioni fornite dagli interventi già realizzati in
situazioni simili.
89

COMPONENTI IMPATTATE MODALITA' D'IMPATTO
AMBIENTE
Componente fisico chimica Effetti acidi X X X X X X X X X X X
Eutrofizzazione X X X X X X X X X X X X
Distruzione del fondo marino X X
Uso del suolo ed erosione costiera X X
Perdita habitat X X X X X X X X X X X X X X
Metalli pesanti e composti organoclorurati X X X X X X X X X
Inquinamento da petrolio X X X X X X X
Cambiamento climatico X X
Componente biologica Perdita di biodiversità X X X X X X X X X X X X X X X X X
Cambiamenti distribuzione e abbondanza specie X X X X X X X X X X X X X X X X X X X
Fioritura di alghe X X X X X X X X X X X
Cambiamenti delle macroalghe X X X X X X X X X X X X
Disturbi genetici X X X X X X X X X X X
Cambiamenti negli ecosistemi X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X
Aumento specie alloctone X X X X
SALUTE Contaminazione microbica X X X X X X X X X X X
Problemi derivanti dalla qualità delle acque X X X X X X X X X X X X X
ECONOMIA Danni dall'erosione costiera X X X X X X
Costi assistenza sanitaria per danni salute X X X X X X X X X X X X X X
90
PRESSIONI
Perdita e danni fisici
Rumore sottomarino
Rifiuti marini
Interferenze con i processi idrologici
Contaminazione da sostanze pericolos
Emissione sistematica di sostanze
Arricchimento di sostanze organiche
Perturbazioni biologiche
Perdita e danni fisici
Rumore sottomarino
Rifiuti marini
Interferenze con i processi idrologici
Contaminazione da sostanze pericolos
Emissione sistematica di sostanze
Arricchimento di sostanze organiche
Perturbazioni biologiche
Perdita e danni fisici
Rumore sottomarino
Rifiuti marini
Interferenze con i processi idrologici
Contaminazione da sostanze pericolos
Emissione sistematica di sostanze
Arricchimento di sostanze organiche
Perturbazioni biologiche
Industria Agricoltura Pesca
LISTA DETERMINANTI 1

COMPONENTI IMPATTATE MODALITA' D'IMPATTO
AMBIENTE
Componente fisico chimica Effetti acidi X X X X X X X X X X X X
Eutrofizzazione X X X X X X X X X X X X
Distruzione del fondo marino X X X X X
Uso del suolo ed erosione costiera X X X X
Perdita habitat X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X
Metalli pesanti e composti organoclorurati X X X X X X X
Inquinamento da petrolio X X X X X
Cambiamento climatico X
Componente biologica Perdita di biodiversità X X X X X X X X X X X X X X
Cambiamenti distribuzione e abbondanza specie X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X
Fioritura di alghe X X X X X X X X X X
Cambiamenti delle macroalghe X X X X X X X X X X X X X X
Disturbi genetici X X X X X X X X
Cambiamenti negli ecosistemi X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X
Aumento specie alloctone X X
SALUTE Contaminazione microbica X X X X X X X X X X X X
Problemi derivanti dalla qualità delle acque X X X X X X X X X X X X X X X X X
ECONOMIA Danni dall'erosione costiera X X X X X X
Costi assistenza sanitaria per danni salute X X X X X X X X X X X X X X X X X
91
PRESSIONI
Perdita e danni fisici
Rumore sottomarino
Rifiuti marini
Interferenze con i processi idrologici
Contaminazione da sostanze pericolos
Emissione sistematica di sostanze
Arricchimento di sostanze organiche
Perturbazioni biologiche
Perdita e danni fisici
Rumore sottomarino
Rifiuti marini
Interferenze con i processi idrologici
Contaminazione da sostanze pericolos
Emissione sistematica di sostanze
Arricchimento di sostanze organiche
Perturbazioni biologiche
Perdita e danni fisici
Rumore sottomarino
Rifiuti marini
Interferenze con i processi idrologici
Contaminazione da sostanze pericolos
Emissione sistematica di sostanze
Arricchimento di sostanze organiche
Perturbazioni biologiche
Acqua/Molluschicoltura Produzione energia Impianti off-shore
LISTA DETERMINANTI 2

COMPONENTI IMPATTATE MODALITA' D'IMPATTO
AMBIENTE
Componente fisico chimica Effetti acidi X X X X X X X X X X X X X
Eutrofizzazione X X X X X X X X X X X X X
Distruzione del fondo marino X X X X X
Uso del suolo ed erosione costiera X X X
Perdita habitat X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X
Metalli pesanti e composti organoclorurati X X X X X X X X X
Inquinamento da petrolio X X X X X X X X
Cambiamento climatico
Componente biologica Perdita di biodiversità X X X X X X X X X X X X X X X X
Cambiamenti distribuzione e abbondanza specie X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X
Fioritura di alghe X X X X X X X X X
Cambiamenti delle macroalghe X X X X X X X X X X X X X X
Disturbi genetici X X X X X X X X X
Cambiamenti negli ecosistemi X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X
Aumento specie alloctone X X X X
SALUTE Contaminazione microbica X X X X X X X X X X X X X X X
Problemi derivanti dalla qualità delle acque X X X X X X X X X X X X X X X X X
ECONOMIA Danni dall'erosione costiera X X X X X X
Costi assistenza sanitaria per danni salute X X X X X X X X X X X X X X X X X
92
PRESSIONI
Perdita e danni fisici
Rumore sottomarino
Rifiuti marini
Interferenze con i processi idrologici
Contaminazione da sostanze pericolos
Emissione sistematica di sostanze
Arricchimento di sostanze organiche
Perturbazioni biologiche
Perdita e danni fisici
Rumore sottomarino
Rifiuti marini
Interferenze con i processi idrologici
Contaminazione da sostanze pericolos
Emissione sistematica di sostanze
Arricchimento di sostanze organiche
Perturbazioni biologiche
Perdita e danni fisici
Rumore sottomarino
Rifiuti marini
Interferenze con i processi idrologici
Contaminazione da sostanze pericolos
Emissione sistematica di sostanze
Arricchimento di sostanze organiche
Perturbazioni biologiche
Condotti sottomarini Attività turistiche-ricreative Portualità
LISTA DETERMINANTI 3

COMPONENTI IMPATTATE MODALITA' D'IMPATTO
AMBIENTE
Componente fisico chimica Effetti acidi X X X X X X X X X X X
Eutrofizzazione X X X X X X X X X X X X
Distruzione del fondo marino X X X X
Uso del suolo ed erosione costiera X X X X
Perdita habitat X X X X X X X X X X X X X X X X X X X
Metalli pesanti e composti organoclorurati X X X X X X X X X
Inquinamento da petrolio X X X X X X X X
Cambiamento climatico
Componente biologica Perdita di biodiversità X X X X X X X X X X X X X X
Cambiamenti distribuzione e abbondanza specie X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X
Fioritura di alghe X X X X X X X X
Cambiamenti delle macroalghe X X X X X X X X X X X X X X
Disturbi genetici X X X X X X X X
Cambiamenti negli ecosistemi X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X
Aumento specie alloctone X X X
SALUTE Contaminazione microbica X X X X X X X X X X X X X X
Problemi derivanti dalla qualità delle acque X X X X X X X X X X X X X X X X X X
ECONOMIA Danni dall'erosione costiera X X X X X
Costi assistenza sanitaria per danni salute X X X X X X X X X X X X X X X X X X
93
PRESSIONI
Perdita e danni fisici
Rumore sottomarino
Rifiuti marini
Interferenze con i processi idrologici
Contaminazione da sostanze pericolos
Emissione sistematica di sostanze
Arricchimento di sostanze organiche
Perturbazioni biologiche
Perdita e danni fisici
Rumore sottomarino
Rifiuti marini
Interferenze con i processi idrologici
Contaminazione da sostanze pericolos
Emissione sistematica di sostanze
Arricchimento di sostanze organiche
Perturbazioni biologiche
Perdita e danni fisici
Rumore sottomarino
Rifiuti marini
Interferenze con i processi idrologici
Contaminazione da sostanze pericolos
Emissione sistematica di sostanze
Arricchimento di sostanze organiche
Perturbazioni biologiche
Trasporti Cave sottomarine Urbanizzazione
LISTA DETERMINANTI 4

3.4– L’utilizzo del metodo DPSIR per la definizione della rete di monitoraggio
Da quanto esplicitato nel precedente paragrafo, si evince la particolare importanza
dell’utilizzo del modello DPSIR per l’attribuzione di classe di rischio dei corpi idrici
costieri tipizzati, in prima istanza, sulla base dei risultati di monitoraggi pregressi, di
criteri geomorfologici, meteo marini e idrodinamici e successivamente caratterizzati
tenendo conto di pressioni e impatti recapitanti su ciascun corpo idrico tipizzato. Questo
lungo percorso, una volta attribuita la classe di rischio a ciascun corpo idrico per una delle
seguenti classi di raggiungimento degli obiettivi di qualità
- a rischio;
- non a rischio;
- probabilmente a rischio.
si è concluso con la definizione del piano di monitoraggio delle acque marino costiere.
La Regione Sardegna, sulla base dei dati e delle informazioni acquisite ai sensi della
normativa pregressa, compresi i dati esistenti sul monitoraggio ambientale, e sulla base
dell’analisi delle pressioni, come prevede la Direttiva 2000/60/CE, è stato possibile
giungere ad una previsione circa la capacità di un corpo idrico di raggiungere o meno al
2015, gli obiettivi di qualità di cui all’articolo 76 del D.Lgs 152/06.
Una preliminare individuazione del rischio, per quanto concerne le acque marino-costiere,
è stata effettuata, sia sulla base dei dati di monitoraggio della qualità acque effettuato ai
sensi del D.Lgs 152/99, per gli anni dal 2002 al 2006, che sulla base dei dati di
monitoraggio effettuato ai sensi del DPR 470/82 e del D.Lgs n. 116/2008, inerenti
l’idoneità e la qualità dei corpi idrici destinati alla balneazione.
Per l’attribuzione della classe di rischio si è tenuto conto, infine, dell’appartenenza dei
corpi (o porzione di essi) ad aree sensibili o designate come Zone Vulnerabili da Nitrati di
origine agricola.
I risultati delle analisi succitati sono stati integrati, in accordo con quanto disposto dal
paragrafo C.3 del DM 131/08, con l’analisi delle pressioni significative che insistono su
ciascun corpo idrico e le osservazioni che derivano dalla conoscenza diretta del territorio.
Si è tenuto conto sia delle pressioni diffuse che delle puntuali e, per queste ultime, è stata
considerata l’efficienza depurativa, la tipologia di trattamento degli impianti di
depurazione, la destinazione dello scarico (scarico diretto sul corpo idrico, scarico sul
suolo, riutilizzo) e della presenza di discontinuità lungo l’asta fluviale (laghi e traverse).
Su un totale di 217 corpi idrici marino-costieri tipizzati, 61 sono stati considerati a rischio,
5 probabilmente a rischio, 151 non a rischio. Alcuni dei corpi idrici marino costieri a
“rischio” ricadono nelle zone costiere ricomprese nell’area di interesse del presente
progetto, come la zona costiera del Comune di Alghero, del Comune di Sassari, del
Comune di Porto Torres, del Comune di Sorso e del Comune di Arzachena e, in quanto
aree sensibili,anche la zona costiera limitrofa al porto di Olbia e di Porto Pozzo nel
Comune di Santa Teresa di Gallura.
94

Fig. Fig. 3.4.1 3.4.1 - Identificazione - Identificazione del rischio del rischio per i per corpi i corpi idrici idrici marino-costieri della della Regione Regione Sardegna Sardegna
Tab. Tab. 3.4.1 3.4.1 - Tipizzazione, - Tipizzazione, caratterizzazione del rischio del rischio e analisi e analisi delle delle pressioni pressioni nei corpi nei corpi idrici idrici
marino-costieri della della zona zona costiera costiera oggetto oggetto del progetto del progetto Momar Momar
DENPMINAZIONE
Caratterizzazione
del rischio del rischio Pressioni Pressioni Totali Totali
Capo Capo di Monte di Monte Santo Santo NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Cala Sisine Cala Sisine - Cala - Luna Cala Luna NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Grotta Grotta del Bue del Marino Bue Marino NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Cala Gonone Cala Gonone PROB. PROB. A RISCHIO A RISCHIO P1-Q1 P1-Q1
Biddiriscottai Biddiriscottai NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Foce del Foce Cedrino del Cedrino Sud Sud RISCHIO RISCHIO P1-P4-D1 P1-P4-D1
Foce del Foce Cedrino del Cedrino Nord Nord RISCHIO RISCHIO P1-P4-D1 P1-P4-D1
Matta Matta su Turcu su Turcu NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Cala Liberotto Cala Liberotto NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Foce del Foce Riu del Berchida Riu Berchida NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Punta Punta dei Miolli dei Miolli NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Spiaggia Spiaggia s'Alitierru s'Alitierru NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Capo Capo Comino Comino NON NON A RISCHIO A RISCHIO
s'Ena s'Ena e sa Chitta e sa Chitta NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Santa Santa Lucia Lucia - Siniscola - Siniscola NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Mare Mare Flumene Flumene RISCHIO RISCHIO P1 P1
Stagno Stagno Longo Longo NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Matta Matta e' Peru e' Peru NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Baia Sant'Anna Baia Sant'Anna NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Cala di Cala Budoni di Budoni RISCHIO RISCHIO P1 P1
Ottiolu Ottiolu NON NON A RISCHIO
A RISCHIO
95

DENPMINAZIONE
Caratterizzazione
del rischio Pressioni Totali
Punta d'Ottiolu NON A RISCHIO
Cala Finocchio - San Teodoro RISCHIO P1-P5
Stagno di San Teodoro RISCHIO P1-P3
Punta Sabbatino RISCHIO P5
Marina de lu Impostu NON A RISCHIO
Porto Bradinchi NON A RISCHIO
Capo Coda Cavallo - Sud NON A RISCHIO
Capo Coda Cavallo - Nord NON A RISCHIO
Porto Taverna NON A RISCHIO
Porto San Paolo - Porto Istana NON A RISCHIO
Capo Ceraso NON A RISCHIO
Stagni Gravile eTartanelle NON A RISCHIO
Foci del Fiume Padrongianus RISCHIO P1-P2a-P3-D1-D2-AS
Pittulongu NON A RISCHIO
Baia Caddinas NON A RISCHIO
Capo Figari NON A RISCHIO
Punta della Volpe NON A RISCHIO
Porto Rotondo NON A RISCHIO
Golfo di Cugnana NON A RISCHIO
Costa Smeralda PROB. A RISCHIO P5-D4
Capo Ferro RISCHIO P5
Baia Sardinia RISCHIO P1-P5
Stagno di Cannigione RISCHIO P1-P5
Golfo di Arzachena RISCHIO P1-P5
Capo d'Orso NON A RISCHIO
Punta Palau NON A RISCHIO
Punta Sardegna NON A RISCHIO
Porto Puddu NON A RISCHIO
l'Isuledda NON A RISCHIO
Spiaggia del Liscia NON A RISCHIO
Punta delle Vacche NON A RISCHIO
Porto Pozzo - Est NON A RISCHIO
Porto Pozzo - la Peschiera NON A RISCHIO
Porto Pozzo - Ovest
Punta marmorata
RISCHIO AS-P5
Capo Testa NON A RISCHIO
Pultiddolu NON A RISCHIO
Spaiggia di Rena Maiori NON A RISCHIO
Capo di M. Russu NON A RISCHIO
la Piana NON A RISCHIO
lu Tuvunatu NON A RISCHIO
Porto di Vignola NON A RISCHIO
Portobello - Costa Paradiso NON A RISCHIO
Punta li Canneddi NON A RISCHIO
Isola Rossa RISCHIO P1-P4-D1
Foce del Coghinas NON A RISCHIO
Castelsardo RISCHIO P1-P4-D1
Lu Bagnu - Castelsardo RISCHIO P1-P5
Platamona - Eden Beach RISCHIO P1-P2a-D1-D2
Porto Torres RISCHIO P1-P2a-D1-D2
Foce del Riu Mannu Porto Torres RISCHIO P2a-D2
Foce del Fiume Santo RISCHIO P2a-D1-D2
Stagno di Pilo - Centrale di Fiume RISCHIO P2a-D4
Stintino NON A RISCHIO
Punta Negra NON A RISCHIO
Capo del Falcone NON A RISCHIO
Argentiera NON A RISCHIO
Punta Argentiera NON A RISCHIO
Porto Ferro NON A RISCHIO
Capo Caccia NON A RISCHIO
Porto Conte NON A RISCHIO
Punta del Giglio NON A RISCHIO
Lido di Alghero RISCHIO P1-P3-P5-D1
Alghero RISCHIO P1-D1
96

DENPMINAZIONE
Caratterizzazione
del rischio del rischio Pressioni Pressioni Totali Totali
Capo Capo Marargiu Marargiu NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Foce Foce Temo Temo Cabu Cabu d'Aspu d'Aspu P1-P4 P1-P4
Bosa Bosa Marina Marina RISCHIO RISCHIO P1-P4 P1-P4
Bosa Bosa RISCHIO RISCHIO P1-P4 P1-P4
Corona Corona Niedda Niedda -Tresnuraghes NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Punta Punta di Foghe di Foghe - Cuglieri - Cuglieri RISCHIO RISCHIO P1 P1
Capo Capo Nieddu Nieddu - Cuglieri - Cuglieri NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Santa Santa Caterina Caterina di Pittinuri di Pittinuri RISCHIO RISCHIO P1-P5-D4 P1-P5-D4
Is Arenas Is Arenas a Is Benas a Is Benas NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Cala Cala su Pallosu su Pallosu NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Capo Capo Mannu Mannu NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Porto Porto Mandriola Mandriola NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Capo Capo sa Sturaggia sa Sturaggia NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Punta Punta is Arutas is Arutas NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Torre Torre del Sevo del Sevo o Mosca o Mosca NON NON A RISCHIO A RISCHIO
San Giovanni San Giovanni di Sinis di Sinis NON NON A RISCHIO A RISCHIO
Capo Capo San Marco San Marco NON NON A RISCHIO A RISCHIO
CODIFICA CODIFICA PRESSIONI
P1 P1 IMPIANTIDI TRATTAMENTO DELLE DELLE ACQUE ACQUE REFLUE REFLUE URBANE URBANE
P2a P2a SCARICHI SCARICHI INDUSTRIALI IPPC IPPC
P2b P2b SCARICHI SCARICHI INDUSTRIALI NON NON IPPC IPPC
P3 P3 PORTI PORTI
P4 P4 FOCI FOCI FLUVIALI FLUVIALI
P5 P5 SCARICHI SCARICHI DA INSEDIAMENTI DA INSEDIAMENTI TURISTICI TURISTICI
P6 P6 SCARICHI SCARICHI DA ACQUACOLTURA
DA ACQUACOLTURA
D1 D1 DIFFUSE DIFFUSE AGRICOLE AGRICOLE
D2 D2 DIFFUSE DIFFUSE INDUSTRIALI
D3 D3 DIFFUSE DIFFUSE MINERARIE
D4 D4 DIFFUSE DIFFUSE URBANE URBANE
D5 D5 DIFFUSE DIFFUSE ZOOTECNICHE
I1 I1 IDROLOGICA
I2 I2 MORFOLOGICA
M1 M1 MILITARE MILITARE
Q1 Q1 QUALITA' QUALITA'
R1 R1 DISCARICHE
AS AS AREE AREE SENSIBILI SENSIBILI
Reti Reti di monitoraggio di monitoraggio previste previste nelle nelle acque acque marino-costiere
La Regione La Regione Sardegna controlla la qualità la qualità delle delle acque acque marino-costiere attraverso le seguenti le seguenti
reti reti di monitoraggio:
di monitoraggio:
• •la rete la rete di monitoraggio di monitoraggio per per la qualità la qualità delle delle acque acque marino-costiere ai sensi ai sensi del del
DLgs.152/06
• •la rete la rete di monitoraggio di monitoraggio ai sensi ai sensi del del D.lgs D.lgs 116/08 116/08 per per la qualità la qualità delle delle acque acque di di
balneazione
• •la rete la rete di monitoraggio di monitoraggio dell’ambiente marino marino ai sensi ai sensi della della L.979/82
In attuazione In attuazione del del D.lgs D.lgs 152/06 152/06 è stata è stata definita definita la nuova la nuova rete rete di monitoraggio di monitoraggio delle delle acque acque
superficiali della della Regione Regione Sardegna. Per Per quanto quanto riguarda le acque le acque marine marine costiere costiere sui sui 156 156
corpi corpi idrici idrici “non “non a rischio” a rischio” (151) (151) e “probabilmente e “probabilmente a rischio”(5), a rischio”(5), 18 sono 18 sono stati stati selezionati
per per essere essere sottoposti a monitoraggio a monitoraggio di sorveglianza. di sorveglianza. Tra Tra questi questi 5 appartengono 5 appartengono all’area all’area
geografica oggetto oggetto del del progetto Momar:
Momar:
97

Tab. 3.4.2 - Rete di monitoraggio su corpi idrici marino costieri
Denominazione Classedi Rischio Monitoraggio
Olbia NON A RISCHIO sorv
Capo d'Orso NON A RISCHIO sorv
Trinità d'Agultu NON A RISCHIO sorv
Isola dell'Asinara NON A RISCHIO sorv
Costa Smeralda PROB.RISCHIO sorv
Su un totale di 61 corpi idrici marino-costieri considerati a rischio 26 sono stati selezionati
per far parte della rete del monitoraggio operativo; di questi 6 sono corpi idrici marinocostieri
che ricadono nell’area oggetto del presente progetto.
Denominazione Classedi Rischio
98
Pressioni
Stagno di San Teodoro A RISCHIO P1-P3 oper
Baia Sardinia A RISCHIO P1-P5 oper
Isola Rossa A RISCHIO P1-P4-D1 oper
Platamona - Eden Beach A RISCHIO P1-P2a-D1-D2 oper
Foce del Riu Mannu- Porto Torres A RISCHIO P2a-D2 oper
Alghero A RISCHIO P1-D1 oper
Monitoraggio
La rete regionale di monitoraggio delle acque destinate alla balneazione, istituita ai sensi
del DLgs 116/08, prevede 660 punti di campionamento, fissati all’interno di ciascuna
acqua di balneazione. La valutazione della qualità delle acque di balneazione viene
effettuata sulla base dei risultati analitici dei parametri microbiologici Escherichia coli e
Enterococchi intestinali e attraverso di altri inquinanti, valutabili attraverso l’ispezione
visiva, quali reflui e/o rifiuti liquidi in genere recapitanti a mare, residui bituminosi,
vetro, plastica, gomma, ecc nonché la rilevazione di eventuali proliferazioni di macroalghe
e fitoplancton.
Il programma di monitoraggio dell’ambiente marino costiero, effettuato fino al 2009 ai
sensi della L.979/82, ha previsto l’esecuzione di indagini sulle matrici ambientali acqua,
plancton, microalghe bentoniche, sedimenti, mitili, praterie di Posidonia oceanica e
popolamenti a macroalghe dei fondali rocciosi in otto aree marine della Sardegna: Area
del Golfo di Olbia, Area del Golfo di Cagliari, Area compresa tra il comune dl
Sant’Antioco (CI) ed il comune di Portoscuso, Area antistante il fiume Tirso (OR), Area
antistante il comune di Alghero (SS), Area antistante i comuni di Tortolì - Arbatax(OG),
AMP Capo Carbonara(CA) e AMP Isola dell’Asinara.(SS).
Anche la Regione Toscana, così come la Regione Sardegna, sulla base dei dati e delle
informazioni acquisite ai sensi della normativa pregressa, compresi i dati esistenti sul
monitoraggio ambientale, e sulla base dell’analisi delle pressioni, come prevede la
Direttiva 2000/60/CE, è stato possibile giungere ad una previsione circa la capacità di un
corpo idrico di raggiungere o meno al 2015, gli obiettivi di qualità di cui all’articolo 76 del
D.Lgs 152/06
Una preliminare individuazione del rischio, per quanto concerne le acque marino-costiere,
è stata effettuata, sia sulla base dei dati di monitoraggio della qualità acque effettuato ai
sensi del D.Lgs 152/99, per gli anni dal 2002 al 2006, che sulla base dei dati di

monitoraggio effettuato ai sensi del DPR 470/82 inerente l’idoneità dei punti destinati alla
balneazione.
Per l’attribuzione della classe di rischio si è tenuto conto, infine, dell’appartenenza dei
corpi ad aree sensibili o designate come Zone Vulnerabili da Nitrati di origine agricola.
I risultati delle analisi succitati sono stati integrati, con l’analisi delle pressioni significative
che insistono su ciascun corpo idrico e le osservazioni che derivano dalla conoscenza
diretta del territorio.
Si è tenuto conto sia delle pressioni diffuse che delle puntuali e, per queste ultime, è stata
considerata l’efficienza depurativa, la tipologia di trattamento degli impianti di
depurazione e la destinazione dello scarico.
Su un totale di 14 corpi idrici marino-costieri tipizzati, 3 sono stati considerati “a rischio”,
8 “probabilmente a rischio” e 3 “non a rischio”. Tutti i corpi idrici marino costieri ricadono
nelle zone costiere ricomprese nell’area di interesse del presente progetto, come sotto
riportato:
Costa della Versilia R Costa del Serchio PR
Costa Pisana R Costa Livornese PR
Costa del Cecina PR Costa di Piombino NR
Costa di Follonica R Costa di Punta Ala PR
Costa dell’Albegna PR Costa dell’Ombrone PR
Costa dell’Uccellina PR Costa dell’Argentario NR
Costa di Burano PR Arcipelago Toscano NR
Fig. 3.4.2 - Identificazione del rischio per i corpi idrici marino-costieri della Regione Toscana
99

La Regione Toscana controlla la qualità delle acque marino-costiere attraverso le seguenti
reti di monitoraggio:
• la rete di monitoraggio per la qualità delle acque marino-costiere ai sensi del
DLgs.152/06 e successive modificazioni e integrazioni
• la rete di monitoraggio ai sensi del D.lgs 116/08 per la qualità delle acque di
balneazione
Con Deliberazione della Giunta Regionale n. 100/2010, in attuazione del D.lgs 152/06, è
stata definita la nuova rete di monitoraggio delle acque marino costiere della Regione
Toscana che conta 19 punti di controllo. I 3 punti che controllano gli altrettanti corpi idrici
“non a rischio” sono stati sottoposti a monitoraggio operativo, mentre gli altri 16 che
controllano i restanti corpi idrici “probabilmente a rischio” o “a rischio” sono stati
sottoposti a monitoraggio di sorveglianza. I risultati del nuovo monitoraggio, iniziato nel
2010 e proseguito nel 2011, sono ancora in fase di valutazione da parte di ARPAT.
La rete di monitoraggio delle acque destinate alla balneazione, istituita con Deliberazione
della Giunta Regionale 1094/2011 ai sensi del DLgs 116/08, prevede 255 punti di
campionamento lungo i 633 chilometri di fascia costiera e 8 punti di campionamento in
acque interne, fissati all’interno di ciascuna acqua di balneazione.
Fig. 3.4.3 - Punti di controllo delle acque di balneazione della Regione Toscana
La valutazione della qualità delle acque di balneazione viene effettuata sulla base dei
risultati analitici dei parametri microbiologici Escherichia coli e Enterococchi intestinali,
100

dell’ispezione visiva di altri inquinanti quali reflui e/o rifiuti liquidi in genere recapitanti
a mare, residui bituminosi, vetro, plastica, gomma, nonché attraverso la rilevazione di
eventuali proliferazioni di macroalghe quali ostreopsis ovata, sempre più frequente lungo la
costa toscana .
Dal 1997 al 2009 è stato effettuato un ulteriore programma di monitoraggio dell’ambiente
marino costiero, finanziato da apposite convenzioni dal Ministero dell’Ambiente ai sensi
della L.979/82, che prevedeva l’esecuzione di indagini sulle matrici ambientali acqua,
plancton, microalghe bentoniche, sedimenti, mitili, praterie di Posidonia oceanica e
popolamenti a macroalghe dei fondali rocciosi; il monitoraggio è stato eseguito in 6 aree
marine della Toscana a 500, 1.000 e 3.000 metri
dalla costa per un totale, quindi di 18 punti di controllo
101

INDICE
4. Sperimentazione di un monitoraggio integrato per la valutazione
dell’inquinamento delle aree marino costiere
4.1 Il monitoraggio delle acque
4.1.1 L’uso di biomarker (CIBM - Dipartimento di Morfologia Umana e Biologia
Applicata, sezione di Biologia e Genetica Università di Pisa.- : Marco Nigro, Giada
Frenzilli, Vittoria Scarcelli, Patrizia Guidi, Margherita Bernardeschi)
4.1.2 Saggio biologico in situ ed in laboratorio con il riccio di mare P. lividus (CIBM –
ISPRA LI-: Lorenzo Morroni, David Pellegrini)
4.1.3 Gli accumulatori passivi di metalli pesanti (CIBM: Rossana Scerbo, Corrado
Barghigiani)
4.1.4 Bioaccumulo nei mitili (CIBM - Dipartimento di Morfologia Umana e Biologia
Applicata, sezione di Biologia e Genetica Università di Pisa.- : Patrizia Guidi e Marco
Nigro. CIBM: Rossana Scerbo, Ombretta Spinelli, Susanna Dell’Ira)
4.1.5 Considerazioni sul monitoraggio integrato della colonna d’acqua
4.2 Il monitoraggio dei sedimenti marini
4.2.1 La speciazione dei metalli nei sedimenti marini. (CIBM: Rossana Scerbo, Corrado
Barghigiani)
4.2.2 Bioaccumulo di metalli pesanti in organismi autoctoni delle coste sabbiose,
studio della speciazione e confronto con un test di bioaccumulo in laboratorio (CIBM-
Università di Firenze –Dip. di Biologia Evoluzionistica, Alberto Ugolini; CIBM: Rossana
Scerbo, Ludmila Kozinkova, Corrado Barghigiani)
4.2.3 Saggi ecotossicologici sui sedimenti (CIBM: Ludmila Kozinkova)
4.2.4 Valutazione della tossicità dei sedimenti dei litorali della Corsica, della Toscana e
della Sardegna attraverso saggio biologico: Sviluppo larvale dell’ostrica cava Crassostrea
gigas in presenza di elutriati di sedimenti.
F. Galgani (1), Y. Baldi (1), M. Schintu (2), C. Barghigiani (3), L. Kosinkova (3),C Ravel (1) (1)
IFREMER ; (2) CIBM; (3) UniCA.
4.3 La sperimentazione in aree marino-costiere della Sardegna
UNICA-DISP: Marco Schintu, Alessandro Marrucci, Barbara Marras, Susanna S. Campisi, Patrizia
Meloni, Antonio Contu
UNICA-DISTER: Carla Buosi, Angelo Ibba, Antonietta Cherchi
IFREMER: François Galgani
4.4 Conclusioni generali sui metodi di monitoraggio sperimentati
4.5 Bibliografia
102

INDICE
4. Sperimentazione di un monitoraggio integrato per la valutazione
dell’inquinamento delle aree marino costiere
4.1 Il monitoraggio delle acque
4.1.1 L’uso di biomarker (CIBM - Dipartimento di Morfologia Umana e
Biologia Applicata, sezione di Biologia e Genetica Università di Pisa.- : Marco
Nigro, Giada Frenzilli, Vittoria Scarcelli, Patrizia Guidi, Margherita
Bernardeschi)
4.1.2 Saggio biologico in situ ed in laboratorio con il riccio di mare P. lividus
(CIBM – ISPRA LI-: Lorenzo Morroni, David Pellegrini)
4.1.3 Gli accumulatori passivi di metalli pesanti (CIBM: Rossana Scerbo,
Corrado Barghigiani)
4.1.4 Bioaccumulo nei mitili (CIBM - Dipartimento di Morfologia Umana e
Biologia Applicata, sezione di Biologia e Genetica Università di Pisa.- : Patrizia
Guidi e Marco Nigro. CIBM Rossana Scerbo, Ombretta Spinelli, Susanna
Dell’Ira)
4.1.5 Considerazioni sul monitoraggio integrato della colonna d’acqua
4.2 Il monitoraggio dei sedimenti marini
4.2.1 La speciazione dei metalli nei sedimenti marini. (CIBM: Rossana Scerbo,
Corrado Barghigiani)
4.2.2 Bioaccumulo di metalli pesanti in organismi autoctoni delle coste
sabbiose, studio della speciazione e confronto con un test di bioaccumulo in
laboratorio (CIBM-Università di Firenze –Dip. di Biologia Evoluzionistica,
Alberto Ugolini; CIBM Rossana Scerbo, Ludmila Kozinkova, Corrado
Barghigiani)
4.2.3 Saggi ecotossicologici sui sedimenti (CIBM: Ludmila Kozinkova)
4.2.4 Valutazione della tossicità complessiva dei sedimenti del litorale della
Corsica, della Toscana e della Sardegna attraverso saggio biologico: Sviluppo
larvale dell’ostrica cava Crassostrea gigas in presenza di elutriati di sedimenti.
F. Galgani (1), Y. Baldi (1), M. Schintu (2), C. Barghigiani (3), L. Kosinkova (3),C Ravel (1)
(1) IFREMER ; (2) CIBM; (3) UniCA.
4.3 La sperimentazione in aree marino-costiere della Sardegna
UNICA-DISP: Marco Schintu, Alessandro Marrucci, Barbara Marras, Susanna S. Campisi,
Patrizia Meloni, Antonio Contu
UNICA-DISTER: Carla Buosi, Angelo Ibba, Antonietta Cherchi
IFREMER: François Galgani
4.4 Conclusioni generali sui metodi di monitoraggio sperimentati
103

4.5 Bibliografia
4) SPERIMENTAZIONE DI UN MONITORAGGIO INTEGRATO PER LA
VALUTAZIONE DELL’INQUINAMENTO DELLE AREE MARINO
COSTIERE
CIBM, Consorzio per il Centro Interuniversitario di Biologia Marina ed Ecologia Applicata
“Guido Bacci” Viale N.Sauro, 4 57120 Livorno, Italy. barghigiani@cibm.it
Ifremer,
Uni Cagliari
Abstract
Facendo riferimento agli obiettivi della direttiva comunitaria 2008/56/CE, il
progetto MOMAR ha come finalità la scelta e la sperimentazione di metodiche
di monitoraggio integrato dell’ambiente marino dell’area transfrontaliera del
P.O. Italia-Francia Marittimo che siano coerenti e condivisibili in ciascuna
regione o sottoregione marina. In questo ambito sono state sperimentate alcune
metodiche per il monitoraggio sia dei sedimenti che delle acque.
Tra i contaminanti dell’ambiente, gli elementi in traccia, non essendo
degradabili, si accumulano nei sedimenti e da questi negli organismi. Inoltre,
alcuni metalli pesanti rivestono particolare importanza non solo per la loro
origine antropica, ma anche per la loro origine geochimica derivante dalle
numerose mineralizzazioni presenti in questa parte del Tirreno, soprattutto
lungo le coste toscane. Esiste inoltre la necessità di monitorare la presenza
nelle acque marine di inquinanti organici, in particolare quelli derivanti dal
traffico marittimo e da oil spills, non facilmente rilevalibili con le metodiche
analitiche attualmente utilizzate. Sia per le acque che per i sedimenti è stato
affrontato un approccio multidisciplinare basato su tecniche chimiche,
ecotossicologiche, e sull’impiego di biomarkers. In particolare, sulla colonna
d’acqua sono state sperimentate tecniche di accumulo passivo di metalli e di
contaminanti organici (IPA e PCB) di bioaccumulo con i mitili, nonché
biomarker e saggi biologici con il riccio di mare; sui sedimenti sono state
sperimentate tecniche di speciazione e di bioaccumulo dei metalli ed
ecotossicologiche.
In Toscana, come stazioni di campionamento, sono state scelte quelle più
rappresentative della contaminazione da metalli pesanti, sia di origine
geologica che antropica, prevalentemente derivanti da attività portuali e
industriali di vario tipo.
Per quanto riguarda la colonna d’acqua, nelle stazioni caratterizzate da stress
ambientale elevato, i dati del bioaccumulo nei mitili non sono risultati coerenti
con quanto rilevato dagli accumulatori passivi (DGT) perché la risposta degli
organismi è condizionata dai parametri chimico fisici e più in generale da
moltepliciti fattori di stress ambientale. Ciò sposta l’interesse sull’impiego dei
DGT, sistemi chimici più controllabili.
104

Nelle stazioni meno compromesse, si è trovata invece una buona
corrispondenza tra bioaccumulo e DGT.
Tra i biomarker è emersa l’efficacia del saggio del Rosso Neutro nel rispondere
al grado di disturbo ambientale coerentemente con la biodisponibilità dei
metalli valutata con i DGT.
Da sottolineare che il saggio del Rosso Neutro si presta bene per
un’applicazione nei piani di monitoraggio biologico dell’ambiente marino.
Il saggio in situ con il riccio di mare, pur presentando l’aspetto positivo
dell’integrazione temporale della risposta e di un approccio più realistico
rispetto ai saggi in laboratorio, richiede un perfezionamento che riduca gli
effetti dell’idrodinamismo e della variazione dei parametri chimico fisici
durante il periodo di esposizione sui risultati finali.
Per quanto riguarda i sedimenti, l’impiego la tecnica di estrazione sequenziale
impiegata è risultata particolarmente valida per lo studio della speciazione dei
metalli, consentendo di valutarne l’effettiva biodisponibilità e quindi la
potenziale tossicità. Si ritiene che questa metodica possa essere particolarmete
utile nella valutazione delle sabbie da riutilizzare per il ripascimento degli
arenili erosi.
Lo studio della biodisponibilità dei metalli con tecniche chimiche è stato
integrato con il bioaccumulo in due specie diverse di organismi: gli anfipodi e i
policheti.
L’analisi di anfipodi talitridi autoctoni è risultato un approccio interessante per
la valutazione della distribuzione spaziale e della biodisponibilità dei metalli in
traccia sulle spiagge emerse. I policheti hanno mostrato una differente capacità
di bioaccumulo rispetto agli anfipodi.
L’approccio con i saggi ecotossicologici standard ha confermato l’utilità
dell’impiego di queste tecniche nel monitoraggio integrato per la valutazione
dello stress ambientale.
In Sardegna, oltre alle aree a più intensa attività industriale e portuale, sono
state indagate alcune aree marine protette (AMP), sia attraverso l’analisi dei
sedimenti che dell’acqua. Nei sedimenti è stata misurata sia la concentrazione
dei metalli che quella degli IPA. Nelle AMP è stata messa in evidenza
l’efficienza delle tecniche di campionamento passivo nel misurare
concentrazioni estremamente basse di contaminanti nell’acqua, pur se
significative dal punto di vista tossicologico. I dati ottenuti possono
rappresentare in qualche caso una linea di base per la valutazione
dell’inquinamento chimico delle acque del Mediterraneo. In generale i risultati
ottenuti con i campionatori passivi rafforzano la necessità di modificare le
procedure attualmente previste dalla legislazione (WFD) per la valutazione
della qualità dei corpi idrici, basate sugli EQS e sui risultati del campionamento
istantaneo piuttosto che su un valore medio integrato nel tempo della
concentrazione degli inquinanti.
Nella valutazione complessiva della qualità ambientale, si è trovata inoltre una
significativa corrispondenza tra dati chimici e studio della biocenosi a
foraminiferi bentonici. I foraminiferi bentonici vengono sempre più utilizzati
105

per programmi di monitoraggio finalizzati a evidenziare sintomi di degrado
dell’habitat sia per attestare l’efficacia di progetti di ripristino.
4.1 Il monitoraggio delle acque
Per il monitoraggio delle acque, sono state sperimentate tecniche di accumulo
passivo di metalli pesanti su apposite resine, di bioaccumulo nei mitili, tecniche
ecotossicologiche e basate sull’impiego di biomarkers.
4.1.1 L’uso di biomarker (CIBM - Dipartimento di Morfologia Umana e
Biologia Applicata, sezione di Biologia e Genetica Università di Pisa.- : Marco
Nigro, Giada Frenzilli, Vittoria Scarcelli, Patrizia Guidi, Margherita
Bernardeschi)
Negli ultimi 20-30 anni di ricerca ecotossicologica si è consolidata la
convinzione che una corretta valutazione della qualità ambientale non possa
prescindere dall’utilizzo di dati biologici in aggiunta al più classico impiego di
parametri chimico-fisici. Questo approccio nato intorno al concetto di
organismo bioindicatore, ha gradualmente ampliato il numero di strumenti
dedicati alla diagnosi ambientale, con una serie sempre più diversificata di
risposte biologiche indotte dallo stress ambientale in organismi “sentinella”,
appartenenti a popolazioni naturali o appositamente “trapiantati” nell’area
oggetto dell’indagine. In particolare, gli effetti misurabili ai livelli più bassi
dell’organizzazione biologica (molecolare, cellulare, fisiologico), detti biomarker
hanno polarizzato l’interesse degli ecotossicologi in quanto costituiscono
efficaci strumenti di diagnosi e prognosi ambientale, cioè possono fornire
segnali precoci di allarme e prevedere lo sviluppo dello stato di salute di un
ecosistema al permanere dei fattori di stress. Inoltre, la misura di biomarker
specifici, in organismi che vivono in ambienti contaminati, può evidenziare la
presenza di alcune classi di sostanze pericolose per la salute umana, materia
del D.M. 367/2003 come, ad esempio, quelle in grado di provocare danni al
DNA (sostanze genotossiche e/o cancerogene). Pertanto, l’uso di biomarker
rappresenta un valido supporto per l’approccio analitico, che può essere reso
difficoltoso a causa delle concentrazioni basse di alcune sostanze inquinanti
nelle matrici abiotiche (acqua, sedimenti), che tuttavia risultano in grado di
provocare effetti biologici in conseguenza all’esposizione cronica e/o a causa di
effetti sinergici legati alla presenza di miscele complesse di contaminanti.
Nell’ambito del progetto MOMAR abbiamo voluto mettere a confronto alcuni
biomarker, basati su alterazioni genotossiche e cellulari, comunemente impiegati
nel monitoraggio marino, verificandone l’efficacia ed evidenziandone le
criticità, in modo da trarne suggerimenti e proposte per migliorare le procedure
di monitoraggio della qualità dell’ambiente marino costiero.
Organismo utilizzato e disegno sperimentale
106

La ricerca si è concentrata sul mitilo mediterraneo (Mytilus galloprovincialis) in
quanto ampiamente riconosciuto come sentinella ambientale, sul quale il
progetto MOMAR ha previsto di far convergere anche lo studio del
bioaccumulo di alcuni metalli pesanti.
Mitili provenienti da un allevamento presso l’Isola Palmaria (all’estremità
occidentale del Golfo di La Spezia) sono stati traslocati per circa 4 settimane
nelle stazioni oggetto dell’indagine, localizzate nell’area marina costiera
antistante la città di Livorno ed all’interno del porto. I mitili erano contenuti in
reticelle in plastica di maglia pari a 2 cm, poste ad una profondità di circa 2 m,
non direttamente in contatto con il fondale. La dimensione dei mitili era
compresa nel range 50-70 mm.
Al termine del periodo di esposizione, i mitili sono stati prelevati e portati in
laboratorio avvolti in un panno umido, all’interno di un contenitore
termostatico alla temperatura di 18 ± 2° C. In queste condizioni sono stati
mantenuti overnight in attesa di essere utilizzati per l’analisi dei biomarker. Per
ciascun individuo è stato determinato il peso umido della conchiglia e delle
parti molli al fine di determinare l’indice di condizione (CI), espresso come
(peso delle parti molli/ peso della conchiglia)*100.
Tipi cellulari oggetto dell’indagine
Gli emociti sono stati selezionati come tipo cellulare su cui analizzare i tre
biomarker oggetto dell’indagine, avendo il vantaggio di essere cellule
facilmente isolabili dal muscolo adduttore del mitilo da cui sono stati prelevati
tramite una siringa ipodermica da 5 ml. Durante ogni campionamento sono
stati prelevati trenta mitili da ciascuna stazione; da questi sono stati ricavati 6
pool, ciascuno ottenuto cumulando l’emolinfa di 5 individui.
Limitatamente ad una stazione (Porto Mediceo) l’indagine è stata estesa ad un
secondo tipo cellulare, le cellule branchiali, che rappresentano un’importante
interfaccia tra l’organismo e l’ambiente. Inoltre, è stata anche valutata l’entità
della risposta sia nei mitili traslocati che in quelli della popolazione “naturale”,
che si rinviene sulle parti sommerse di banchine e pontili galleggianti. Per
ottenere la sospensione di cellule branchiali da destinare ai test di genotossicità
sono state seguite le procedure descritte da Nigro et al., 2006.
Stazioni indagate
La localizzazione delle stazioni oggetto dell’indagine è descritta nella Fig. 1; le
caratteristiche delle singole stazioni sono brevemente descritte di seguito.
0 - Isola Palmaria (La Spezia). Questo è il sito scelto per il prelievo dei mitili
destinati agli esperimenti di traslocazione nelle stazioni oggetto dell’indagine
ed è stata considerata come controllo, in quanto relativamente distante
dall’area portuale di La Spezia.
107

1- Stazione esterna al Porto di Livorno. Questa stazione è localizzata a circa 250
metri a nord della diga che chiude a N il porto (nota come “braccio del
Vestrini”). Questa stazione, pur prossima al porto, ne subisce in modo
attenuato l’influsso, particolarmente nei periodi in cui non sono in atto attività
di dragaggio e/o conferimento sedimenti nella vasca di colmata, prospiciente
la stazione di campionamento (Bocchetti et al., 2011).
2 - Canale Scolmatore dell’Arno. Questa stazione di studio è posta in prossimità
del Canale dei Navicelli, nel tratto che mette in comunicazione il Canale
Scolmatore con la Darsena Toscana del Porto di Livorno (località Calambrone).
Questa area è soggetta ad una forte contaminazione chimica (come risulta
anche dalle indagini effettuate con l’impiego dei DGT) che deriva da diverse
fonti, tra le quali il dilavamento dei piazzali dei cantieri navali, la vicina
raffineria ENI e la parte più interna e contaminata del porto di Livorno. Oltre
all’inquinamento, la stazione Canale Scolmatore è soggetta a fluttuazioni di
salinità che contribuiscono ad aumentare la criticità di questo sito.
3 - Darsena Petroli. Questa stazione è situata all’interno della parte N del porto
di Livorno ed è soggetta all’impatto derivante da attività industriali/portuali,
particolarmente quelle associate alle operazioni di carico-scarico e trattamento
di idrocarburi. Anche in questo caso, le indagini chimiche e biologiche
effettuate nel corso degli ultimi 10 anni hanno evidenziato il perdurare di
condizioni di stress che si accentuano in occasione dell’attività di dragaggio
ricorrenti in questa area del porto (Bocchetti et al., 2011).
4 - Porto Mediceo. Anche questa stazione è collocata all’interno del porto di
Livorno ed in particolare nell’area destinata all’ormeggio di imbarcazioni da
diporto (pontile dello Yacht Club Livorno). Il livello di contaminazione in
questa area portuale risulta mediamente inferiore a quello rilevato nelle
porzioni più interne ed industrializzate, tuttavia nel periodo estivo risente della
ripresa delle attività associate alla nautica da diporto. In questa stazione è stato
effettuato un confronto tra le risposte ottenute nei mitili traslocati e quelle
attuate da mitili appartenenti alla popolazione “naturale” che si rinviene sulle
parti sommerse di banchine e pontili galleggianti.
5 - Accademia Navale di Livorno. Questa stazione è localizzata in un’area
fortemente urbanizzata, situata presso lo stabilimento balneare interno
all’Accademia Navale a circa 1.5 Km a sud del Porto di Livorno. Non è
direttamente influenzata da attività industriali e le attività dell’Accademia in
tale area marina si limitano al movimento di piccole unità navali.
Gli esperimenti di traslocazione nelle aree oggetto dell’indagine sono stati
effettuati nei seguenti periodi:
108

aprile-maggio 2010
luglio 2010
aprile 2011
luglio 2011
L’esperimento di luglio 2011 ha riguardato il solo sito Porto Mediceo ed è stato
finalizzato al confronto delle risposte in due diversi tipi cellulari (emociti e
cellule branchiali) sia nei mitili traslocati che in quelli naturali.
Fig. 1. Localizzazione delle stazioni oggetto dell’indagine.
109

Biomarker indagati
Per questa ricerca è stata utilizzata una batteria di tre biomarker in grado di
evidenziare l’insorgenza di alterazioni cellulari (Saggio del Rosso neutro) e
genotossiche (Test della Cometa ed il Test del Micronucleo).
Il saggio del Rosso Neutro. Il test selezionato per l’indagine valuta lo stato di
integrità della membrana lisosomale, in base alla capacità di questi organuli di
mantenere al loro interno il colorante vitale Rosso Neutro (RN) (Lowe et al.,
1995). Il comparto lisosomale è molto sviluppato nei mitili dove svolge funzioni
legate alla digestione intracellulare, alla compartimentazione di sostanze
inquinanti, alla difesa immunitaria. I lisosomi sono noti per essere molto
sensibili alla tossicità di contaminanti di vario tipo (tra cui metalli pesanti, IPA,
sostanze lipofile persistenti) che si manifesta come alterazioni morfologiche e
funzionali (Moore 1988,).
Per ottenere i preparati destinati al saggio del Rosso Neutro, le valve dei mitili
sono state leggermente aperte per consentire il prelievo dell’emolinfa dal
muscolo adduttore posteriore mediante una normale siringa ipodermica. I
campioni di emolinfa prelevati da 30 individui sono stati riuniti in modo da
ottenere 6 pool di 5 individui ciascuno. Per ogni pool, circa 50 μl di emolinfa
sono stati posti su un vetrino portaoggetto e tenuti in camera umida e al buio
per 15 minuti in modo da far aderire le cellule al vetrino. Successivamente 40 μl
di soluzione di rosso neutro sono stati aggiunti ed i vetrini, coperti con il coprioggetto,
sono stati nuovamente posti in camera umida al buio per ulteriori 15
minuti. Trascorso il periodo di incubazione è stata effettuata una serie di letture
al microscopio ottico, ad intervalli regolari, allo scopo di valutare il tempo
necessario affinché il 50% delle cellule osservate mostrasse una evidente
diffusione del colorante vitale all’esterno dei lisosomi. Il tempo di ritenzione
del colorante all’interno dei lisosomi aumenta con lo stato di integrità cellulare
(Fig. 2).
110

A
Fig. 2. Saggio del Rosso Neutro. A) Il saggio valuta la capacità dei lisosomi di
trattenere al loro interno il colorante vitale Rosso Neutro; B) Il tempo di
ritenzione del colorante nei lisosomi decresce all’aumentare del grado di
alterazione cellulare (Da Lowe et al., 1995 modificato).
Il test della Cometa. Nella versione alcalina, il test della Cometa è in grado di
evidenziare l’insorgenza di rotture nella molecola di DNA (strand break) a
singolo o doppio filamento. Questo tipo di alterazione costituisce una delle
conseguenze più precoci dell’esposizione ad agenti genotossici in grado di
interagire in modo diretto con la doppia elica o provocare danni indiretti,
tramite l’aumento di radicali liberi o l’attenuazione delle difese antiossidanti
(Singh et al., 1988). La tecnica prevede l’elettroforesi in agarosio del DNA di
cellule isolate e sottoposte a lisi delle membrane. Le cellule il cui DNA è
frammentato assumono, in seguito ad elettroforesi, la forma di una cometa,
mentre quelle non danneggiate si presenta come una massa sferica e compatta
(Fig. 3)
Per ottenere i preparati destinati al test della Cometa, le cellule isolate (emociti
o cellule branchiali) sono state incluse in LMPA (low melting point agarose) e 75
μl di sospensione contenente le cellule sono stati stratificati su un vetrino da
microscopia, precedentemente ricoperto da uno strato di NMPA (normal
melting point agarose). Dopo solidificazione, al buio a 4°C, sono stati aggiunti 85
µl di LMPA e il vetrino è stato nuovamente lasciato solidificare.
Successivamente i vetrini sono stati immersi in una soluzione di lisi (4°C al
buio per almeno un’ora) che determina la solubilizzazione delle membrane
cellulari e lascia il materiale nucleare libero di migrare durante la corsa
elettroforetica. Tolti dalla soluzione di lisi, i vetrini sono stati immersi in una
soluzione tampone alcalina fredda per 10’ e sottoposti ad elettroforesi.
Successivamente, i preparati sono stati neutralizzati, colorati con bromuro di
etidio ed osservati al microscopio ottico a fluorescenza. La migrazione del DNA
fuori dal nucleo, in direzione dell’anodo è valutata mediante un sistema per
111
B

l’analisi dell’immagine dedicato a questo tipo di test (Komet 4, Kinetic imaging,
Ltd). Il parametro utilizzato per valutare il danno al DNA è la percentuale di
DNA migrato, che risulta proporzionale al grado di frammentazione ed è meno
suscettibile di altri parametri alle fonti di variabilità sperimentale. Per ogni pool
sono stati allestiti 2 vetrini e per ogni vetrino sono state lette 25 cellule.
112
Fig. 3. Test della Cometa.
I: nucleo con DNA non
frammentato;
II: nucleo con DNA poco
frammentato;
III: nucleo con DNA molto
frammentato.
Il test del Micronucleo. Il termine micronucleo definisce una piccola massa di
cromatina avvolta da membrana localizzata nel citoplasma di una cellula
interfasica in proliferazione (Fig. 4). La presenza di micronuclei è indicativa di
alterazioni cromosomiche di tipo numerico o strutturale (Fenech, 1993);
pertanto, il test del Micronucleo evidenzia un danno genetico non reversibile
per la cellula che lo ha subito, a differenza del Test della Cometa, che descrive
un tipo di alterazione molto precoce e reversibile in quanto soggetta all’attività
dei meccanismi di riparazione del DNA.
Per ottenere i preparati destinati alla valutazione della frequenza di cellule
micronucleate, le sospensioni cellulari sono state centrifugate e fissate in 5 ml di
una soluzione di metanolo e acido acetico in rapporto variabile da 5:1 a 3:1 e
successivamente la sospensione cellulare è stata “gocciata” su vetrini istologici.
Per ogni pool sono stati allestiti 2 vetrini che, una volta asciutti, sono stati
colorati con una soluzione di Giemsa al 5% per 10 minuti, montati con il
collante DPX e coperti con un vetrino coprioggetto. Quindi i vetrini sono stati
osservati con un microscopio ottico con obiettivo ad immersione (100X). Per
ogni individuo sono state lette almeno 1000 cellule (500 per ogni vetrino). Sono
stati conteggiati soltanto i micronuclei che rispettavano i seguenti parametri
standardizzati:
- Diametro minore di 1/3 del nucleo principale
- Assenza di rifrangenza
- Colorazione uguale o più chiara rispetto alla cromatina del nucleo
principale

- Localizzazione in prossimità del nucleo principale, ma non in contatto
con esso.
Per ogni individuo la frequenza di micronuclei è stata espressa come numero di
cellule micronucleate per 1000 cellule lette.
Analisi statistica
113
Fig. 4. Test del Micronucleo.
La freccia indica la presenza
di un micronucleo.
L’interpretazione statistica dei risultati dei tre biomarker indagati è stata
effettuata mediante l’analisi multifattoriale della varianza (MANOVA). Il
Multiple range test è stato utilizzato per valutare differenze significative tra le
medie.
Risultati e discussione
I dati relativi ai campionamenti di aprile-maggio 2010, luglio 2010 e aprile 2011
sono risultati omogenei, pertanto sono stati cumulati. Diversamente, il
campionamento di luglio 2011 ha riguardato la stazione Porto Mediceo ed è
stato finalizzato ad approfondire il confronto tra differenti tipi cellulari e tra
mitili naturali e traslocati, pertanto è discusso separatamente.
Saggio del Rosso Neutro.
I dati raccolti hanno evidenziato che nei mitili di controllo, provenienti
dall’isola Palmaria, il Tempo di Ritenzione del Rosso Neutro (NRRT)
all’interno del comparto lisosomale è risultato compatibile con una condizione
ambientale non direttamente influenzata da sorgenti di contaminazione
(Regoli, 2000). Diversamente, nelle altre stazioni oggetto dell’indagine, il valore
di NRRT è stato sempre significativamente minore rispetto a quello dei mitili di
controllo, raggiungendo valori particolarmente bassi nelle stazioni Canale
Scolmatore e Darsena Petroli (Fig. 5). I mitili traslocati presso il Molo Mediceo,

all’esterno del Porto di Livorno e presso l’Accademia Navale hanno mostrato
valori intermedi di NRRT (Fig. 5) denotando un grado di alterazione del
comparto lisosomale meno grave di quello misurato presso le stazioni di
Canale Scolmatore e Darsena Petroli. Tuttavia, nel mese di luglio 2011 i mitili
della stazione Porto Mediceo hanno evidenziato una forte alterazione delle
membrane lisosomali (Fig. 6), associata ad un marcato bioaccumulo di rame nei
tessuti ed al rilevamento di alti livelli di rame nell’acqua. L’elevata
biodisponibilità di rame in questa stazione è verosimilmente imputabile al
rilascio dalle vernici antivegetative delle numerose imbarcazioni da diporto
ormeggiate nel Porto Mediceo. La criticità ambientale della stazione Darsena
Petroli è confermata anche dai risultati dei saggi in situ con embrioni di
Paracentrotus lividus, dai quali risulta una evidente tossicità in questa stazione.
Similmente, Bocchetti et al. (2011) hanno riportato che mitili traslocati nell’area
della Darsena Petroli manifestano una significativa alterazione di un’ampia
serie di risposte cellulari.
ritenzione Rosso Neutro (min.)
140
120
100
80
60
40
20
0
Alterazione membrane lisosomali
I. Palmaria
a
Accademia Nav.
b
Esterno porto
b
Porto Mediceo
b
Dars. petroli
c
C. Scolmatore
d
Fig. 5. Saggio del Rosso Neutro.
Le varie stazioni oggetto
dell’indagine sono caratterizzate
da un differente livello di
alterazione delle membrane
lisosomali. Le lettere indicano
differenze significative tra le
medie (p

iomarker; tuttavia, dai risultati degli esperimenti di trapianto si osserva un
incremento significativo rispetto ai controlli nella stazione localizzata presso il
Porto Mediceo (Fig. 5B), verosimilmente imputabile alla presenza di livelli di
rame nell’acqua assai elevati. L’assenza di un’ induzione significativa di danno
cromosomico nei mitili traslocati presso il Canale Scolmatore e la Darsena
Petroli non è coerente con l’elevato livello di contaminazione di queste due
stazioni e contrasta con i risultati del saggio del Rosso Neutro. Tuttavia, è
ragionevole ipotizzare che la mancata risposta del test del micronucleo sia
conseguente ad una inibizione del ciclo cellulare indotta dallo stress
ambientale; infatti, affinché i micronuclei si rendano manifesti è necessario che
la cellula abbia completato la divisione. L’eventualità che alterazioni del ciclo
cellulare possano interferire con i risultati del test del Micronucleo è stata
evidenziata anche da altri autori come possibile fattore confondente
nell’interpretazione dei dati di monitoraggio (Dailianis et al., 2003).
A Danno DNA
B Danno cromosomico
DNA migrato (%)
50
40
30
20
10
0
I. Palmaria
Accademia Nav.
Esterno porto
Porto Mediceo
Dars. Petroli
C. Scolmatore
Fig. 5. Alterazioni genotossiche. A: Test della Cometa, nessuna differenza
significativa si osserva tra le stazioni oggetto dell’indagine in termini di grado
di frammentazione del DNA; B: Test del Micronucleo, un’ induzione
significativa di alterazioni cromosomiche si osserva nei mitili della stazione
Porto mediceo (*:p

elevata biodisponibilità di rame nell’acqua, come dimostrato dalle analisi
mediante DGT e dallo studio del bioaccumulo.
Saggio del Rosso Neutro nei mitili traslocati e naturali
I risultati del saggio del Rosso Neutro hanno confermato un buon livello di
integrità lisosomale dei mitili di controllo provenienti dall’Isola Palmaria ed ha
messo in evidenza una marcata riduzione del NRRT negli organismi di Porto
Mediceo (Fig. 6). Inoltre, dal confronto tra i mitili naturali e quelli traslocati
nella stessa stazione non sono emerse differenze significative; ciò conferma che
il saggio del Rosso Neutro è un biomarker molto precoce in grado di fornire in
pochi giorni di esposizione una risposta simile nei mitili traslocati ed in quelli
naturali (Regoli et al., 2004).
Fig. 6. Saggio del Rosso Neutro. Confronto tra mitili traslocati e naturali. Si
osserva una netta riduzione del tempo di ritenzione del colorante all’interno
dei lisosomi; rappresentativa di una alterazione dell’integrità morfo-funzionale
delle membrane lisosomali. Le lettere indicano differenze significative tra le
medie (p< 0.01).
116

Test del Micronucleo nei mitili traslocati e naturali.
I dati ottenuti hanno confermato un livello basale di alterazioni cromosomiche
nei mitili di controllo (Isola di Palmaria) alquanto elevato (Fig. 7). Tuttavia, ciò
non ha impedito di evidenziare un significativo incremento della frequenza di
cellule micronucleate nei mitili trapiantati, in entrambe i tipi cellulari indagati
(Fig. 7 A e B). Anche i mitili naturali di Porto Mediceo hanno mostrato livelli di
danno cromosomico più elevati rispetto agli organismi di Palmaria, sebbene la
differenza risulti significativa solo per le cellule branchiali (Fig. 7A e B).
Fig. 7. Test del Micronucleo, confronto tra mitili traslocati e naturali. A:
emociti; B: cellule branchiali.
Conclusioni
I risultati dell’indagine sui biomarker hanno confermato l’efficacia del test di
tossicità cellulare basato sulla valutazione del tempo di ritenzione del Rosso
Neutro nel comparto lisosomale. Infatti, questo biomarker ha discriminato le
varie stazioni oggetto dell’indagine coerentemente al grado di disturbo
ambientale ed alle stime di biodisponibilità dei metalli effettuate mediante
l’utilizzo di DGT. Il saggio del Rosso Neutro ha fornito risposte facilmente
interpretabili anche nelle stazioni più compromesse (Canale Scolmatore e
Darsena Petroli) dimostrando di essere applicabile in un ampio spettro di
situazioni ambientali. Inoltre, è emerso che due settimane di esposizione in una
stazione contaminata da rame (Porto Mediceo) sono sufficienti per ottenere, nei
mitili traslocati, una risposta del Saggio del Rosso Neutro equivalente a quella
attuata dagli organismi residenti, cronicamente esposti alla contaminazione,
come risulta dalle elevate concentrazioni di rame accumulate nel tessuto
branchiale. Infine, per la sua semplicità e rapidità, il Saggio del Rosso Neutro si
presta assai bene per un’applicazione nei piani di monitoraggio biologico
dell’ambiente marino.
117

Per quanto riguarda i biomarker basati sulla valutazione di effetti genotossici, i
mitili di controllo (dell’Isola Palmaria) hanno presentato un livello di integrità
del DNA ed alterazioni cromosomiche, non rappresentativi di un’area di
controllo, suggerendo la presenza di sostanze ad azione genotossica in
quest’area marina sede di un’importante attività di acquicoltura. I livelli basali
elevati hanno compromesso pesantemente l’efficacia del test della Cometa nel
discriminare tra le varie stazioni indagate. Nel caso del test del Micronucleo i
livelli basali di danno cromosomico nei mitili di controllo, seppur alquanto
elevati, non hanno impedito di evidenziare un aumento significativo della
frequenza di cellule micronucleate negli organismi esposti nella stazione
contaminata da rame (Porto Mediceo). Questa evidenza è in linea con i risultati
del saggio del Rosso Neutro e del bioaccumulo. Si può ipotizzare che il
meccanismo alla base del danno cellulare e genotossico sia di tipo ossidativo;
infatti, il rame è noto indurre un incremento nella produzione intracellulare di
radicali liberi. Di più difficile interpretazione è l’assenza di risposta genotossica
nelle due stazioni più compromesse (Canale Scolmatore e Darsena Petroli),
peraltro accompagnata da un limitato accumulo di metalli nei tessuti. Questo
risultato potrebbe essere spiegato con un effetto di inibizione del ciclo cellulare;
infatti, affinchè si formi un micronucleo è necessario che venga completata la
divisione cellulare. Tale aspetto meriterebbe ulteriori verifiche ed
approfondimenti; infatti, sebbene il test del micronucleo sia considerato un
biomarker affidabile, le possibili interferenze con il ciclo cellulare suggeriscono
cautela nell’interpretazione dei risultati, particolarmente nelle stazioni più
pesantemente contaminate e sottoposte a stress di varia natura, come le
variazioni di salinità che certamente caratterizzano il Canale Scolmatore.
4.1.2 Saggio biologico in situ ed in laboratorio con il riccio di mare P. lividus
(CIBM – ISPRA LI-: Lorenzo Morroni, David Pellegrini)
I saggi biologici di laboratorio sono attualmente tra le tecniche più utilizzate
all’interno delle analisi ecotossicologiche per valutare la tossicità di matrici
ambientali (Baudo et al., 2001). I saggi biologici costituiscono una procedura che
prevede l’esposizione di organismi appartenenti ad alcune specie-test a matrici
ambientali contenenti miscele di inquinanti in quantità non note in condizioni
sperimentali controllate, allo scopo di verificare se si manifestano effetti tossici
(Volpi Ghirardini e Pellegrini, 2001). Attraverso l’utilizzo dei saggi biologici è
possibile osservare una vasta gamma di risposte biologiche (endpoint), come la
mortalità o effetti subletali, quali anomalie dello sviluppo, modificazioni
comportamentali e cambiamenti nel successo riproduttivo, al fine di
determinare gli effetti tossici sul biota da parte dei contaminanti.
Questo approccio, a causa della rapidità delle risposte, alta sensibilità e
rilevanza ecologica rappresenta un utile strumento in grado di indirizzare
ulteriori e più approfondite indagini chimiche, ecotossicologiche ed ecologiche
per la valutazione della qualità ambientale (MacDonald et al., 1997).
118

Nonostante questi vantaggi, che hanno portato negli ultimi hanno a un’ampia
diffusione di queste tecniche, l’impiego dei saggi effettuati in laboratorio è stato
spesso criticato in quanto le condizioni controllate di esecuzione generalmente
non rispecchiano le reali condizioni dell’ambiente indagato. Al fine di ovviare a
questi problemi è possibile monitorare i contaminanti presenti nell’ecosistema
indagato mediante un’esposizione in situ degli organismi. Questi ultimi sono
così sottoposti alle reali condizioni ambientali, consentendo di integrare nel
tempo gli effetti della presenza di eventuali tossici e delle loro interazioni con
altri fattori ambientali, come ad esempio luce, temperatura, salinità, pH, solidi
sospesi, idrodinamismo, ecc. Questi parametri possono infatti mostrare valori
con variazioni significative nel tempo all’interno dello stesso sito di studio
(Baudo et al., 1999), oltre a poter interagire con eventuali contaminanti presenti
dando luogo a effetti sinergici che possono influenzare la risposta biologica
degli organismi alla tossicità (Anderson et al., 2004). Inoltre nei saggi in situ non
viene eseguita nessuna manipolazione dei campioni, evitando una possibile
alterazione della biodisponibilità dei tossici (Baudo et al., 2001). Di
conseguenza il vantaggio dei saggi in situ è quello di permettere
un’interpretazione più realistica della contaminazione dell’ecosistema oggetto
di studio. Ciò assume particolare rilevanza nel monitoraggio della colonna
d’acqua, dove a causa dell’alta dinamicità della matrice i fattori di stress
possono variare in modo significativo a seconda del momento in cui viene
condotto il saggio. Questo fenomeno può essere maggiormente accentuato se lo
studio viene condotto in aree caratterizzate da un’ampia variabilità dei fattori
ambientali, come ad esempio aree estuarine o portuali ed in generale zone
costiere. Per questi motivi nel presente studio sono stati utilizzati saggi
biologici condotti in situ, che hanno permesso un’integrazione temporale delle
risposte biologiche.
La scelta della specie test è stata indirizzata verso organismi che vivono nella
colonna d’acqua e che posseggono determinate caratteristiche per poter essere
utilizzate in campo con successo. In particolare si deve evitare l’utilizzo di
specie alloctone, sia perché le condizioni dell’habitat potrebbero non coincidere
con le esigenze dell’organismo, sia perché una possibile “fuga” dalle camere
test potrebbe portare all’introduzione di specie aliene. Le abitudini alimentari e
comportamentali degli organismi devono inoltre essere compatibili con una
camera d’esposizione, oltre che con gli endpoints studiati (sviluppo, fertilità,
fecondità, ecc.) e con una profondità di studio della colonna d’acqua non
troppo elevata che permetta di semplificare il lavoro anche nel caso sia
necessario impiegare subacquei per collocare in loco le camere (Baudo et al.,
1999). Per questi motivi è stata scelta come specie test il riccio di mare
Paracentrotus lividus. I saggi di tossicità con echinoidi sono caratterizzati inoltre
da un’alta sensibilità e rilevanza ecologica. Ciò è dovuto essenzialmente al fatto
che vengono impiegati gli stadi più sensibili del ciclo di sviluppo come
fecondazione e sviluppo embrionale (Dinnel et al., 1988; Pagano et al., 1985). Gli
echinodermi sono animali con fecondazione esterna e sia gli embrioni che le
larve sono prive di protezioni. Di conseguenza il successo riproduttivo dipende
in larga misura dalle condizioni ambientali, le quali possono facilmente
influenzare le interazioni tra sperma e uovo durante la fecondazione e le
119

interazioni tra blastomeri e tessuti durante lo sviluppo embrionale (Kobayashi,
1984; Pinto et al., 1995; Arizzi Novelli et al., 2002). Per quanto riguarda l’area
mediterranea il riccio di mare Paracentrotus lividus presenta un periodo
riproduttivo più lungo rispetto alle altre specie, oltre ad avere molte
caratteristiche che lo rendono particolarmente adatto per l’applicazione in
campo ecotossicologico (Dinnel et al., 1988).
Riguardo all’endpoint, P. lividus viene utilizzato sia per test di spermiotossicità
(fecondazione) che di embriotossicità (sviluppo embrionale). Nel primo caso
vengono valutati gli effetti sulla fecondazione a seguito dell’esposizione dei
gameti maschili al contaminante. Per quanto riguarda il saggio di sviluppo
embrionale (72 ore d’esposizione) vengono considerati difetti dello sviluppo in
seguito all’esposizione dell’embrione a partire dalle prime divisioni dello
zigote (Arizzi Novelli et al., 2002), in particolare distinguendo gli embrioni
normoformati allo stadio di plutei quattro braccia che presentano
malformazioni scheletriche, del tratto digerente e/o delle braccia. In questo
studio è stato scelto il test di embriotossicità, in quanto la logistica per
l’esecuzione del test ed il periodo d’esposizione lo rendono particolarmente
adatto all’applicazione in situ.
L’obiettivo di questo studio è quindi quello di valutare l’applicabilità del
saggio di embriotossicità con P. lividus per il monitoraggio della colonna
d’acqua in zone marine costiere.
Materiali e metodi dei saggi in situ ed in laboratorio
I test in situ vengono eseguiti in generale isolando una porzione dell’ambiente
di studio che contiene gli organismi. Per ottenere questo risultato è prevista la
costruzione di una o più camere d’esposizione, dove gli organismi verranno
messi a contatto con la matrice ambientale da valutare. Queste ultime devono
essere opportunamente realizzate con volumi idonei e dotate di aperture
ricoperte da rete avente una maglia di dimensioni tali da permettere il ricambio
d’acqua e il mantenimento di buoni livelli di ossigeno all’interno della camera
(Clark, 1989; Sibley et al., 1999). Allo stesso tempo però la rete dovrà impedire
la fuoriuscita di organismi e l’ingresso di specie indigene, che rappresentano
potenziali predatori o competitori (Chappie e Burton, 1997; Davis et al., 1988;
Sibley et al., 1999).
I bioindicatori appartengono a un’ampia gamma di specie test, sia invertebrati
che vertebrati acquatici, e vengono impiegati al fine di misurare eventuali
effetti di sostanze tossiche. Gli organismi sono selezionati in base all’ambiente
presente nell’area di studio ed in funzione del periodo in cui si prevede che
avverrà il campionamento. Le risposte fornite dalle specie test consentiranno di
trarre conclusioni circa la tipologia di contaminanti presenti nell’ambiente
indagato.
120

L’obiettivo del presente studio è quello di verificare la fattibilità dell’esecuzione
di saggi biologici per acque marino-costiere nelle condizioni in situ. Al fine di
raggiungere questo obbiettivo, sono state eseguite contemporaneamente prove
in laboratorio, su campioni d’acqua prelevati in campo lungo il litorale
livornese, e prove in situ, nelle medesime stazioni di prelievo, ottimizzando la
struttura dei sistemi e la strategia di campionamento. In entrambe le situazioni
è stato condotto il saggio di embriotossicità con il riccio di mare Paracentrotus
lividus.
Saggi in laboratorio
La metodologia per quanto riguarda il saggio di laboratorio è stata sviluppata
in accordo con le procedure standard descritte in ASTM (2004), ICES (1997),
USEPA (1994, 1995, 2000) e dati di letteratura: Arizzi Novelli (2002), Volpi
Ghirardini et al. (2005), Lera et al. (2006).
Il saggio di embriotossicità consiste nell’esporre una soluzione di uova
fecondate a una matrice acquosa al fine di determinare una diminuzione nella
percentuale di plutei normoformati a 4 braccia dopo un tempo di 48/72 ore a
18°C±1.
Recupero dei gameti
L’emissione dei gameti è stata provocata tramite l’iniezione di 1 ml di KCl
attraverso la membrana peristomale e il successivo scuotimento meccanico
dell’animale per alcuni secondi. Tale trattamento stimola ulteriormente
l’emissione e aiuta a distribuire omogeneamente il KCl sulle gonadi. Sono stati
individuati almeno 3 maschi e 3 femmine, i cui gameti sono stati raccolti
separatamente. In particolare le uova sono state recuperate utilizzando dei
beaker da 50 ml riempiti d’acqua di mare filtrata e ponendo ciascuna femmina
al di sopra del beaker, con il poro genitale rivolto verso l’acqua. In seguito le
uova sono state selezionate per la loro qualità, tramite controlli al microscopio,
scartando le uova vacuolate, irregolari o troppo piccole. La selezione viene
facilitata eseguendo 3 lavaggi, per poi porre le uova all’interno di beaker da 1 l
con acqua di mare filtrata.
Per quanto riguarda la raccolta dello sperma questa è stata effettuata “a secco”,
vale a dire nelle stesse condizioni in cui usciva dal poro genitale (evitando
l’utilizzo di alcuna soluzione acquosa), tramite una pipetta Pasteur, e
conservato in una eppendorf.
121

Rapporto sperma/uovo
Vengono prelevati 100 μl della soluzione di uova che vengono contate su di un
vetrino da orologio fino ad ottenere una soluzione con 1000 uova/ml. La
concentrazione dello sperma raccolto viene determinata raccogliendo con una
micropipetta con puntale per liquidi viscosi 25 μl di sperma e ponendoli in un
cilindro graduato contenente 25 ml di acqua dolce. Si ottiene così una soluzione
con fattore di diluizione (FD) uguale a 100. Da tale soluzione, dopo averla
agitata ed aver atteso qualche minuto, sono state prelevate alcune gocce e poste
sul vetrino superiore di una camera di Thoma, affinché la soluzione spermatica
diffonda all’interno per capillarità. Dopo aver atteso circa 10 minuti che gli
spermatozoi sedimentassero è stato effettuato il conteggio mediante
microscopio ottico (40 x). In base a tale conteggio viene determinato il fattore di
diluizione dello sperma e il conseguente volume da aggiungere alla soluzione
di uova per raggiungere una concentrazione sperma/uova di 20.000:1
Esecuzione
Il test in laboratorio è stato eseguito in contemporanea rispetto alla
metodologia in situ e i campioni d’acqua prelevati al momento delle prove in
campo sono stati utilizzati per il saggio di laboratorio. Quest’ultimo ha
richiesto anche l’allestimento di un controllo negativo con acqua di mare
filtrata e un controllo positivo impiegando, oltre ai gameti immediatamente
prelevati dagli organismi in laboratorio, i gameti trasportati in campo e
riportati in laboratorio per valutare la risposta dei gameti a seguito dello stress
legato al “trasporto”. Tale valutazione è stata fatta utilizzando il tossico di
riferimento Cu(NO3)2 in saggi di spermiotossicità e di embriotossicità, con
successivo calcolo dell’EC50.
In particolare una volta preparata la soluzione di uova (1000 uova/ml) e
determinata la concentrazione dello sperma, i gameti tenuti ancora separati,
vengono trasportati sul campo. Qui viene fatta avvenire la fecondazione e
vengono prelevati i campioni d’acqua. Di conseguenza al rientro in laboratorio
sono stati utilizzati gli embrioni e le acque provenienti dal campo. Di
quest’ultime ne sono stati prelevati 10 ml per campione, ponendoli in piastre
sterili per coltura in polistirene a sei pozzetti con coperchio. Per ciascun
campione sono state allestite 3 repliche. In ciascun pozzetto si è aggiunto 1 ml
della soluzione di embrioni proveniente dal campo, sulla quale sono state
osservate le anomalie dello sviluppo dopo 72 ore, quando è stato raggiunto lo
stadio di pluteo a 4 braccia.
Per quanto riguarda invece il controllo positivo sono state utilizzate soluzioni a
concentrazioni crescenti di nitrito di rame (24, 48, 60 ,72 μg/l), allestite in
piastre sterili con 3 pozzetti per ciascuna concentrazione. Utilizzando tali
soluzioni è stato allestito sia il saggio di embriotossicità, con gli stessi embrioni
impiegati per valutare i campioni d’acqua, sia quello di spermiotossicità, con i
122

gameti portati sul campo e riportati in laboratorio senza far avvenire la
fecondazione. Nel primo caso è stato aggiunto 1 ml della soluzione di embrioni
a ciascun pozzetto, per poi fare le letture dopo 72 ore. Il saggio di
spermiotossicità è stato eseguito invece inserendo all’interno delle camere test
un numero definito di spermatozoi. Dopo un’ora di esposizione alla matrice
acquosa sono state aggiunte le uova e trascorsi altri 20 minuti il saggio è stato
bloccato con l’aggiunta di Lugol. Lo sperma e le uova, prima del loro
inserimento nelle camere test, sono stati conteggiati e diluiti fino al
raggiungimento di 1000 uova e un rapporto sperma/uovo di 15.000:1 in ogni
camera test. Successivamente è stata determinata la diminuzione di percentuale
di fecondazione al crescere della concentrazione del tossico e rispetto al
controllo negativo contenete acqua di mare filtrata.
Saggi in situ
Materiale impiegato in situ
Per consentire l’esposizione in situ nella colonna d’acqua degli embrioni di P.
lividus è stata appositamente costruita una “sonda biologica” (Fig. 1). Questa è
costituita da un supporto rigido sul quale sono inserite tre camere
d’esposizione contenenti gli embrioni. Non è stato impiegato nessun tipo di
materiale metallico, al fine di evitare l’ossidazione dovuta all’esposizione
prolungata all’acqua di mare.
In particolare il supporto, realizzato in PVC, è stato dotato di appositi fori, al
fine di fissarvi saldamente le camere utilizzando fascette in materiale plastico.
Ogni singola camera è di forma cilindrica e del volume di 50 ml (Fig. 1A). In
corrispondenza dell’estremità superiore è dotata di un’apertura alla quale è
applicata una rete con maglia di 55 μm. E’ cos ì possibile esporre alla matrice
ambientale il contenuto della camera senza però provocare la fuoriuscita degli
embrioni, visto che il diametro delle uova non fecondate è compreso tra gli 80 e
i 90 μm. La sonda così realizzata è stata legata ad un estremo a una struttura
emersa (bitta o anello a seconda del sito). La sonda biologica è stata mantenuta
a un metro di profondità, grazie al peso da 300 g che le conferiva un assetto
negativo e alla sagola dalla lunghezza appositamente regolata che la collega
alla costa mantenendola sollevata dal fondale. Nei siti dove per la morfologia
della costa non è risultato possibile fissare la sonda a una struttura fissa questa
è stata mantenuta a un metro di profondità bloccandola con un corpo morto e
un galleggiante. La messa in campo è stata compiuta tramite immersioni
subacquee.
123

Fig. 1 Fig. – Camera 1 – Camera d’esposizione (A) e (A) posizione e posizione in mare in mare della della sonda sonda biologica. biologica.
Prove Prove preliminari preliminari
Al fine Al fine di mettere di mettere a punto a punto la parte la parte metodologica sono sono state state eseguite eseguite alcune alcune
prove prove preliminari preliminari che, che, sebbene sebbene limitate limitate da un da punto un punto di vista di vista spazio-temporale
hanno hanno fornito fornito utili indicazioni utili indicazioni riguardo: riguardo:
• •l’eventuale l’eventuale presenza presenza di effetti di effetti tossici tossici dovuti dovuti ai materiali ai materiali da utilizzare da utilizzare nei saggi nei saggi
in situ in situ
• •la tipologia la tipologia della della sonda sonda biologica biologica e in particolare e in particolare della della camera camera di esposizione di esposizione
• •l’influenza l’influenza della della temperatura sulla sulla velocità velocità si sviluppo si sviluppo embrionale embrionale
Mentre Mentre la prova la prova dei materiali dei materiali è avvenuta è avvenuta in una in prima una prima fase fase di laboratorio, di laboratorio, la la
scelta scelta della della sonda sonda e delle e delle stazioni stazioni di campionamento di campionamento per la per prova la prova definitiva definitiva
sono sono avvenute avvenute in campo, in campo, in date in date successive. successive.
Prova Prova dei materiali dei materiali
Al fine Al fine di verificare di verificare la possibile la possibile presenza presenza di effetti di effetti tossici tossici dovuti dovuti ai materiali ai materiali
impiegati impiegati nella nella metodologia in situ in sono situ sono state state eseguite eseguite delle delle prove prove preliminari preliminari
in laboratorio. in laboratorio. Il test Il test di embriotossicità di embriotossicità è stato è stato condotto condotto utilizzando utilizzando come come
matrice matrice acqua acqua di mare di mare filtrata. filtrata. In particolare In particolare sono sono stati stati allestiti allestiti in parallelo in parallelo due due
saggi, saggi, uno uno condotto condotto con con i pozzetti i pozzetti normalmente impiegati impiegati nelle nelle procedure procedure
standard standard (3 repliche) (3 repliche) e l’altro e l’altro utilizzando utilizzando la sonda la sonda biologica biologica (con (con 6 camere 6 camere test) test)
da utilizzare da utilizzare in situ, in situ, posta posta in un in acquario un acquario nelle nelle medesime medesime condizioni. condizioni. Le prove Le prove
sono sono state state ripetute ripetute in 2 date in 2 date differenti differenti con un con nuovo un nuovo pool pool di gameti. di gameti. In questo In questo
124

modo è stato possibile orientare la scelta dei materiali, evitando il rischio di
confondere gli eventuali effetti di questi ultimi con le possibili differenze
dovute alle due metodologie d’esecuzione del saggio (laboratorio e situ).
Scelta della sonda biologica
Sono state effettuate 4 prove preliminari in situ, in 4 differenti date, con
l’obiettivo di progettare la sonda biologica che superasse tutte le criticità
emerse durante l’esposizione in mare. Durante la durata dell’intera fase
preliminare sono state testate 3 tipologie di camere test per valutare le
eventuali differenze nell’esposizione degli embrioni ai contaminanti
ambientali. La prima tipologia di camera è dotata di una sola apertura, del
diametro di 2,5 cm, in corrispondenza dell’estremità superiore. La seconda
tipologia presenta, oltre alla precedente “finestra”, una seconda apertura in
corrispondenza della superficie laterale del cilindro delle dimensioni di 1,5 x 4
cm. Infine la terza tipologia di camera prevede 2 finestre laterali di 1,5 x 4 cm e
una terza apertura in corrispondenza dell’estremità superiore. Tutte le aperture
sono state rivestite con una rete da plancton con maglia di 85 μm. Tale misura
impedisce la fuoriuscita delle uova fecondate e massimizza il ricambio d’acqua
all’interno della camera. Tutte le reti sono incollate con colla specifica per tubi e
raccordi in PVC rigido (Tangit), applicata esclusivamente sulla superficie
esterna delle camere. Come detto inizialmente, le camere sono fissate a un
supporto rigido in PVC, del diametro di 10 cm per 2 cm di altezza. Nelle ultime
2 date (29.11.2010 e 13.12.2010) sono state inoltre testate anche reti con maglie
di 55 μm, al fine di trovare il giusto compromesso tra ricambio d’acqua e
quantità di particolato all’interno delle camere. Tutte le sonde sono state fissate
alla riva e dotate di peso di 300 g, che dopo le prime prove si è dimostrato il
peso più idoneo.
Prove a diverse temperature
Le procedure standard per il test di embriotossicità (ASTM 2004; ICES 1997;
USEPA 1994, 1995, 2000) condotto in laboratorio prevedono una temperatura di
18°C±1. Nel Mar Ligure questa temperatura si raggiunge solamente in un
ristretto periodo alla fine della primavera e agli inizi dell’autunno (ai limiti del
periodo estivo). Appare quindi fondamentale, al fine di una confrontabilità con
le prove in situ, valutare l’applicabilità della metodologia anche a diverse
temperature, sia più basse, come avviene nel periodo invernale, sia più alte al
fine di valutare l’applicabilità delle prove nel periodo estivo. E’ noto l’effetto
ritardante delle basse temperature sullo sviluppo embrionale dei ricci di mare
(Beiras et al., 2001). Al fine di meglio calibrare le prove di campo sono state
quindi eseguite alcune prove di laboratorio a temperature differenti. In
particolare gli embrioni di P. lividus sono stati esposti secondo il saggio di
embriotossicità, alle temperature di 13, 18 e 24°C. Come variabile di risposta è
125

stato considerato il tempo nel quale una percentuale superiore al 70%
raggiunge lo stadio di pluteo a 4 braccia in un controllo negativo. Come matrice
è stata utilizzata acqua di mare filtrata e le diverse temperature sono state
ottenute tramite l’utilizzo di camera e bagni termostatati. Le prove sono state
ripetute in 7 date differenti e per ciascuna combinazione dei fattori tempo ed
esposizione sono state allestite 3 repliche. La verifica del livello di sviluppo
veniva eseguita ogni 24h. Come sopra accennato, le diverse temperature sono
state scelte in funzione della variabilità stagionale. In particolare la temperatura
di 13°C è paragonabile a quella media delle aree costiere del litorale livornese
nel periodo invernale, 18°C è la temperatura prevista dalle procedure standard,
mentre 24°C è una temperatura che in mare si raggiunge esclusivamente nel
periodo estivo.
Prove definitive
Al termine di questa prima serie di prove è stata concepita la sonda biologica
definitiva. Come per le prove preliminari è stato eseguito in parallelo il saggio
di laboratorio e il controllo positivo con i gameti trasportati in campo e riportati
in laboratorio per valutare un possibile stress legato al trasporto. In particolare
una volta arrivati al sito oggetto di studio viene prelevato il giusto volume di
sperma e trasferito dalla eppendorf al beaker contente le uova, agitando e
aspettando 20 minuti in modo da essere sicuri che la fecondazione sia
avvenuta. Intanto sono state disposte le camere d’esposizione già aperte e al
termine dei 20 minuti 50 ml della soluzione di uova fecondate vengono iniettati
all’interno delle camere, le quali sono già predisposte per essere posizionate in
mare. Appena conclusa l’operazione le repliche vengono contemporaneamente
calate e bloccate in acqua. A questo punto, attraverso l’uso della sonda
multiparametrica Eutech Instruments PCD 650, vengono registrati
temperatura, salinità, pH e ossigeno disciolto nel punto di campionamento.
Viene inoltre preso un campione di acqua di mare da riportare in laboratorio.
Tale operazione è sempre stata fatta tassativamente entro un’ora dalla
fecondazione, per essere sicuri che l’esposizione alla matrice avvenisse sempre
prima della prima divisione cellulare dell’embrione. A tal fine sono state
opportunamente preparate 2 aliquote di gameti provenienti dallo stesso pool e
portate sul campo, in modo da utilizzare, sia in campo che in laboratorio, zigoti
che non abbiano mai raggiunto la prima divisione. Infine una parte di gameti è
stata mantenuta separata in campo, per poi essere riportata in laboratorio, in
modo da verificare un possibile stress dovuto al trasporto.
Le prove sono state svolte sia durante il periodo invernale che quello estivo. E’
stato allestito in parallelo anche un controllo di laboratorio a 13°C per l’inverno
e a 24°C per l’estate. Una volta che gli embrioni esposti a questa temperatura
hanno raggiunto lo stadio di pluteo 4 braccia sono stati recuperati i campioni in
campo. Il contenuto delle camere di esposizione viene trasferito sul campo in
contenitori da urina sterili e immediatamente bloccato con Lugol. Tali soluzioni
vengono poi disposte all’interno di contenitori di polistirolo, pronte per essere
126

trasportate in laboratorio per le letture dei dati. In questa occasione è stata
inoltre ripetuta la lettura dei parametri ambientali (temperatura, salinità, pH e
ossigeno disciolto), i cui valori verranno successivamente mediati con quelli
rilevati al momento della messa in acqua della sonda biologica.
Scelta delle stazioni sperimentali e frequenza delle prove
Il disegno sperimentale ha previsto l’allocazione delle sonde biologiche in 5
diversi siti (Fig. 2). In particolare i siti 6 (43° 33’ 52.88’’ N -10° 18’ 08.12’’ E) e 1
(43° 33’ 45.00’’ N - 10° 17’ 55.00’’ E) sono situati all’interno del porto di Livorno
e in particolare nella Darsena Petroli. Tali siti in analisi precedenti avevano
mostrato alti livelli di contaminazione. Anche il sito 4 (43° 32,918’ N, 10° 17,882’
E ) si trova all’interno dell’area portuale, nel Porto Mediceo. Questa risulta
essere una zona fortemente antropizzata, ma con ricambio d’acqua e distanza
da attività industriali maggiori rispetto alla Darsena Pertoli. Il sito 5
(43°31'30.70"N - 10°18'29.62"E.), allocato fuori dal porto e più precisamente
nella zona militare dell’Accademia Navale, in un’area relativamente lontana
dalle acque portuali e riparata dal moto ondoso grazie alla presenza di barriere
frangiflutti.
Infine il sito 7 (43°25'37.10"N, 10°23'48.27"E ) si trova sulla costa rocciosa sud di
Livorno (Località Fortullino) lontano da evidenti fonti di contaminazione ed è il
sito usualmente utilizzato per il prelievo degli organismi test. In ciascun sito
sono state immerse tre sonde biologiche, ognuna delle quali è costituita da 3
camere.
127

1 6
4
5
Darsena Petroli
Livorno
Porto Mediceo
Accademia Navale
128
Fortullino
Fig. 2 – Localizzazione delle stazioni oggetto dell’indagine
7

Risultati e valutazione dei saggi biologici in situ ed in laboratorio con il
riccio di mare P. lividus
Prove preliminari
In questo paragrafo sono riportati i risultati delle prove effettuate nella prima
parte del progetto che hanno fornito utili indicazioni riguardo i materiali, i
metodi e i siti campione da utilizzare per il successivo confronto tra saggi di
embriotossicità in situ e in laboratorio.
Prova dei materiali
I risultati dei saggi di embriotossicità (Fig. 3) allestiti con piastre sterili (n=6) e
utilizzando la sonda biologica (n=12), confrontati mediante un test t, hanno
manifestato valori confrontabili tra i due test (t = 1.133, 16 g.l., P>0.05), a
dimostrazione che non vi sono differenze dovute alla natura delle camere
d’esposizione dove viene condotto il saggio.
129

Prove a diverse temperature
I risultati hanno mostrato un raggiungimento dello stadio di pluteo 4 braccia
superiore (o uguale) al 70% e inferiore (o uguale) al 90% a tutte le temperature,
dopo tempi diversi. In particolare, dalle 7 prove effettuate emerge che: a 13°C il
tempo medio impiegato è compreso tra 96 e 120 h, a 18°C tra 48 e 72 h e a 24°C
tra 24 e 48 h, ricordando che le osservazioni sono state eseguite ad intervalli di
24 h. Emerge quindi l’assenza di effetti tossici sullo sviluppo embrionale a
carico delle temperature impiegate, e piuttosto un’influenza sulla velocità dello
sviluppo larvale. Questi dati costituiscono un’utile indicazione per
l’esecuzione di prove di campo sia durante l’inverno che in estate, stagione in
cui generalmente cessa l’emissione dei gameti.
Scelta della camera d’esposizione
La scelta della tipologia di camera definitiva, con un'unica apertura con rete di
maglia 55 μm, oltre l’elaborazione dei risultati ottenuti, è stata dettata
soprattutto da esigenze pratiche. Infatti le camere inizialmente utilizzate con 2 e
3 aperture presentavano al loro interno elevate quantità di materiale
particellato che rendeva molto complessa la localizzazione e il conteggio degli
embrioni. Tale effetto si riduceva drasticamente nelle camere con una sola
apertura e soprattutto con la successiva scelta della rete con maglia da 55 μm.
Tale misura garantisce comunque il ricambio d’acqua ed è maggiormente
confrontabile con quella impiegata in studi di letteratura (20 – 30 μm), che
hanno valutato lo sviluppo embrionale di altri organismi esposti in situ alla
colonna d’acqua (Beiras et al., 2001; Geffard et al., 2001).
Prove definitive
I risultati dei test di spermiotossicità, dopo l’eventuale stress dovuto al
trasporto dei gameti in campo, sono riportati in figura 4. Vengono riportate
anche le EC50 relative ad alcune prove aggiuntive eseguite in situ nel
medesimo periodo di studio. I valori di EC50 si confermano in linea con quelli
della carta di controllo del laboratorio (21,69 - 68,18 µg/l; Sartori, com.pers.),
rilevando quindi l’assenza di uno stress dei gameti dovuti al trasporto.
130

Vengono adesso riportati i risultati delle prove effettuate nella fase centrale del
progetto, al fine di confrontare i saggi di embriotossicità in situ ed in
laboratorio, nei siti selezionati (1, 4, 5, 6, 7 controllo di campo), nelle differenti
date.
Prima prova
Dopo 72 ore i plutei presenti nei campioni delle stazioni della Darsena Petroli
(1 e 6) hanno mostrato evidenti malformazioni (Fig. 5); i valori delle barre delle
prove in situ corrispondono al valore medio di tutte le repliche con le differenti
camere test. I risultati delle prove hanno fornito inoltre dati confrontabili con
quelli ottenuti in laboratorio.
131

Seconda prova
In questa prova, tutti i saggi di laboratorio non differiscono significativamente
dal controllo (Fig. 6). I saggi in situ (7, 5), risultano significativamente minori
del controllo di laboratorio. Il confronto tra le prove in laboratorio e in campo
nella medesima stazione, evidenzia differenze altamente significative. Da
rilevare che la percentuale di embrioni normoformati nella stazione 7 del
Fortullino (considerato un controllo di campo), è comunque superore al 70%
(valore generalmente considerato come limite per le acque di controllo del test).
Terza prova
132
7 5
I saggi in situ risultano significativamente minori del controllo in laboratorio: la
stazione 7 del Fortullino con percentuali di poco inferiori al 70%, mentre la
stazione 4 del Porto Mediceo mostra assenza di plutei normoformati (Fig. 7).
Il confronto tra le prove in laboratorio e in campo evidenzia differenze
altamente significative.

Quarta prova
133
7 4
Fig. 7 – Percentuale di embrioni normoformati (media ± ES) in condizioni di
laboratorio e in situ. Gli asterischi indicano differenze significative (* p < 0.5; **
p < 0.01) tra controllo e
campioni.
In questa prova non vi sono differenze tra le prove condotte in laboratorio ed in
situ (Fig. 8).
7 4
Fig. 8 – Percentuale di embrioni normoformati (media ± ES) in condizioni di
laboratorio e in situ. Gli asterischi indicano differenze significative (* p < 0.5; ** p <
0.01) tra controllo e campioni.

Quinta prova
In questa ultima, per quanto riguarda il confronto laboratorio-situ, non vi sono
differenze significative nella stazione 4 (valori superiori al 70%), mentre la 7
mostra valori significativamente più bassi in situ, anche se risultano essere
attorno alla soglia del 70% (Fig. 9).
134
7 4
Fig. 9 – Percentuale di embrioni normoformati (media ± ES) in condizioni di
laboratorio e in situ. Gli asterischi indicano differenze significative (* p < 0.5;
** p < 0.01) tra controllo e campioni.
In Fig. 10 sono riportati per ciascun sito indagato nello studio i valori di campo
e i valori di laboratorio mediati su tutte le 4 date di campionamento.
Dall’istogramma si osserva che i valori medi sono più bassi nei saggi condotti
in situ rispetto a quelli di laboratorio. Le minori differenze si osservano nei siti
portuali 1 e 6 e in 7, il quale presenta una media superiore alla soglia del 70%,
confermandosi come sito di controllo in mare e dimostrandosi la stazione che
concorda maggiormente con i dati di laboratorio. I risultati mostrano quindi
evidenti effetti, sia in situ che in laboratorio, delle acque delle stazioni 1 e 6
situate all’interno della Darsena Petroli. Tutta quest’area risulta infatti
fortemente antropizzata, riconosciuta sulla base della L. 137/97 come “area
critica da elevata concentrazione di attività industriali”, poi Sito di Interesse
Nazionale (SIN) ai fini della bonifica. A conferma dei risultati ottenuti, le
analisi precedenti in questa specifica area portuale avevano mostrato alti livelli
di contaminazione della colonna d’acqua (Pellegrini, com. pers.). In particolare,
ad esempio, nei mitili impiegati per il mussel watch, è stato osservato un alto
bioaccumulo di metalli come Cr, Cu e Zn, di idrocarburi policicilici aromatici
ad alto peso molecolare (tipici di attività industriali), oltre a un disturbo
biologico rilevato dall’analisi dei biomarkes.
Il sito 4, nel Porto Mediceo, è allocato in un’area portuale meno compromessa e
mostra valori medi significativamente più bassi in campo rispetto al

laboratorio. Lo stesso vale per il sito 5 dell’Accademia Navale dove i valori in
situ risultano significativamente minori rispetto al saggio di laboratorio e, a
differenza di quest’ultimo, sono inferiori al 70%.
La maggiore confrontabilità è presente invece per la stazione 7 del Fortullino,
sito utilizzato come controllo e sito “nativo” degli organismi utilizzati. Tale sito
si è confermato come reale controllo in mare, presentando un valore medio dei
test in situ superiore al 70%. I valori mediati tra le date hanno mostrato una
quantità maggiore di embrioni normoformati in condizioni di laboratorio
rispetto a quelli ottenuti tramite l’esposizione in situ.
Fig. 10 – Percentuale di embrioni normoformati (media ± ES) in condizioni di laboratorio e in situ. Gli asterischi indicano differenze significative (**
p < 0,01) tra campioni in laboratorio e in situ.
Fig. 11 – Percentuale d’effetto (media ± ES) in condizioni di laboratorio e in situ. Gli asterischi indicano differenze significative (** p < 0,01) tra
campioni in laboratorio e in situ.
135

La Fig. 11 si riferisce al confronto delle percentuali d’effetto mediate su tutte le
date di campionamento (±ES), messe in relazione al grado di tossicità utilizzato
nel manuale ICRAM-ISPRA (2007) in condizioni di laboratorio e in situ.
Parametri chimico-fisici della colonna d’acqua
I valori di temperatura, pH, salinità e ossigeno disciolto sono riportati nella
tabella 1.
Tabella 1 – Valori medi dei parametri chimico-fisici osservati in ogni data per
tutti i siti
PARAMETRI
SITO DATA T (°C) S (‰) pH O2
(% saturazione)
Solidi sospesi (mg/l)
1 25/05/2010 18,3 38 8,4 75,2 -
18/11/2010 17,3 38 8,3 84,1 -
29/11/2010 17,0 37,5 8,5 86,5 -
13/12/2010 15,6 39 8,4 88,7 -
6 25/05/2010 18,3 36 8,4 75,2 -
18/11/2010 17,2 38 8,3 78,4 -
29/11/2010 17,1 38 8,5 81,8 -
13/12/2010 15,5 39 8,4 80,3 -
4 10/05/2011 17,1 38 8,4 101,2 -
20/05/2011 18,0 38 8,3 107,4 -
10/07/2011 24,9 38,5 8,5 102,8 -
5 18/11/2010 16,9 37 8,4 113,2 -
07/03/2011 11,8 36 8,3 110,3 -
7 25/01/2011 13,1 39 8,3 103,6 -
15/02/2011 13,3 38 8,3 110,3 -
21/02/2011 13,2 38,5 8,4 107,4 -
07/03/2011 13,2 38 8,5 115,6 3,4
136

Valutazioni conclusive
Nonostante alcuni studi di letteratura abbiano rilevato differenze non
significative tra dati di campo e di laboratorio (DeWitt et al, 1999; Kater et al.,
2001; Castro et al., 2003), in numerosi altri casi, in accordo con quanto osservato
anche nel presente lavoro, i saggi biologici condotti in situ hanno rilevato livelli
di tossicità maggiore rispetto alle prove di laboratorio (Sasson-Brickson e
Buron, 1991; Pereira et al., 1999; Moreira et al., 2002,; Anderson et al., 2004;
Burton et al., 2005; Salamanca et al., 2009).
Questi risultati non dipendono da un artefatto dovuto alla metodologia in situ,
visto che nelle stesse date di campionamento e con lo stesso pool di gameti si
sono ottenuti buoni risultati nelle prove di campo condotte nel sito di controllo
(7). Le minori percentuali osservate in situ possono essere spiegate da molti
fattori che operano nell’ambiente naturale e che risultano difficilmente
controllabili, anche a causa della loro variabilità spaziale e temporale, molto
più elevata in campo rispetto alle condizioni “standard” di laboratorio (Pereira
et al., 1999). In particolare anche alcuni fattori di stress ambientale, noti con il
termine di confounding factors, possono interferire in modo rilevante sulla
variazione del segnale biologico. Alcuni autori individuano temperatura,
salinità, pH, ossigeno, potenziale redox, irraggiamento, idrodinamismo, come
alcuni dei possibili confounding factors che operano in condizioni di campo
(Baudo et al., 1999; Anderson et al., 2004; Salamanca et al., 2009). Per quanto
riguarda il presente studio, in tutti i siti e in tutte le date non sono state
riscontrate sostanziali variazioni dei parametri chimico-fisici analizzati
(temperatura, salinità, pH, ossigeno disciolto), ancorchè misurati ad inizio e
fine test. In particolare per la temperatura, sono stati considerati gli effetti della
variazione stagionale mediante le specifiche prove di laboratorio.
Dalle osservazioni della presente ricerca, tra i possibili fattori di stress ha
probabilmente un ruolo importante anche l’idrodinamismo. Difatti un aumento
del moto ondoso può sottoporre la sonda biologica a un elevato stress
meccanico. Inoltre un effetto indiretto sugli embrioni consiste nell’aumento
della risospensione di particellato ad opera delle mareggiate, con conseguente
aumento della probabilità d’interazione con i contaminanti eventualmente
presenti nei sedimenti e possibile modificazione di alcuni parametri chimicofisici
della colonna d’acqua.
La risposta di campo della specie test risulta influenzata quindi da tutte le
interazioni tra i fattori di stress, di tipo sia chimico che fisico, che avvengono
nel sito d’esposizione (Baudo et al., 1999). Di conseguenza i risultati osservati
sullo sviluppo larvale di P. lividus nelle condizioni di campo potrebbero
dipendere da eventi di stress/contaminazione avvenuti durante il periodo
d’esposizione e non identificabili all’inizio della prova.
A conclusione di questo studio possiamo evidenziare i seguenti principali
vantaggi della metodologia in situ:
• la specie utilizzata e in particolare il saggio di embriotossicità, si è rivelato
“sensibile” e logisticamente “idoneo” per studi di questo tipo;
137

• sono stati integrati nel tempo gli effetti della presenza di eventuali tossici e
delle loro interazioni con altri fattori ambientali, permettendo
un’interpretazione più realistica dello “stato” dei siti oggetti di studio,
confermando la scelta del sito di raccolta degli organismi quale sito di
controllo a mare;
• l’impiego dei materiali utilizzati, senza costi ulteriori rispetto al classico
approccio di laboratorio, non comporta particolari risorse economiche
aggiuntive.
Tuttavia sono emerse anche alcune criticità, soprattutto da un punto di vista
logistico:
• maggiore impiego di tempo legato alla conduzione delle prove in campo;
• necessità di condizioni meteo-marine non eccessivamente perturbate nell’area
di studio e durante il periodo d’esposizione, in particolare nel momento della
messa in campo e del recupero della sonda biologica;
• rischio di furti o danneggiamento dei materiali.
In aggiunta, nel corso dello studio sono emerse alcune difficoltà dovute alla
carenza di studi di confronto e di protocolli standardizzati. Ciò ha accresciuto
l’impegno nell’esecuzione delle prove. In quest’ottica, il presente studio,
costituisce un primo passo verso un possibile sviluppo di metodi standard che
facilitino una maggiore diffusione dell’approccio in situ.
4.1.3 Gli accumulatori passivi di metalli pesanti (CIBM: Rossana Scerbo,
Corrado Barghigiani)
Anche nella colonna d'acqua, come nei sedimenti, mobilità, biodisponibilità e
tossicità degli elementi in traccia sono determinate dalla speciazione. Per una
corretta valutazione della qualità ambientale è quindi importante poter
determinare la concentrazione della diverse specie chimiche con cui questi
contaminanti sono presenti ed effettuare misure integrate nel tempo,
superando così il problema della limitatezza dell'informazione legato alle
misure puntiformi.
Nel 1994 Davison e Zhang dell'università di Lancaster hanno messo a punto la
tecnica dei DGT (Diffusive Gradients in Thin films), accumulatori passivi per lo
studio della speciazione degli elementi in traccia nelle acque naturali (Davison
e Zhang 1994). Questa tecnica consente, mediante l'esposizione in situ degli
accumulatori, la misura della frazione disciolta dei metalli, considerata la più
rappresentativa della frazione potenzialmente biodisponibile.
Il periodo di esposizione può variare da poche ore ad alcuni mesi a seconda del
livello di contaminazione delle acque da monitorare. Oltre al vantaggio di
fornire una misura integrata nel tempo, la preconcentrazione sui DGT degli
elementi in traccia consente di superare le difficoltà dovute al fatto che spesso
138

questi contaminanti sono presenti nelle acque in concentrazioni vicine ai limiti
di quantificazione delle tecniche analitiche.
I DGT sono dispositivi in plastica costituiti da una base circolare su cui è
inserita una capsula cilindrica contenente una resina immersa in un sottile
strato di gel. La capsula presenta un'apertura circolare (finestra) esposta al
mezzo acquoso e protetta da un filtro.
Fig. 1. DGT.
Quando i DGT vengono immersi in acqua i metalli presenti nella frazione
disciolta in forma ionica o come complessi labili sia inorganici che organici
diffondono attraverso il gel e si legano alla resina. Il flusso di ioni di ciascun
metallo attraverso il gel (J) è dato dall'equazione della prima legge di Fick, dove
D è il coefficiente di diffusione, C la concentrazione del metallo nel mezzo
acquoso e ∆g lo spessore dello strato di gel.
J = D C/∆g
Al termine del periodo di esposizione i DGT vengono recuperati e la resina
eluita in acido nitrico. La soluzione così ottenuta viene analizzata per
determinare la quantità di metalli accumulata dai DGT (indicata con M) da cui
è possibile calcolare la concentrazione dei metalli nell'ambiente (C) come
riportato nell’equazione seguente, conoscendo il tempo di esposizione (t), i
coefficienti di diffusione alla temperatura dell'acqua durante l'esposizione (D) e
la superficie della finestra (A).
C = M ∆g/ DtA
139
Finestra
Capsula
Base

La relazione tra la quantità di metalli accumulata dai DGT e la concentrazione
in ambiente acquatico è stata verificata in laboratorio da Zhang e collaboratori e
ben documentata in bibliografia (Davison e Zhang 1994; Zhang e Davison ,
1995; Zhang et al., 1996; Twiss e Moffett, 2002).
Zhang e collaboratori hanno anche calcolato i coefficienti di diffusione dei
metalli in un ampio range di temperature (DGT Research Ltd, Lancaster, UK).
Le specie chimiche che si accumulano sui DGT, in particolare i complessi sia
inorganici che organici, vengono selezionati in base alle dimensioni molecolari
e alle cinetiche di dissociazione (Zhang et al., 2000; Zhang et al., 2001).
Esistono diversi tipi di gel di diffusione che differiscono per la dimensione dei
pori: generalmente vengono usati gel di poliacrilammide con pori di
dimensioni > 5 nm, che possono essere attraversati dagli ioni liberi e dai
complessi inorganici e organici di piccole dimensioni. Restano esclusi il
materiale particolato e la frazione colloidale che pertanto non vengono
accumulati dai DGT.
Esistono anche gel con dimensioni dei pori < 1 nm che consentono l’accumulo
sulla resina, e quindi la misura, della sola frazione inorganica.
Un’ulteriore selezione viene fatta sulla base delle cinetiche di dissociazione dei
complessi a cui sono legate le specie chimiche da misurare. I complessi in cui
sono presenti i metalli devono dissociarsi mentre diffondono attraverso il gel
perché i metalli si possano legare alla resina; per questo motivo saranno
misurati soltanto i complessi labili, con tempi di dissociazione sufficientemente
brevi, che generalmente corrispondono al tempo necessario agli ioni metallici
per attraversare lo strato di gel (circa 1 minuto) (Forsberg, 2005). Tra questi
sono compresi ad esempio i complessi tra metalli e acidi fulvici mentre sono
esclusi complessi più stabili, come quelli con l’EDTA.
Sono disponibili anche diversi tipi di resine per analizzare, oltre agli elementi
in traccia, altre specie chimiche come fosfati, solfuri e radionuclidi (DGT
Research Ltd, Lancaster, UK).
I DGT possono essere utilizzati in quasi tutti gli ambienti acquatici, dalle acque
naturali (laghi, estuari, acque marine) agli scarichi industriali, in quanto la loro
risposta rimane inalterata in un ampio range di valori di forza ionica e pH.
Funzionano correttamente in acque con concentrazioni saline comprese tra 1 M
e 1mM, valori che includono praticamente tutte le acque naturali. Alcuni dati di
letteratura riportano modificazioni delle risposte in soluzioni estremamente
diluite, con valori di forza ionica inferiori a 10 -4 M (Denney et al., 1999; Alfaro-
De la Torre et al., 2000; Peters et al., 2003).
Per quanto riguarda il pH a valori inferiori a 5 gli ioni idrogeno possono
entrare in competizione con i metalli per i siti di legame alla resina, con effetti
diversi a seconda della loro maggiore o minore affinità per quest’ultima. Il
rame ad esempio presenta una forte affinità per la resina e può essere misurato
correttamente anche a valori di pH intorno a 2, mentre gli altri metalli in genere
non vengono misurati a pH inferiori a 3,5. A valori superiori a 10-11 i DGT non
140

vengono utilizzati perché in queste condizioni si può alterare la struttura del
gel di diffusione (Gimpel et al., 2001).
La temperatura è un parametro molto importante per il funzionamento dei
DGT in quanto fa variare i valori dei coefficienti di diffusione dei metalli
(Larner et al., 2006). E' necessario quindi effettuare misure di questo parametro
durante il periodo di esposizione dei DGT. Le variazioni di temperatura
comunque hanno effetto solo sui coefficienti di diffusione e non sulla struttura
o le caratteristiche chimiche del gel (DGT Research, 2002).
Un altro parametro importante è l’idrodinamismo: i DGT non vanno
posizionati in zone soggette ad eccessivo moto ondoso ma nemmeno in acque
stagnanti. Il corretto funzionamento di questi dispositivi richiede una corrente
con una velocità minima di 0,02 m/s (Forsberg, 2005).
Il tempo di esposizione, come già detto, può variare da alcune ore ad alcuni
mesi; l’impiego dei DGT consente quindi sia la misura istantanea delle
concentrazioni dei metalli in seguito a sversamenti accidentali o altri episodi,
sia la misura dei livelli medi integrati in un ampio arco di tempo in aree da
sottoporre a controlli ambientali.
La capacità di accumulo dei DGT è limitata dalla capacità della resina di legare
i metalli. Generalmente la capacità della resina consente fino a 3 mesi di
esposizione in acque costiere moderatamente contaminate prima di giungere a
saturazione (Davison e Zhang, 1994).
Negli ultimi 15 anni sono stati effettuati numerosi studi, nei quali l’accumulo
nei DGT degli elementi in traccia è stato confrontato con la risposta biologica (
bioaccumulo, effetti tossici) di organismi appartenenti a specie diverse, sia
animali che vegetali (Davison et al., 2000; Forsberg, 2005; Schintu et al., 2008,
Schintu et al., 2010; Andersen et al., 2009).
Nel presente studio l’accumulo nei DGT è stato confrontato con il bioaccumulo
nei mitili e con effetti tossici e genotossici valutati mediante l’impiego di
biomarker e saggi ecotossicologici in situ.
Stazioni di campionamento
I DGT sono stati posizionati nelle stesse stazioni (Darsena Petroli, Canale
Scolmatore, Accademia Navale e Porto Mediceo) dove sono stati eseguiti lo
studio dei biomarker in cellule di Mytilus galloprovincialis e i saggi in situ con
embrioni di Paracentrotus lividus. In queste stazioni, con esclusione della
Darsena Petroli, è stato studiato anche il bioaccumulo nei mitili, che nel Porto
Mediceo ha riguardato sia la popolazione naturale che gli organismi
trapiantati.
Per il posizionamento dei DGT sono stati scelti punti sufficientemente riparati
dal moto ondoso ma caratterizzati da una leggera corrente, con profondità
compresa tra 2 e 5 metri e possibilmente vicini ad una banchina o, nel caso
141

dell’Accademia, ad un tratto di scogliera. E’ stata utilizzata una cima ancorata
al fondale con un corpo morto e legata con l’altra estremità, dove possibile, alla
banchina. I DGT sono stati legati alla cima con un filo di nylon a circa 0,5-1
metro di profondità dalla superficie dell’acqua.
La temperatura è stata misurata al momento del posizionamento, ad intervalli
regolari durante il periodo di esposizione e al momento del recupero dei DGT.
Alla fine del periodo di esposizione i DGT sono stati recuperati, sciacquati con
acqua MilliQ e posti singolarmente in contenitori di plastica.
Materiali e metodi
In questo studio sono stati usati DGT per l’accumulo dei metalli con resina tipo
Chelex 100, gel di diffusione con pori > 5 nm e spessore di 0,82 mm, finestra di
3,14 cm 2 e filtro di acetato di cellulosa da 0,45 m con spessore di 0,14 mm.
In laboratorio le capsule in plastica sono state aperte con un cacciavite e la
resina è stata immersa per almeno 24 ore in 1 ml di acido nitrico 1M; la
soluzione così ottenuta è stata analizzata per la determinazione dei metalli in
traccia.
Le analisi di cadmio e piombo sono state eseguite in spettrometria di
assorbimento atomico utilizzando uno Spectra AA 240 FS della Varian con
fornetto di grafite e correzione del background mediante effetto Zeeman. Per le
analisi di rame e nichel è stato utilizzato uno spettrometro di emissione a
plasma 720-ES della Varian.
Risultati
Una prima serie di prove ha riguardato la messa a punto dei tempi di
esposizione dei DGT. Dopo alcune prove con tempi diversi i DGT sono stati
esposti nelle 4 stazioni studiate per 14 e 28 giorni. Le prove sono state effettuate
nel mese di marzo; in ciascuna stazione sono stati posizionati 5 DGT per
ciascun periodo di esposizione. Nella stazione Darsena Petroli non sono stati
ritrovati i DGT con tempo di esposizione di 28 giorni, per cui si sono ottenuti
solo i dati relativi all’accumulo in 14 giorni. I risultati sono riportati in fig. 2.
Come si può vedere le concentrazioni dei metalli sono risultate abbastanza
simili nelle due prove a tempi di esposizione diversi, ed è stata ottenuta anche
una buona ripetibilità dei risultati delle 5 repliche, come indicato dalle barre di
errore. Nella prova a 28 giorni sono risultate leggermente più elevate le
concentrazioni di Pb e Cd nel Canale Scolmatore e decisamente più elevata la
concentrazione di Cu nel Porto Mediceo.
142

250,00
200,00
150,00
100,00
50,00
0,00
1600,00
1400,00
1200,00
1000,00
800,00
600,00
400,00
200,00
0,00
1200,00
1000,00
Accademia Navale
14 giorni 28 giorni
Ni 180,53 170,84
Cu 110,11 93,62
Pb 7,08 7,50
Cd 2,37 3,77
800,00
600,00
400,00
200,00
Canale Scolmatore
14 giorni 28 giorni
Ni 1496,20 1415,44
Cu 367,38 355,58
Pb 3,68 5,61
Cd 4,89 7,08
0,00
Porto Mediceo
14 giorni 28 giorni
Ni 294,47 293,22
Cu 759,56 1055,63
Pb 19,44 17,50
Cd 5,39 5,69
143

300,000
250,000
200,000
150,000
100,000
50,000
0,000
Ni
Cu
Pb
Cd
Darsena Petroli
14 giorni
251,664
191,176
Fig. 2. Concentrazioni di Ni, Cu, Pb e Cd (ng/l) misurate con i DGT nelle
stazioni sperimentali dopo 14 e 28 giorni di esposizione. Le prove sono state
eseguite nel mese di marzo 2011.
L’aumento delle concentrazioni di Pb e Cd nel Canale Scolmatore e di Cu nel
Porto Mediceo nella prova con tempo di esposizione più lungo è probabilmente
da attribuirsi all’incremento delle attività cantieristiche che si svolgono
nell’area dove sono state scelte le due stazioni, dovuto alla ripresa delle attività
dei cantieri prima dell’inizio della stagione estiva. E’ noto infatti che il cadmio è
presente nelle vernici, il piombo nelle vernici antiruggine e il rame in quelle
antivegetative.
I risultati delle prove condotte a 14 e 28 giorni sono riportati anche in fig. 3 in
scala logaritmica, per consentire la visibilità delle barre che indicano le
concentrazioni di Pb e Cd notevolmente inferiori a quelle di Ni e Cu.
1000,00
100,00
10,00
1,00
144
8,999
2,883
Accademia Navale
14 giorni 28 giorni
Ni 180,53 170,84
Cu 110,11 93,62
Pb 7,08 7,50
Cd 2,37 3,77

10000,00
100,00
1,00
10000,00
100,00
Canale Scolmatore
14 giorni 28 giorni
Ni 1496,20 1415,44
Cu 367,38 355,58
Pb 3,68 5,61
Cd 4,89 7,08
1,00
1000,000
100,000
10,000
1,000
Porto mediceo
14 giorni 28 giorni
Ni 294,47 293,22
Cu 759,56 1055,63
Pb 19,44 17,50
Cd 5,39 5,69
Ni
Cu
Pb
Cd
Darsena Petroli
14 giorni
145
251,664
191,176
Fig. 3. Concentrazioni di Ni, Cu, Pb e Cd (ng/l) misurate con i DGT nelle
stazioni sperimentali dopo 14 e 28 giorni di esposizione. Le prove sono state
eseguite nel mese di marzo 2011. I grafici sono in scala logaritmica.
8,999
2,883

In fig. 4 sono riportate, sempre in scala logaritmica, le concentrazioni dei
metalli misurate nelle 4 stazioni dopo 14 giorni di esposizione, in modo da
poter confrontare anche i dati ottenuti nella Darsena Petroli.
Come si può vedere nel Canale Scolmatore è stata trovata la concentrazione più
elevata di Ni e nel Porto Mediceo le concentrazioni più elevate di Cu e Pb,
probabilmente a causa della presenza di un elevato numero di imbarcazioni da
diporto. L'Accademia Navale mostra le concentrazioni più basse di Ni, Cu e
Cd, con valori intermedi di Pb.
10000,00
1000,00
100,00
10,00
1,00
Accademia N. C. Scolmatore Porto Mediceo Darsena Petroli
Ni 180,53 1496,20 294,47 251,664
Cu 110,11 367,38 759,56 191,176
Pb 7,08 3,68 19,44 8,999
Cd 2,37 4,89 5,39 2,883
Fig. 4. Concentrazioni di Ni, Cu, Pb e Cd (ng/l) misurate con i DGT nel mese di
Marzo 2011 dopo 14 giorni di esposizione. Il grafico è in scala logaritmica.
Dal punto di vista normativo il D.M. 367/2003 e il D.lgs 152/2006 riportano
standard di qualità nella colonna d’acqua soltanto per alcuni elementi in
traccia, e si tratta comunque di concentrazioni molto più elevate di quelle
misurate nel nostro studio. Confrontando i risultati ottenuti con i dati di
letteratura relativi a studi condotti in aree con caratteristiche simili a quelle
delle nostre stazioni (Munksgaard e Parry, 2003; Denney et al., 1999; Uher,
2009) è emerso che le concentrazioni di Ni nello Scolmatore e di Cu nel Porto
Mediceo sono caratteristiche di aree mediamente contaminate.
Nel mese di luglio è stato ripetuto l'esperimento con esposizione di 14 giorni
nel Canale Scolmatore e nel Porto Mediceo. Il periodo di esposizione di 28
giorni è stato escluso in quanto, nel corso di prove condotte nel 2010, abbiamo
potuto verificare che durante tale periodo, a causa delle elevate temperature
estive, si deposita sulla superficie dei DGT un biofilm che potrebbe interferire
con l'accumulo degli analiti (Davison et al., 2000; Teasdale, 2009).
Come si può vedere dagli istogrammi in fig. 5 in entrambe le stazioni le
concentrazioni dei metalli sono risultate più elevate rispetto a quelle misurate
nel mese di marzo dopo 14 giorni di esposizione, escluso il Ni nello Scolmatore.
146

E’ probabile che questo incremento sia dovuto all’intensificarsi delle attività
cantieristiche che si verifica in questo periodo dell’anno. In particolare è
risultata molto elevata la concentrazione di Cu nel Porto Mediceo,
probabilmente legata al rilascio dalle vernici antivegetative delle numerose
imbarcazioni da diporto.
10000,000
1000,000
100,000
10,000
1,000
Canale Scolmatore marzo-luglio 2011
Ni Cu Pb Cd
marzo 1496,195 367,384 3,685 4,892
luglio 627,642 296,969 14,155 16,092
10000,00
1000,00
100,00
10,00
1,00
Porto Mediceo marzo-luglio 2011
Ni Cu Pb Cd
marzo 294,47 759,56 19,44 5,39
luglio 512,912 3144,084 27,782 14,903
Fig. 5. Confronto tra le concentrazioni dei metalli (ng/l) misurate con i DGT
nelle due stazioni nei mesi di marzo e luglio 2011. I grafici sono in scala
logaritmica.
Il confronto tra l'accumulo dei metalli nel mese di marzo e nel mese di luglio è
stato effettuato nello Scolmatore sia nel 2010 che nel 2011. I risultati relativi al
2010 sono riportati in fig. 6. E' interessante notare che in entrambi gli anni nel
mese di luglio si è verificato un sensibile aumento delle concentrazioni di Pb e
Cd ed una diminuzione dei livelli di Ni.
147

Confrontando le concentrazioni dei metalli nelle prove di marzo 2010 e 2011
(fig. 7) si nota che i valori sono molto simili per tutti i metalli, mentre il
confronto tra le prove di luglio mostra concentrazioni inferiori nel 2011. Da
rilevare che nel mese di luglio 2011, le condizioni atmosferiche sono state
peggiori rispetto al 2010 ed è quindi probabile che l’attività cantieristica sia
stata meno intensa.
10000
1000
100
10
1
Canale Scolmatore marzo-luglio 2010
Ni Cu Pb Cd
marzo 1229,563 345,565 3,975 4,042
luglio 748,005 528,599 37,438 20,943
Fig. 6. Confronto tra le concentrazioni dei metalli (ng/l) misurate con i DGT
nello Scolmatore nei mesi di marzo e luglio 2010. I grafici sono in scala
logaritmica.
148

10000,00
100,00
1000
1,00
Fig. 7. Confronto tra le concentrazioni dei metalli (ng/l) misurate con i DGT
nello Scolmatore nei mesi di marzo 2010-2011 e luglio 2010-2011. I grafici sono
in scala logaritmica.
Questi risultati confermano che i DGT sono in grado di rilevare variazioni
anche minime delle concentrazioni dei metalli, come è stato visto nel caso dello
Scolmatore, dove sembra sia presente una concentrazione di metalli nella
colonna d’acqua derivante dalle attività cantieristiche e quindi legata
all’andamento stagionale.
Confronto con i saggi in situ
Canale Scolmatore marzo 2010-marzo2011
2010 1229,56 345,57 3,98 4,04
2011 1496,20 367,38 3,68 4,89
100
10
1
Ni Cu Pb Cd
Canale Scolmatore luglio 2010-luglio 2011
Ni Cu Pb Cd
2010 748,005 528,599 37,438 20,943
2011 627,642 296,969 14,155 16,092
I saggi in situ con embrioni di P. lividus descritti precedentemente sono stati
eseguiti in due stazioni lungo la Darsena Petroli, nel Porto Mediceo e
all’Accademia Navale. Nella Darsena Petroli i risultati ottenuti indicano alta
149

tossicità in entrambe le stazioni. Questo risultato è confermato anche dalle
prove in laboratorio. Nel Porto Mediceo e all’Accademia invece sono stati
ottenuti risultati contrastanti: le prove in situ indicano tossicità rispettivamente
alta e molto alta, mentre le prove in laboratorio indicano tossicità assente e
bassa.
Come è stato già detto si ritiene necessario perfezionare la sonda biologica in
modo da ridurre l’effetto di alcuni parametri ambientali che sembra
interferiscano in maniera anche decisiva con i risultati finali.
Confronto con i biomarker
Nelle stazioni sperimentali dei DGT è stato fatto uno studio su biomarker
basati sia su alterazioni cellulari (saggio del Rosso Neutro) che genotossiche
(test della Cometa, test del Micronucleo).
I risultati ottenuti con il saggio del Rosso Neutro indicano una forte alterazione
delle membrane lisosomali nei mitili trapiantati nel Canale Scolmatore, nella
Darsena Petroli e nel Porto Mediceo. Questo biomarker si è dimostrato quindi
un valido indicatore di stress ambientale, in questo caso determinato anche
dalla contaminazione da metalli pesanti.
Al contrario i risultati dei test di genotossicità non indicano in generale
differenze significative tra le stazioni studiate e il sito di provenienza dei mitili.
Soltanto nei mitili trapiantati nel Porto Mediceo è stato osservato un
incremento significativo della frequenza di cellule micronucleate.
Probabilmente le risposte ottenute sono state influenzate dagli elevati livelli
basali di alterazioni del DNA dei mitili di controllo; è anche probabile che i
livelli della contaminazione interferiscano con lo stato di salute degli organismi
e quindi con il regolare svolgimento del ciclo cellulare, non consentendo di
ottenere risposte significative.
4.1.4 Bioaccumulo nei mitili (CIBM - Dipartimento di Morfologia Umana e
Biologia Applicata, sezione di Biologia e Genetica Università di Pisa.- : Patrizia
Guidi e Marco Nigro. CIBM Rossana Scerbo, Ombretta Spinelli, Susanna
Dell’Ira)
Per lo studio del bioaccumulo sono stati analizzati pool di 5-6 organismi,
utilizzando le parti molli di ciascun individuo. E’ stata fatta inoltre una prova
analizzando pool di sole branchie.
I campioni sono stati seccati in stufa a 60°C e polverizzati in mulino IKA® A11basic
(Bioclass). Sono stati quindi mineralizzati con una miscela di acido nitrico
e acqua ossigenata in un sistema a microonde modello Ethos 1 della Milestone.
Le analisi di As, Cd e Pb sono state eseguite in spettrometria di assorbimento
atomico utilizzando uno Spectra AA 240 FS della Varian con fornetto di grafite
150

e correzione del background mediante effetto Zeeman. Gli altri metalli sono
stati analizzati con uno spettrometro di emissione a plasma 720-ES della
Varian. Per il controllo della procedura analitica è stato utilizzato il materiale di
riferimento certificato TORT-2 (epatopancreas di crostaceo) fornito dal National
Research Council of Canada. In ciascuna prova sono stati analizzati 6 pool di
organismi.
Nel 2010 è stato studiato il bioaccumulo dei metalli in mitili provenienti
dall'allevamento dell’Isola di Palmaria (SP) e trapiantati nel Canale Scolmatore
negli stessi periodi di esposizione dei DGT, a marzo e a luglio. Come si può
vedere dai dati riportati in tab. 1 non è stato rilevato nessun accumulo
significativo dei metalli negli organismi. Si nota invece una leggera
diminuzione delle concentrazioni di quasi tutti i metalli nei campioni di luglio
rispetto a quelli di marzo, più evidente per il piombo. I DGT al contrario hanno
registrato nello stesso periodo un aumento delle concentrazioni di rame,
cadmio e in particolare di piombo.
La risposta degli organismi è attribuibile probabilmente alle condizioni
ambientali del canale in cui i valori di salinità variano talvolta in maniera anche
notevole, interferendo con la fisiologia dei mitili.
Tab. 1. Concentrazioni dei metalli (mg/kg p.s.) misurate nei mitili trapiantati
nel Canale Scolmatore nei mesi di marzo e luglio 2010. Sono riportate media e
deviazione standard.
Hg Ba Cr Cu Mn Ni V Fe Zn As Cd Pb
mar. media 0,121 4,250 1,339 4,748 13,276 1,760 0,854 180,217 106,102 0,443 0,510 1,986
D.S. 0,013 0,425 0,584 0,266 2,763 0,389 0,392 52,177 13,670 0,065 0,068 0,435
lug. media 0,081 4,717 1,101 4,404 16,129 1,181 0,783 216,476 106,986 0,406 0,438 0,709
D.S. 0,008 0,404 0,446 0,382 2,630 0,355 0,261 70,266 21,947 0,037 0,017 0,056
Nel 2011 lo studio del bioaccumulo è stato ripetuto nei mesi di marzo e luglio
contemporaneamente alle prove di accumulo con i DGT, utilizzando sempre
mitili provenienti dall’isola di Palmaria.
Nella prova di marzo sono stati utilizzati solo mitili trapiantati nelle stazioni
dell’Accademia, nel Porto Mediceo e nello Scolmatore; sono state analizzate
soltanto le parti molli degli organismi. I risultati ottenuti sono riportati in tab. 2.
Tab. 2. Concentrazioni dei metalli (mg/kg p.s.) misurate nei mitili di controllo
dell’isola di Palmaria (P) e nei mitili trapiantati nelle stazioni sperimentali nel
mese di marzo 2011 (A= accademia Navale; M= Porto Mediceo; S= Canale
Scolmatore). Sono riportate media e deviazione standard.
151

Hg Ba Cr Cu Mn Ni V Fe Zn As Cd Pb
P. media 0,171 3,685 1,082 6,700 11,157 0,543 7,655 182,431 97,994 5,310 0,345 0,830
D.S. 0,036 0,157 0,280 0,858 3,716 0,257 1,708 38,639 28,045 0,876 0,156 0,064
A. media 0,187 3,641 1,345 4,516 6,530 0,624 2,152 164,110 123,030 3,964 0,708 0,525
D.S. 0,027 0,205 1,121 0,258 0,577 0,571 0,183 27,130 40,455 0,604 0,058 0,155
M. media 0,192 4,211 1,836 121,799 11,550 0,805 1,798 376,907 122,595 3,242 0,532 1,272
D.S. 0,014 0,218 0,277 8,729 1,795 0,171 0,196 78,813 20,149 0,446 0,042 0,274
S. media 0,146 4,211 1,499 6,375 12,144 1,646 1,788 228,002 141,058 3,241 0,694 0,853
D.S. 0,045 0,760 0,844 0,611 4,676 0,642 0,446 100,795 11,593 0,317 0,069 0,214
Come si può osservare nei mitili trapiantati nel Porto Mediceo è stata misurata
una concentrazione molto elevata di Cu, pari a circa 20 volte il valore medio del
pool di controllo. Nello stesso periodo la concentrazione di rame misurata con i
DGT in questa stazione è risultata più alta rispetto alle altre. E’ interessante
notare che nei mitili di controllo della prova di marzo è stata trovata una
concentrazione di vanadio più alta rispetto alla successiva prova di luglio, che
si mantiene più elevata nei mitili trapiantati nelle tre stazioni. Quanto osservato
conferma la difficoltà che si incontra spesso nel reperire organismi con basse
concentrazioni di contaminanti e possibilmente poco variabili da un
monitoraggio all’altro.
Nel mese di luglio sono stati analizzati sia i mitili trapiantati nel Porto Mediceo
e nello Scolmatore sia gli organismi appartenenti alla popolazione naturale
presente nel Porto Mediceo. Inoltre sono stati analizzati sia le parti molli che le
branchie. Non è stato possibile effettuare la prova all’Accademia a causa
dell’impossibilità di accedervi per l’apertura della stagione balneare.
I risultati ottenuti sono riportati nelle tabelle 3 e 4.
Tab. 3. Concentrazioni dei metalli (mg/kg p.s.) misurate nel mese di luglio 2011
nelle parti molli dei mitili di controllo dell’isola di Palmaria (P), dei mitili
naturali del Porto Mediceo (M. nat) e dei mitili trapiantati nel Porto Mediceo
(M. trap) e nel Canale Scolmatore (S. trap). Sono riportate media e deviazione
standard.
Hg Ba Cr Cu Mn Ni V Fe Zn As Cd Pb
P. media 0,079 3,134 0,448 3,885 4,596 nd 0,694 26,054 81,488 3,738 0,310 0,826
D.S. 0,014 0,146 0,091 0,333 0,932 nd 0,158 6,983 16,848 0,163 0,050 0,231
M. nat media 0,137 3,781 1,354 38,262 10,080 0,484 0,923 280,930 132,402 2,945 0,315 1,036
D.S. 0,022 0,302 0,308 6,136 2,387 0,189 0,251 94,753 52,653 0,175 0,047 0,275
M. trap media 0,073 3,447 0,754 10,948 4,674 0,259 0,725 142,987 97,457 3,168 0,353 1,494
D.S. 0,006 0,314 0,221 3,840 1,653 0,114 0,137 71,326 13,662 0,312 0,062 0,393
S. trap media 0,068 3,729 1,004 3,685 8,700 0,445 0,798 180,973 92,001 3,450 0,349 1,317
D.S. 0,008 0,212 0,093 0,251 0,689 0,097 0,038 23,274 32,153 0,266 0,020 0,311
152

Tab. 4. Concentrazioni dei metalli (mg/kg p.s.) misurate nel mese di luglio 2011
nelle branchie dei mitili di controllo dell’isola di Palmaria (P), dei mitili naturali
del Porto Mediceo (M. nat) e dei mitili trapiantati nel Porto Mediceo (M. trap) e
nel Canale Scolmatore (S. trap). Sono riportate media e deviazione standard.
Hg Ba Cr Cu Mn Ni V Fe Zn As Cd Pb
P. media 0,135 6,775 0,728 6,818 9,132 nd 0,394 46,595 48,631 3,882 0,131 0,282
D.S. 0,024 1,994 0,179 1,425 3,341 nd 0,109 9,262 7,393 0,776 0,044 0,177
M. nat media 0,138 7,093 0,933 215,575 7,519 nd 0,333 98,664 74,201 2,466 0,185 0,963
D.S. 0,030 3,176 0,077 36,447 1,324 nd 0,029 17,848 21,884 0,860 0,085 1,074
M. trap media 0,090 3,410 0,652 18,085 6,569 0,172 0,450 78,038 68,368 4,962 0,146 0,746
D.S. 0,011 0,168 0,093 5,183 0,578 0,056 0,047 6,936 16,530 0,513 0,057 0,169
S. trap media 0,102 3,550 0,902 6,602 9,910 nd 0,506 103,851 56,408 4,714 0,171 0,663
D.S. 0,009 0,617 0,263 0,576 2,801 nd 0,087 56,404 6,133 0,568 0,058 0,246
Anche in questa prova il dato di maggior interesse è rappresentato dalla
concentrazione del rame che è risultata più alta rispetto al controllo sia nelle
popolazione naturale del Porto Mediceo che nei mitili trapiantati in questa
stazione ed è risultata molto elevata nei pool di branchie della popolazione
naturale. Questo dato è coerente con il fatto che le branchie costituiscono
un’importante interfaccia dei mitili con l’ambiente da cui accumulano i
contaminati direttamente e più velocemente rispetto ad altri organi. Ci si
sarebbe aspettato un maggior incremento di rame nelle branchie dei mitili
trapiantati nel Porto Mediceo, dal momento che nei mitili trapiantati nella
prova di marzo si è osservato un maggiore accumulo del metallo nelle parti
molli. Questi risultati concordano con gli elevati livelli di rame misurati dai
DGT, soprattutto nella prova di luglio, e potrebbero indicare quanto segue:
-in stazioni caratterizzate da valori dei parametri ambientali (ad esempio la
salinità) che potrebbero interferire con la fisiologia dei mitili i DGT si mostrano
migliori “indicatori” dei livelli di contaminazione.
-nel confronto tra accumulo nei DGT e bioaccumulo nei mitili potrebbe essere
forse più indicativo utilizzare le branchie degli organismi, in quanto in grado di
accumulare metalli presenti sia nella frazione disciolta che nel particolato.
E' interessante notare, come è stato detto in precedenza, che i risultati dei
biomarker nel Porto Mediceo indicano alti valori di instabilità delle membrane
lisosomali e anche i test di genotossicità indicano un incremento dell'induzione
dei micronuclei sia negli organismi naturali che trapiantati.
In questa stazione quindi le elevate concentrazioni di metalli misurate dai DGT,
rame e piombo in particolare, sembrano poter spiegare, almeno in parte, le
risposte biologiche.
153

4.1.5 Considerazioni sul monitoraggio integrato della colonna d’acqua
L’integrazione dei risultati ottenuti con i differenti approcci ha fornito lo
spunto per una serie di considerazioni particolarmente utili nell’impostazione
dei futuri piani di monitoraggio della fascia marina costiera.
Nelle stazioni caratterizzate da un livello di stress ambientale molto elevato,
come nel caso del Canale Scolmatore, i dati del bioaccumulo non sono risultati
coerenti con quanto rilevato dai DGT in termini di concentrazioni di metalli
nell’acqua. Infatti, sebbene le concentrazioni di alcuni elementi nell’acqua siano
risultate molto elevate, il bioaccumulo degli stessi elementi nei mitili è risultato
assai limitato. La mancata risposta in termini di bioaccumulo potrebbe essere
dovuta al fatto che la stazione Scolmatore, oltre alla contaminazione, è anche
caratterizzata da forti variazioni della salinità e più in generale da una
molteplicità di sorgenti di stress ambientale. In queste condizioni i mitili
potrebbero aver ridotto molto il tasso di filtrazione, mantenendo la chiusura
delle valve e, conseguentemente, limitando anche il bioaccumulo.
Diversamente, nelle stazioni meno compromesse, seppur caratterizzate da una
elevata biodisponibilità di metalli, come il Porto Mediceo, si è osservata una
buona corrispondenza tra dati di bioaccumulo e DGT. Infatti, i livelli di rame
particolarmente elevati rilevati nell’acqua con i DGT nel mese di luglio 2011
(verosimilmente derivanti dall’utilizzo di vernici antifouling) hanno indotto un
notevole bioaccumulo nei tessuti, particolarmente nelle branchie. Questo dato
conferma il fatto che l’apparato branchiale accumula maggiormente le forme
solubili e/o debolmente complessate dei metalli, la stessa frazione che viene
rilevata dai DGT. Diversamente il resto dei tessuti molli ed in particolare la
ghiandola digestiva assorbe principalmente ed accumula i metalli associati al
materiale particellato.
I risultati dell’indagine sui biomarker hanno confermato l’efficacia del test di
tossicità cellulare basato sulla valutazione del tempo di ritenzione del Rosso
Neutro nel comparto lisosomale. Infatti, questo biomarker ha discriminato le
varie stazioni oggetto dell’indagine coerentemente al grado di disturbo
ambientale ed alle stime di biodisponibilità di metalli effettuate mediante
l’utilizzo di DGT.
Il saggio del Rosso Neutro ha fornito risposte facilmente interpretabili anche
nelle stazioni più compromesse (Canale Scolmatore e Darsena Petroli)
dimostrando di essere applicabile in un ampio spettro di situazioni ambientali.
Inoltre, è emerso che due settimane di esposizione in una stazione contaminata
da rame (Porto Mediceo) sono sufficienti per ottenere, nei mitili traslocati, una
risposta del saggio del Rosso Neutro equivalente a quella attuata dagli
organismi residenti, cronicamente esposti alla contaminazione, come risulta
dalle elevate concentrazioni di rame accumulate nel tessuto branchiale.
Infine, per la sua semplicità e rapidità, questo saggio si presta assai bene per
un’applicazione nei piani di monitoraggio biologico dell’ambiente marino.
154

Per quanto riguarda i biomarker basati sulla valutazione di effetti genotossici, i
mitili di controllo (dell’Isola Palmaria) hanno presentato un livello di integrità
del DNA ed alterazioni cromosomiche, non rappresentativi di un’area di
controllo, suggerendo la presenza di sostanze ad azione genotossica in
quest’area marina sede di un’importante attività di acquacoltura. I livelli basali
elevati hanno compromesso pesantemente l’efficacia del test della Cometa nel
discriminare tra le varie stazioni indagate. Nel caso del test del Micronucleo, i
livelli basali di danno cromosomico nei mitili di controllo, seppur alquanto
elevati, non hanno impedito di evidenziare un aumento significativo della
frequenza di cellule micronucleate negli organismi esposti nella stazione
contaminata da rame (Porto Mediceo). Questa evidenza è in linea con i risultati
del saggio del Rosso Neutro e del bioaccumulo. Si può ipotizzare che il
meccanismo alla base del danno cellulare e genotossico sia di tipo ossidativo;
infatti, il rame è noto indurre un incremento nella produzione intracellulare di
radicali liberi. Di più difficile interpretazione è l’assenza di risposta genotossica
nelle due stazioni più compromesse (Canale Scolmatore e Darsena Petroli),
peraltro accompagnata da un limitato accumulo di metalli nei tessuti. Questo
risultato potrebbe essere spiegato con un effetto di inibizione del ciclo cellulare;
infatti, affinchè si formi un micronucleo è necessario che venga completata la
divisione cellulare. Tale aspetto meriterebbe ulteriori verifiche ed
approfondimenti; infatti, sebbene il test del Micronucleo sia considerato un
biomarker affidabile, le possibili interferenze con il ciclo cellulare suggeriscono
cautela nell’interpretazione dei risultati, particolarmente nelle stazioni più
pesantemente contaminate e sottoposte a stress di varia natura, come le
variazioni di salinità che certamente caratterizzano il Canale Scolmatore.
Per quanto riguarda i saggi in situ con Paracentrotus lividus si può affermare che
a fronte dell’innegabile aspetto positivo legato all’integrazione temporale della
risposta e all’approccio più realistico rispetto ai saggi in laboratorio, appare
evidente la necessità di perfezionare la sonda biologica in maniera tale da
ridurre gli effetti delle condizioni meteo-marine durante il periodo
d’esposizione, poiché condizioni eccessivamente perturbate nell’area di studio
e in particolare gli effetti legati all’idrodinamismo sembra interferiscano con i
risultati.
Si può quindi concludere che i risultati delle metodiche applicate in questo
studio per il monitoraggio della colonna d’acqua indicano che allo stato attuale
dell’arte, per quanto riguarda il monitoraggio dei metalli pesanti, l’uso dei
DGT è risultato più affidabile dell’impiego dei mitili, poiché gli organismi
risentono notevolmente delle variazioni dei parametri fondamentali della
colonna d’acqua (temperatura, salinità) e presentano una risposta che dipende
eccessivamente dall’adattamento all’ambiente di provenienza da cui sono stati
prelevati prima del trapianto e dalla concentrazione iniziale dei metalli. Il
saggio del Rosso Neutro sembra sia quello che fornisce risposte più facilmente
interpretabili anche nelle stazioni più contaminate e dimostra quindi di essere
applicabile in un ampio spettro di situazioni ambientali. Il saggio
ecotossicologico con Paracentrotus lividus è risultato in grado di integrare le
risposte delle altre metodologie, però l’impiego del saggio in situ non può
155

prescindere dal perfezionamento della sonda biologica soprattutto per ridurre
gli effetti legati all’idrodinamismo.
156

4.2. Il monitoraggio dei sedimenti marini
E’ noto che la tossicità dei contaminanti può avere effetti sullo sviluppo e sulla
sopravvivenza degli organismi e che in aree ad elevata pressione antropica può
incidere negativamente su diversità e ricchezza specifica, a causa della diversa
sensibilità delle specie animali e vegetali ai contaminanti.
Pertanto, è importante valutare la tossicità dei sedimenti marini mediante un
monitoraggio integrato che preveda l’impiego di tecniche analitiche, di test di
bioaccumulo su organismi e con biomarker, e di saggi biologici possibilmente
costituiti da una batteria organismi filogeneticamente differenti che simulano
una elementare catena trofica.
Risulta comunque fondamentale tenere presente che, considerati gli aspetti sia
geologici che antropici peculiari della Toscana, i metalli pesanti possono
giocare un ruolo determinante sugli ecosistemi costieri della regione e, poiché
la biodisponibilità dei metalli è legata alla forma chimico-fisica, il loro
monitoraggio non può prescindere dallo studio della speciazione chimica.
Mercurio, cromo, nichel e arsenico rivestono particolare importanza per quanto
riguarda la contaminazione dei sedimenti marini delle coste toscane, non solo
per la loro origine antropica, legata cioè alle attività umane, ma anche per la
loro presenza geochimica, legata alle mineralizzazioni presenti nell’area.
Mentre la presenza del mercurio è legata fondamentalmente all’attività
estrattiva operata in passato sul Monte Amiata e all’industria per la produzione
della soda (Barghigiani et al., 1981; Barghigiani e De Ranieri, 1992; Barghigiani
e De Ranieri, 1994; Barghigiani e Ristori, 1994; Scerbo et al. 2004; Scerbo et al.
2004), quella di cromo, nichel e arsenico non solo è legata ad attività umane, ma
è anche di origine geochimica, attribuibile alle mineralizzazioni presenti
nell’area. Questi tre elementi sono pertanto oggetto di particolare attenzione
da parte degli enti di ricerca e di controllo, poiché spesso vengono rilevati in
concentrazioni elevate ma generalmente relative a forme non disponibili
biologicamente. Per quanto sopra, mentre la speciazione del mercurio risulta
importante sugli organismi eduli (Scerbo e Barghigiani, 1998), sui sedimenti
marini riveste maggiore utilità la speciazione di arsenico, cromo e nichel
(MONIQUA, 2006).
Le principali fonti antropiche di contaminazione ambientale da cromo sono
rappresentate dall’estrazione mineraria, dalle attività metallurgiche e
siderurgiche ad essa connesse e dall’uso di prodotti finiti che lo contengono,
come l’acciaio inossidabile.
Anche l’industria tessile, quella conciaria, quella chimica e l’industria galvanica
utilizzano il cromo e i suoi composti (Criteria group, 1993) introducendo
elevate quantità di questo metallo nell’ambiente soprattutto nella forma
esavalente (WHO, 1988).
In Toscana, la presenza del cromo come contaminante ambientale, è legata alle
attività industriali nel campo della siderurgia e metallurgia, da decenni
presenti a Piombino, all’industria galvanica sviluppata mediante piccole
157

attività industriali ed artigianali sparse sul territorio, all’industria chimica, a
quella tessile, sviluppata in particolar modo nella zona di Prato e all’industria
conciaria del comprensorio del cuoio di Santa Croce. Altre fonti di
inquinamento sono dovute all’uso ed al consumo di prodotti finiti contenenti
cromo: vernici, coloranti, impregnanti, oggetti cromati o costituiti da leghe
metalliche, etc. Particolare attenzione deve essere prestata all’inquinamento da
cromo esavalente legato all’attività conciaria dell’area di Santa Croce, che
interessa in particolar modo il fiume Arno e quindi anche il mare.
Nelle acque dolci il cromo disciolto si trova prevalentemente nella forma
esavalente e il perossido di idrogeno presente in soluzione svolge un ruolo
fondamentale nell’ossidazione del cromo III a cromo VI (Pettine e Millero
1990). Bisogna sottolineare però che il trasporto di questo inquinante è
fondamentalmente legato al particellato presente in sospensione nei corsi
d’acqua che, a seconda delle condizioni idrologiche si deposita sui sedimenti o
viene trasportato fino al mare. Nei nostri corsi d’acqua, le condizioni sono
spesso riducenti e la sostanza organica abbondante, pertanto il cromo
esavalente è ridotto alla forma trivalente e si lega al particellato organico in
sospensione (Losi et al., 1994). Il cromo III forma infatti complessi polinucleati
poco solubili, che possono rimanere in sospensione nelle acque sotto forma
colloidale per poi precipitare nel sedimento (Losi et al., 1994); inoltre gli ossidi
di ferro e di alluminio legandosi al cromo ne favoriscono l’adsorbimento al
particolato (Pettine et al.,1992; Mayer e Kenneth, 1980) ed in generale Fe, Mg, e
Al sembrano influenzare la formazione di cromo particolato (Mayer e Kenneth
1980, Pettine et al., 1991). Alle foci dei corsi d’acqua le concentrazioni di cromo
esavalente diminuiscono con l’aumentare della salinità (Pettine et al.,1994a) a
causa dell’aumento nelle acque marine di agenti riducenti come HS - e Fe ++
(Pettine et al., 1994b) e della diminuzione di quelli ossidanti come H2O2 (Pettine
e Millero, 1990). Pertanto sia lungo i corsi d’acqua che, in special modo, alle foci
dei fiumi, nella mixing area, si osserva una precipitazione di cromo nei
sedimenti, ed anche il cromo esavalente che arriva al mare si accumula nei
sedimenti sotto forma ridotta (WHO 1988). I sedimenti agiscono come matrice
di deposito del cromo e, rilasciandolo, come fonte secondaria di
contaminazione del sistema acquatico (Calmano et al.,1993) e della componente
biotica (Surija e Branica, 1995).
Il ciclo biogeochimico del nichel è meno conosciuto, ma sappiamo comunque
che questo metallo è ubiquitario in natura, presente nei combustibili fossili (oli
e carbone) e legato alle attività metallurgiche e siderurgiche.
Il nichel è anche usato, puro e finemente diviso, come catalizzatore in numerosi
processi organici di idrogenazione (ad es. di acidi grassi insaturi), grazie alla
sua capacità di assorbire idrogeno (Silvestroni, 1987). I sali del metallo vengono
impiegati come coloranti nell’industria della ceramica e come elettroliti nei
bagni di nichelatura. I numerosi processi industriali che utilizzano il nichel e lo
smaltimento dei residui e dei materiali di scarto introducono questo metallo
nell’ambiente, dove speciazione, mobilità e distribuzione nelle diverse matrici
sono regolati dai principali parametri chimico-fisici. Nelle acque con pH
minore di 6,5 il nichel è presente sotto forma di composti relativamente solubili,
158

mentre a pH maggiore di 6,7 si trova prevalentemente sotto forma di idrossidi
insolubili. Per questo motivo, nei corsi d’acqua ed in mare tende a precipitare
nei sedimenti, mentre nei suoli viene mobilizzato dalle piogge acide. Anche le
discariche possono contribuire alla contaminazione da nichel delle acque di
falda (Sunderman, 1986).
E’ dimostrato che nei sedimenti la solubilità del nichel dipende soprattutto dal
pH e che piccole variazioni di questo parametro aumentano il rilascio del
nichel dai sedimenti e la sua concentrazione nella colonna d’acqua, rendendolo
più biodisponibile. Questo suggerisce che il metallo si trova prevalentemente
associato ai carbonati e pertanto i processi di ossidazione contribuiscono solo in
parte alla sua mobilizzazione. In condizioni riducenti alcuni metalli, tra cui il
nichel, precipitano come solfuri altamente insolubili e in questa forma
rimangono immobilizzati nei sedimenti. Secondo alcuni autori la
determinazione dei solfuri acido-volatili è in grado di predire l’effettiva
tossicità di metalli come il nichel e il cadmio nei sedimenti (Di Toro et al., 1992).
Il nichel è quindi un inquinante potenzialmente pericoloso, anche perché,
essendo allergenico, la sua presenza sulle spiagge può essere dannosa per la
salute dell’uomo.
E’ opportuno sottolineare che sia in Toscana che in Liguria sono presenti
elevate concentrazioni di Cr e Ni di origine geologica, legate alla matrice
cristallina dei minerali che li contengono (Leoni et al., 1992), che dal punto di
vista della biodisponibilità e quindi della tossicità sono da considerarsi inerti.
Poter distinguere queste concentrazioni da quelle potenzialmente tossiche
risulta quindi importante per il controllo della qualità dell’ambiente.
La chimica dell’arsenico è molto complessa per la varietà di composti sia
inorganici che organici in cui l’elemento è presente nell’ambiente. Nei
sedimenti l’arsenico si trova come As (III) o come As (V) a seconda del
potenziale redox. In condizioni ossidanti è prevalentemente presente nella
forma pentavalente; in questa forma, associato agli ossidi idrati di ferro e
alluminio viene rilasciato lentamente. La diminuzione del potenziale redox dei
sedimenti causa la riduzione dell’arsenico (V) ad arsenico (III). I processi di
biometilazione portano alla formazione di composti metilati, alcuni dei quali
particolarmente stabili, altri addirittura volatili (metilarsine). Le varie forme
chimiche di quest’elemento, sia inorganiche che organiche, differiscono tra loro
per mobilità nell’ambiente, capacità di assorbimento ed escrezione da parte
degli organismi e proprietà tossicologiche. Tra i composti ambientali
dell’arsenico presenti nell’ambiente, l’arsenito è 10 volte più tossico
dell’arsenato e 70 volte più tossico delle specie metilate.
Lo studio della speciazione è quindi molto importante sia per la valutazione
della biodisponibilità e della conseguente potenziale tossicità di questo
elemento sia per capire l’origine e quindi le fonti di contaminazione.
Per i motivi sopra detti e data la complessità del ciclo biogeochimico di questi
elementi e delle differenti caratteristiche di biodisponibilità e tossicità delle
diverse forme chimico-fisiche, nei sedimenti marini della Toscana è importante
159

affrontare lo studio della speciazione dei metalli pesanti e soprattutto di cromo,
nichel e arsenico.
4.2.1. La speciazione dei metalli nei sedimenti marini. (CIBM: Rossana Scerbo,
Corrado Barghigiani)
Nei sedimenti marini sono presenti non solo la frazione minerale derivante
dalla degradazione delle rocce e dei minerali di varia natura, ma anche argilla,
limo, idrossidi e ossidi di ferro e manganese, acidi umici e fulvici, sostanza
organica di varia origine, carbonati, solfuri e altre sostanze che complessano i
metalli in maniera più o meno stabile.
Le argille, gli idrossidi di ferro e manganese, i carbonati e la sostanza organica
rappresentano il particolato di origine naturale presente negli ecosistemi
acquatici in grado di legare circa il 90% dei metalli: il tipo e quindi la stabilità
dei legami nei complessi metallici che si formano è uno dei fattori discriminanti
nella determinazione della loro potenziale mobilità e biodisponibilità.
L’estrazione sequenziale, a differenza della sola mineralizzazione totale,
permette di conoscere la distribuzione del metallo nelle diverse frazioni e
quindi di poter valutare la sua effettiva biodisponibilità.
Nello studio della speciazione dei metalli nei sedimenti si distingue
generalmente una frazione costituita da quella parte di metalli debolmente
adsorbiti alle argille, agli idrossidi e agli acidi umici che, in seguito a variazioni
della salinità, può essere facilmente rilasciata sotto forma ionica nella fase
acquosa e quindi divenire disponibile per gli organismi della colonna d’acqua
(Calmano et al., 1993). Questo processo riveste particolare interesse negli
ambienti come le foci dei fiumi, dove il mescolamento delle acque marine con
quelle fluviali produce variazioni talvolta consistenti dei valori di salinità. In
questa frazione sono presenti anche i metalli legati ai carbonati che, in
condizioni naturali, vengono mobilizzati da cambiamenti dei valori di pH
dell’ambiente, frequenti alle foci dei fiumi e nei sedimenti soggetti al
dilavamento della pioggia, come le sabbie dragate e quindi impiegate nel
ripascimento di arenili.
La mobilizzazione dei metalli legati agli ossidi di Fe e Mn si verifica in seguito
a variazioni del potenziale redox, che rendono solubili i sali dei metalli i quali
si dissociano e diventano disponibili nella fase acquosa in forma ionica
(Forstner, 1993). L’ossigenazione dei sedimenti è frequente in zone
caratterizzate da un forte idrodinamismo, fenomeni di turbolenza e variazioni
di salinità. In ambiente marino può essere indotta da attività come i dragaggi,
la deposizione di cavi o la costruzione di oleodotti che, attraverso la
movimentazione dei sedimenti, generalmente anossici, ne determina
l’ossidazione variando la biodisponibilità degli elementi in traccia. Si verifica
anche nelle sabbie dragate e impiegate nel ripascimento di arenili. I metalli
legati alla sostanza organica rivestono particolare interesse perché possono
160

entrare nella catena alimentare, dopo la degradazione della sostanza organica
per opera dell’acido cloridrico presente nell’apparato digerente della maggior
parte degli organismi. Ma anche sulle spiagge emerse la sostanza organica va
incontro a degradazione per opera della radiazione solare, dell’ozono e degli
altri agenti atmosferici in generale, rilasciando così i metalli in forme più
biodisponibili. E’ comunque da sottolineare che la sostanza organica influenza
la biodisponibilità dei metalli sia complessandoli direttamente, sia
incrementando i processi microbiologici che, utilizzando l’ossigeno dei
composti presenti in forma ossidata, portano all’abbassamento del potenziale
redox e alla formazione di solfuri dei metalli che, in tale forma, risultano
insolubili e particolarmente stabili (Hong et al., 1995). Tali composti, infatti,
diventano biodisponibili all’interno degli organismi solo attraverso i processi
digestivi.
Estrazione sequenziale
Per quanto detto sopra, una corretta valutazione della qualità dei sedimenti per
quanto riguarda la presenza dei metalli in traccia richiede la conoscenza non
soltanto della concentrazione totale di questi inquinanti ma soprattutto delle
forme o specie chimiche con cui essi si legano ai diversi componenti dei
sedimenti (argille, carbonati, ossidi di ferro e manganese, composti organici),
che ne determinano la diversa mobilità nell’ambiente e quindi la
biodisponibilità e la potenziale tossicità.
Poiché la mobilità dei metalli è fortemente influenzata dalla speciazione
chimica, le tecniche di speciazione -che si basano su procedure di estrazione
sequenziale- rivestono notevole interesse nel settore delle indagini ambientali
(Buccolieri et al., 2004). Infatti, tramite la determinazione delle diverse frazioni
dei metalli presenti nei sedimenti, è possibile valutare non soltanto il potenziale
impatto ambientale di questi contaminanti ma anche la loro probabile origine,
geologica o antropica. Si ritiene che gli elementi in traccia di origine naturale
siano legati prevalentemente alla matrice minerale dei sedimenti e quindi
difficilmente mobilizzabili, mentre quelli di origine antropica siano presenti in
forme chimiche più labili e in seguito a modificazioni dei parametri chimicofisici
(pH, potenziale di ossido-riduzione, salinità) possano essere facilmente
rilasciati nell’ambiente (Tessier e Campbell, 1987; Argese et al., 2001; Ianni et
al., 2003).
E’ importante sottolineare che alcune attività antropiche, come la
movimentazione dei sedimenti, possono causare variazioni dei parametri
ambientali modificando la speciazione dei metalli eventualmente presenti
(MONIQUA, 2006).
A partire dal protocollo di Tessier (Tessier et al., 1979) sono state proposte e
messe a punto numerose procedure di estrazione sequenziale. Allo scopo di
rendere possibili il controllo della qualità dei dati analitici ed il confronto tra i
risultati ottenuti con le diverse procedure il Bureau Comunitarie de Reference
(BCR) ha realizzato un programma di ricerca finalizzato alla definizione di una
161

procedura di estrazione e al suo impiego per la certificazione delle
concentrazioni estraibili di alcuni metalli pesanti (Cd, Cr, Ni, Cu, Pb e Zn) in
un campione di sedimento lacustre divenuto successivamente il materiale di
riferimento certificato BCR701 (Pueyo et al., 2001).
I tre step previsti dalla procedura del BCR, utilizzata per questo studio,
consentono di determinare la percentuale di metalli presenti come frazione
scambiabile e legata ai carbonati, come frazione legata agli ossidi di ferro e
manganese e come frazione legata alla sostanza organica. Queste tre frazioni
rappresentano la parte potenzialmente biodisponibile dei metalli, quella che
può essere mobilizzata e rilasciata nell’ambiente in seguito a modificazioni dei
parametri chimico-fisici (pH, potenziale di ossido-riduzione, salinità) e alla
quale si ritiene che siano legati i metalli prevalentemente di origine antropica.
A questo proposito è interessante riportare che anche i risultati preliminari di
uno studio condotto recentemente sui livelli di contaminazione da alcuni
metalli pesanti in sedimenti marini (Perez-Santana et al., 2007) indicano che la
procedura di estrazione sequenziale del BCR consente una stima affidabile
della frazione di metalli di origine antropica.
Di seguito sono descritte brevemente le frazioni determinate in ciascuno dei tre
step.
Step 1: frazione scambiabile e legata ai carbonati. Le argille, gli ossidi idrati di
Fe e Mn e gli acidi umici sono in grado di adsorbire i metalli in tracce;
cambiamenti della composizione ionica delle acque, come quelli che si
verificano ad esempio negli estuari, possono facilitare il rilascio dei metalli
adsorbiti. Una percentuale significativa dei metalli presenti nei sedimenti si
trova associata ai carbonati; questa frazione è particolarmente sensibile ai
cambiamenti di pH.
Step 2: frazione legata agli ossidi di Fe e Mn. Questi ossidi sono presenti sotto
forma di noduli, concrezioni o semplicemente come rivestimento delle
particelle di sedimento; sono “trappole” eccellenti per i metalli in tracce e sono
termodinamicamente instabili in condizioni anossiche (bassi valori del
potenziale di ossido-riduzione).
Step 3: frazione legata alla sostanza organica ed ai solfuri. I metalli si possono
legare a varie forme di sostanza organica, attraverso processi di
complessazione con composti come gli acidi umici e fulvici o fenomeni come il
bioaccumulo da parte degli organismi viventi. In condizioni ossidanti la
sostanza organica viene degradata con conseguente rilascio e solubilizzazione
dei metalli.
Dopo la separazione delle prime tre frazioni la parte residua rappresenta la
frazione di metalli legati strettamente alla matrice, compresa la frazione legata
ai silicati che può essere rilasciata solo in seguito ad attacco con acido
fluoridrico. Si ritiene che, in condizioni naturali, questi metalli non possano
essere rilasciati dalla matrice e divenire disponibili all’interazione con gli
organismi. Nella frazione residua potrebbero però essere presenti anche
sostanze di origine antropica difficilmente attaccabili da agenti naturali.
162

Materiali e metodi
La procedura di estrazione sequenziale viene applicata a campioni di
sedimento precedentemente seccati in stufa a 40°C fino a peso costante e
omogeneizzati in mortaio di ceramica, eliminando manualmente il materiale
grossolano eventualmente presente.
La prima frazione viene estratta con una soluzione di acido acetico 0,11M, la
seconda con una soluzione di idrossilammina cloridrato 0,5M e la terza in
acqua ossigenata 8,8M e acetato di ammonio 1M. I primi due step vengono
condotti in agitazione continua a temperatura ambiente per 16 ore. Nel terzo
step i sedimenti vengono lasciati per 1 ora a temperatura ambiente in acqua
ossigenata, successivamente vengono trasferiti per 2 ore in bagno termostatato
a 85 °C; infine viene aggiunta la soluzione di acetato di ammonio e vengono
lasciati in agitazione continua a temperatura ambiente per 16 ore.
Alla fine della procedura di estrazione sequenziale la frazione residua viene
recuperata e mineralizzata con una miscela di acido nitrico e cloridrico 3:1 in
un sistema a microonde modello Ethos 1 della Milestone.
Sono stati utilizzati reagenti della Carlo Erba di grado analitico e vetreria
decontaminata in HNO3 al 10% per 24 h e poi sciacquata in acqua ultrapura; i
bianchi reagenti sono risultati sempre inferiori ai limiti di quantificazione della
metodica analitica per tutti gli elementi analizzati.
In Fig. 1. è riportato lo schema della procedura a tre step.
La precisione e l’accuratezza della procedura analitica sono state controllate
analizzando tutti gli elementi certificati nel materiale BCR 701 in 17 prove
ripetute in tempi diversi. Nelle stesse prove è stato analizzato anche l’arsenico.
Le tabelle che seguono lo schema riportano i valori certificati, i valori ottenuti, i
coefficienti di variazione e le percentuali di recupero per cromo, nichel, rame,
cadmio, piombo e zinco. Come si può vedere è stata ottenuta una buona
ripetibilità in ciascuno dei tre step della procedura per tutti i metalli; sono
buone anche le percentuali di recupero rispetto ai valori certificati.
Per quanto riguarda l’arsenico è stato possibile verificare soltanto la precisione
del metodo, in quanto il materiale BCR 701 non è certificato per questo
elemento. I dati riportati nella tabella relativa indicano che anche in questo caso
è stata ottenuta una buona ripetibilità della procedura in tutti gli step.
163

Step I:
Frazione scambiabile e
legata ai carbonati
+ 10 ml di H2O2 8,8 M a pH 2-3.
1 h a T ambiente agitando occasionalmente.
Si continua la digestione per 1 h in bagno
termostatato a T= 85 + 2 °C.
+ 10 ml di H2O2 8,8 M
1 h in bagno termostatato a T= 85 + 2 °C.
+ 50 ml di acetato di ammonio 1 M a pH 2 +
0,1 16 h in agitazione a 22 + 5 °C.
+3 ml HNO3 + 1 ml HCl
+ 4 ml H2O. Digestione
in fornetto a microonde
Residuo seccato
in stufa a 40 °C
Frazione residua
1 g di sedimento
centrifuga
centrifuga
Fig. 1. Schema della procedura di estrazione sequenziale a tre step.
164
+ 40 ml di acido acetico 0,11 M.
16 h in agitazione a 22 + 5 °C
centrifuga
+ 40 ml di NH2OH·HCl 0,5 M.
16 h in agitazione a 22 + 5 °C
Step II:
Frazione legata agli
ossidi di Fe e Mn
Step III:
Frazione legata alla
sostanza organica e
ai solfuri

CROMO Step 1 Step 2 Step 3
VALORE
CERTIFICATO (mg/Kg)
VALORE OTTENUTO
MEDIA ± DS (mg/Kg)
2,26 ± 0,27 45,7 ± 3,11 143 ± 11,6
2,256 ± 0,274 45,473 ± 4,796 147,184 ± 7
CV% 12,1 10,5 4,8
RECUPERO % 99,8 99,5 102,9
NICHEL Step 1 Step 2 Step 3
VALORE
CERTIFICATO (mg/Kg)
VALORE OTTENUTO
MEDIA ± DS (mg/Kg)
15,4 ± 1,54 26,6 ± 2,02 15,3 ± 1,48
14,823 ± 0,923 26,580 ± 3,236 15,771 ± 0,651
CV% 6,2 12,2 4,1
RECUPERO % 96,3 99,9 103,1
RAME Step 1 Step 2 Step 3
VALORE
CERTIFICATO (mg/Kg)
VALORE OTTENUTO
MEDIA ± DS (mg/Kg)
49,3 ± 3,007 124 ± 5,704 55,2 ± 6,072
49,275 ± 3,819 129,104 ± 6,849 60,196 ± 2,376
CV% 7,8 5,3 3,9
RECUPERO % 99,9 104,1 109,1
CADMIO Step 1 Step 2 Step 3
VALORE
CERTIFICATO (mg/Kg)
VALORE OTTENUTO
MEDIA ± DS (mg/Kg)
7,34 ± 0,602 3,77 ± 0,490 0,274 ± 0,090
6,730 ± 0,541 3,468 ± 0,081 0,273 ± 0,030
CV% 8 2,3 11,2
RECUPERO % 91,7 92 99,5
165

PIOMBO Step 1 Step 2 Step 3
VALORE
CERTIFICATO (mg/Kg)
VALORE OTTENUTO
MEDIA ± DS (mg/Kg)
3,18 ± 0,382 126 ± 4,662 9,28 ± 3,062
3,116 ± 0,229 131,186 ± 8,938 8,605 ± 0,369
CV% 7,4 6,8 4,3
RECUPERO % 98 104,1 92,7
ZINCO Step 1 Step 2 Step 3
VALORE
CERTIFICATO (mg/Kg)
VALORE OTTENUTO
MEDIA ± DS (mg/Kg)
205 ± 9,635 114 ± 7,866 45,7 ± 5,027
221,937 ± 6,016 111,607 ± 4,785 49,653 ± 1,172
CV% 2,7 4,3 2,4
RECUPERO % 108,3 97,9 108,7
ARSENICO Step 1 Step 2 Step 3
MEDIA (mg/Kg) 2,335 7,057 2,131
DS 0,159 0,453 0,159
CV% 6,8 6,4 7,4
Le analisi di arsenico, cadmio e piombo sono state eseguite in spettrometria di
assorbimento atomico utilizzando uno Spectra AA 240 FS della Varian con
fornetto di grafite e correzione del background mediante effetto Zeeman. I
limiti di quantificazione della metodica analitica sono stati calcolati riferendo le
concentrazioni delle soluzioni standard utilizzate come primo punto della retta
di calibrazione alle condizioni operative della procedura (peso iniziale del
campione, volume finale delle soluzioni estraenti) e sono risultati pari a 0,1
mg/kg in peso secco per arsenico e piombo e 0,01 mg/kg per il cadmio.
Per le analisi di cromo, nichel, rame e zinco è stato utilizzato uno spettrometro
di emissione a plasma 720-ES della Varian. I limiti di quantificazione, calcolati
con la procedura descritta precedentemente, sono risultati pari a 0,2 mg/kg in
peso secco per cromo, rame e zinco, e 0.4 mg/kg per il nichel.
Nell’ambito del progetto Momar lo studio della speciazione ha riguardato,
nella maggior parte dei campioni analizzati, arsenico, cromo e nichel. Questi
elementi infatti, prevalentemente a causa delle caratteristiche geologiche
dell’area di studio, sono presenti nei sedimenti in concentrazioni spesso
rilevanti.
166

Sperimentazione della speciazione dei metalli pesanti su campioni diversi di
sedimento marino
Per la sperimentazione della tecnica di speciazione degli elementi in traccia
mediante estrazione sequenziale, sono state selezionate 9 stazioni distribuite
lungo la costa toscana da Viareggio al Golfo di Follonica, e una in Liguria a
Cogoleto, località sita tra Genova e Savona.
Sono state scelte stazioni rappresentative delle varie possibili cause di
contaminazione marina da metalli pesanti, considerando sia quella di origine
geologica che quelle di origine antropica derivanti da attività portuali e
industriali di vario tipo. Sono stati, inoltre, scelti campioni raccolti a profondità
diverse allo scopo di sperimentare la tecnica sul maggior numero possibile di
tipi diversi di sedimento.
In dettaglio i campioni di sedimento marino sui quali è stata condotta la
sperimentazione sono stati presi nelle seguenti località, per i motivi indicati
dalle attività o caratteristiche riportate tra parentesi:
1. Cogoleto (presenza di industria che usava cromo esavalente)
2. Rosignano Solvay (attività industriale: produzione soda e altro)
3. Follonica (attività industriali: acciaieria, siderurgia, centrale elettrica,
altro)
4. Viareggio (attività portuale)
5. Livorno, Piombino (attività portuale rilevante)
6. Mare aperto davanti a Tirrenia (navigazione)
7. Castiglioncello (balneazione)
8. Foce Serchio, a largo (sabbie relitte)
9. Piombino-S.vincenzo, a largo (sabbie relitte)
La cartina che segue riporta le varie stazioni di campionamento.
167

Staz. 1, Cogoleto: speciazione di cromo e nichel nei sedimenti marini e nel
crostone dell’area marino costiera prospiciente il sito di interesse nazionale
Stoppani
A Cogoleto l’industria Stoppani ha sversato in mare nel tempo notevoli
quantità di cromo esavalente e fatto trattamenti inertizzanti. Si è formato un
“crostone” che è stato analizzato insieme a campioni dei sedimenti soprastanti
e di quelli più profondi.
Nei grafici sono riportate le percentuali di ciascuna frazione di Cr e Ni rispetto
al contenuto totale dei due metalli nei campioni di sedimento superficiale,
profondo e del crostone, raccolti in due differenti stazioni.
168

I risultati sulle percentuali di cromo delle varie frazioni evidenziano
chiaramente differenze sostanziali tra le due stazioni e soprattutto tra i
campioni di sedimento sia superficiale che profondo e il crostone.
In particolare la frazione residua (non biodisponibile e probabilmente di
origine geologica) è molto più elevata nei campioni di sedimento che nel
crostone, dove invece si osserva una percentuale molto alta di metallo legato
alla sostanza organica e ai solfuri di probabile origine industriale.
La frazione residua percentualmente elevata nei sedimenti conferma la
probabile origine geologica del metallo, per la presenza nell’area di minerali
contenenti cromo e forse di modesti giacimenti di cromite. Da sottolineare che
la cromite rappresentava la materia prima da cui si estraeva il cromo e quindi è
probabile che siano presenti nell’area anche residui della lavorazione sotto
forma di frammenti del minerale.
I risultati mostrano che la tecnica consente di distinguere il cromo di origine
naturale da quello di origine antropica e le differenze di distribuzione tra le
differenti frazioni anche in campioni fortemente contaminati.
Le stesse considerazioni si possono fare sul nichel, la cui presenza di origine
antropica è legata alle impurezze presenti nella materia prima impiegata. E’
evidente la maggiore presenza della frazione di origine geologica e una certa
costanza del rapporto tra i due metalli legati a questa frazione in tutti i
campioni. Rapporto che indica l’origine geochimica dei due metalli nella
frazione residua.
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
Percentuali di Cr nelle singole frazioni rispetto al totale
1 sup. 1 crost. 1 prof. 2 sup. 2 crost. 2 prof.
campioni
169
fraz. residua
fraz. legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e
Mn
fraz.
scambiabile

100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
Percentuali di Ni nelle singole frazioni rispetto al totale fraz. residua
1 sup. 1 crost. 1 prof. 2 sup. 2 crost. 2 prof.
campioni
170
fraz. legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e
Mn
fraz.
scambiabile
Staz. 2, Rosignano Solvay: speciazione di cromo e nichel in sedimenti marini
con contaminazione industriale
L’area marina antistante il sito industriale di Rosignano Solvay che dal 1914
produce prevalentemente soda, è da anni interessato dagli scarichi industriali.
Oltre alla contaminazione da mercurio dei sedimenti marini (specialmente
quelli profondi) dovuta all’uso, in passato, di celle elettrolitiche a mercurio
(Barghigiani et al. 1981; Barghigiani e De Ranieri. 1996; Scerbo et al. 2004) si
osserva anche quella da altri metalli pesanti, tra cui il nichel e il cromo. Dalla
speciazione dei due metalli nei campioni superficiali si osserva una netta
prevalenza della frazione residua, quasi sicuramente di origine naturale.
Pertanto, anche davanti a questo sito industriale, la presenza geochimica dei
due elementi, tipica delle nostre coste, risulta rilevante e nettamente superiore a
quella di origine antropica.
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
Percentuali di Cr nelle singole frazioni rispetto al totale
1 2
campioni
residuo
fraz. legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e
Mn
fraz.
scambiabile

Percentuali di Ni nelle singole frazioni rispetto al totale
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
1 2
campioni
Staz. 3, Follonica: speciazione dell’arsenico in sedimenti marini
171
residuo
fraz. legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e
Mn
fraz.
scambiabile
Come nel caso precedente, sono stati valutati due campioni superficiali di
sedimento marino costiero rappresentativi di un’area che presenta elevate
concentrazioni di arsenico, come riportato anche in pubblicazioni scientifiche
(Leoni e Sartori, 1997). Come nel caso precedente, emerge chiaramente dai
risultati riportati negli istogrammi che più del 90% di As è risultato legato alla
frazione residua e quindi non biodisponibile.
Percentuale di As nelle singole frazioni rispetto al totale
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
1 2
campioni
residuo
fraz. legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e
Mn
fraz.
scambiabile

Staz. 4, Viareggio: speciazione di cromo e nichel in sedimenti portuali
campionati con carotiere
Sono stati valutati i campioni raccolti con due carotaggi nel porto di Viareggio.
In particolare il livello 250-300cm del campione A e i livelli 50-100cm e 150-
200cm del campione B.
Nel campione A, più profondo e quindi meno sottoposto a influenze di natura
antropica rispetto al campione B, si osserva una percentuale più elevata di
frazione residua sia per il nichel che per in cromo, presumibilmente di origine
geologica. Nel campione B, la frazione residua è presente in percentuale minore
rispetto alle frazioni biodisponibili di origine antropica, in grado di entrare
nella catena alimentare e comunque di rilasciare i metalli nell’ambiente in
seguito a movimentazione e specialmente a interventi che causino una
degradazione della sostanza organica e una riduzione degli ossidi di ferro e
manganese. Da notare che il rapporto Cr/Ni si mantiene abbastanza costante
nella frazione residua, ma anche nelle altre.
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
Percentuali di Cr nelle singole frazioni rispetto al totale
A 250-300 B 50-100 B 150-200
campioni
172
fraz. residua
Percentuali di Ni nelle singole frazioni rispetto al totale
A 250-300 B 50-100 B 150-200
campioni
fraz. legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e Mn
fraz. scambiabile
fraz. residua
fraz. legata a
sostanza
organica e solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e Mn
fraz. scambiabile

Staz. 5, Livorno, Piombino: speciazione di cromo e nichel e altri metalli
pesanti in sedimenti portuali
Sono stati presi in considerazione sedimenti marini dei porti di Livorno (sigla
dei campioni: L 10) e Piombino (sigla dei campioni: PI 5). Il porto di Livorno è
uno dei più importanti del Mediterraneo per traffico commerciale e trasporto
passeggeri (crociere e traghetti), quello di Piombino è rilevante per movimento
di traghetti. Il porto di Livorno è anche sede di varie attività industriali e di
stoccaggio merci e combustibili.
Per i motivi detti, sono stati presi in considerazione vari metalli, oltre a cromo,
nichel e arsenico, anche per valutare le differenze di distribuzione delle varie
frazioni.
Dai grafici si nota che la distribuzione percentuale delle varie frazioni è simile
nei due porti. Si nota, inoltre, che mentre As, Cr e Ni, sono presenti
prevalentemente nella frazione residua, Cu e Zn lo sono meno, e Cd e Pb,
contaminanti quasi esclusivamente di origine antropica, sono distribuiti
fondamentalmente nelle frazioni biodisponibili.
100%
100%
80%
60%
40%
20%
0%
80%
60%
40%
20%
0%
Arsenico
L10 PI5
Cadmio fraz. residua
L10 PI5
173
fraz.legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e
Mn
fraz.scambiabile

100%
80%
60%
40%
20%
0%
100%
80%
60%
40%
20%
0%
100%
80%
60%
40%
20%
0%
100%
80%
60%
40%
20%
0%
Ram e
L10 PI5
Piombo
L10 PI5
Cromo
L10 PI5
Nichel
L10 PI5
174
fraz. residua
fraz.legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e
Mn
fraz.scambiabile

100%
80%
60%
40%
20%
0%
Zinco
L10 PI5
Staz. 6, Mare aperto: speciazione di cromo e nichel in sedimenti tra
Calambrone e Tirrenia (PI)
Sono stati analizzati quattro campioni di sedimento marino superficiale raccolti
in mare aperto tra Calambrone e Tirrenia a profondità comprese tra 30 e 70m.
Anche in questo caso si vede chiaramente che la frazione percentualmente più
elevata rispetto al totale è quella residua, non biodisponibile, da considerarsi
ragionevolmente di origine geologica essendo stati i campioni prelevati a largo
dalla costa.
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
Percentuali di Cr nelle singole frazioni rispetto al totale
1 2 3 4
campioni
175
fraz. residua
fraz. legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e
Mn
fraz.
scambiabile

100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
Percentuali di Ni nelle singole frazioni rispetto al totale
1 2 3 4
campioni
176
fraz. residua
fraz. legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e
Mn
fraz.
scambiabile
Staz. 7, Castiglioncello: speciazione di arsenico, cromo e nichel in sedimenti
dell’area marino costiera
Sono stati valutati due campioni superficiali di sedimento marino costiero
raccolti nella Baia del Quercetano, rappresentativi di un’area potenzialmente
idonea per prelievo di sabbia da utilizzare per attività di ripascimento. I
campioni presentano elevate concentrazioni di arsenico (campione1: 57,58
mg/kg ; campione 2: 65,84 mg/kg), ma come emerge chiaramente dagli
istogrammi, più del 90% dell’arsenico non è risultato biodisponibile, essendo
legato alla frazione residua, e quindi le sabbie potrebbero risultare idonee
all’impiego per attivita di ripristino della linea di costa. Anche cromo e nichel,
presenti in concentrazioni abbastanza elevate (campione 1: Cr 324,01 mg/kg,
Ni 183,22 mg/kg; campione 2: Cr 350,53 mg/kg , Ni 180,44 mg/kg) risulano
prevalentemente presenti nella frazione biodisponibile. Anche questi campioni
confermano il rilevante contributo geochimico alla prenenza di questi elementi
nei sedimenti costieri della Toscana.

100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
Percentuali di As nelle singole frazioni rispetto al totale
1 2
campioni
Percentuali di Cr nelle singole frazioni rispetto al totale
1 2
campioni
1 2
campioni
177
residuo
fraz. legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata
ad ossidi di
Fe e Mn
fraz.
scambiabile
residuo
fraz. legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e
Mn
fraz.
scambiabile
Percentuali di Ni nelle singole frazioni rispetto al totale
residuo
fraz. legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e
Mn
fraz.
scambiabile

Staz. 8, davanti alla foce del fiume Serchio: speciazione di arsenico, cromo e
nichel in campioni di deposito sabbioso sommerso
I campioni considerati sono stati prelevati da deposito sabbioso sommerso
ubicato tra 50 e 100m di profondità a 16km dalla costa, davanti alla foce del
fiume Serchio.
Sono costituiti da sabbia che dalle analisi risulta contaminata da arsenico,
cromo e nichel. Dai risultati della speciazione risulta evidente che i tre elementi
sono prevalentemente non biodisponibili e, data la natura dei campioni,
sicuramente di origine geologica. Solamente il campione 3 presenta quasi il
50% di nichel legato frazione disponibile biologicamente, dovuto
probabilmente ad attività antropiche.
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
Percentuali di As nelle singole frazioni rispetto al totale
1 2 3
campioni
Percentuali di Cr nelle singole frazioni rispetto al totale
1 2 3
campioni
178
fraz. residua
fraz. legata a
sostanza
organica e solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e Mn
fraz. scambiabile
fraz. residua
fraz. legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e Mn
fraz. scambiabile

100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
Percentuali di Ni nelle singole frazioni rispetto al totale
1 2 3
campioni
179
fraz. residua
fraz. legata a
sostanza organica
e solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e Mn
fraz. scambiabile
Staz. 9, tra Piombino e S. Vincenzo: speciazione di arsenico, cromo e nichel
in campioni di deposito sabbioso sommerso
Anche questi campioni sono stati prelevati da deposito sabbioso sommerso. In
questo caso il deposito è ubicato a 2Km dalla costa tra Piombino e S. Vincenzo
ad una profondità compresa tra 60 e 90m.
Come quelli precedenti, anche questi campioni sono costituiti da sabbia
contaminata da arsenico, cromo e nichel in massima parte presenti nella
frazione residua non biodisponibile e sicuramente di origine geologica.
Percentuali di As nelle singole frazioni rispetto al totale
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
1 2
campioni
fraz. residua
fraz. legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e
Mn
fraz.
scambiabile

Percentuali di Cr nelle singole frazioni rispetto al totale
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
1 2
campioni
Percentuali di Ni nelle singole frazioni rispetto al totale
1 2
campioni
180
fraz. residua
fraz. legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e
Mn
fraz.
scambiabile
fraz. residua
fraz. legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e
Mn
fraz.
scambiabile
Considerazioni conclusive sulle frazioni dei metalli pesanti nei campioni
considerati.
La frazione residua, nella quale gli elementi sono legati in massima parte alla
struttura cristallina dei minerali, spesso fa rilevare la presenza di una probabile
“anomalia geologica” e risulta solitamente più evidente nei sedimenti sabbiosi
e nelle sabbie emerse che nella frazione fine.
Mentre i metalli pesanti legati alla struttura silicea non vengono mobilizzati né
dagli agenti atmosferici né dalle normali azioni antropogeniche, le altre tre
frazioni possono rilasciare i metalli in seguito alla movimentazione dei
sedimenti e/o alla loro esposizione ad agenti atmosferici che ne possono
abbassare il pH e modificare il potenziale redox. In particolare, nei casi di

impiego di sabbie ai fini del ripascimento di aree costiere, il dilavamento dei
cloruri operato dalle piogge invernali che alzano il pH, l’esposizione
prolungata all’aria che può modificare il potenziale di ossido-riduzione, e
l’esposizione ad elevate temperature e concentrazioni di ozono e di radiazione
ultravioletta di elevata intensità, nella stagione estiva, possono causare la
degradazione della sostanza organica, portando al rilascio dei metalli pesanti
presenti nelle prime tre frazioni.
Prendendo ad esempio il problema del cromo, le prime tre frazioni potrebbero
rilasciare cromo in forma esavalente, quella più tossica, in seguito a
movimentazione e ossidazione dei sedimenti ad opera degli agenti atmosferici.
La sperimentazione effettuata sui tre metalli pesanti su diversi tipi di sedimenti
raccolti a diverse profondità e in diverse aree costiere, mostra l’utilità e
l’efficacia dell’applicazione della tecnica indipendentemente dalla tipologia e
provenienza della matrice e nello stesso tempo la sua importanza nella
valutazione della potenziale pericolosità dei metalli pesanti in essi presenti. La
speciazione di altri metalli pesanti nei sedimenti portuali di Livorno e
Piombino, fa rilevare le differenze tra i vari metalli per quanto riguarda la loro
distribuzione tra le varie frazioni, evideanziando la prevalente origine
antropica di alcuni e geochimica di altri.
L’importanza del trattamento dei campioni di arenili per lo studio della
speciazione.
La conoscenza dei livelli di contaminazione da metalli pesanti negli arenili
riveste importanza sia dal punto di vista ambientale che sanitario. Infatti non
solo si pone la necessità di considerare il fatto che alcuni elenti in traccia
possano essere tossici anche per contatto ( è noto che il nichel è un allergene),
ma anche perché ad essi sono spesso associate altre sostanze di origine
antropica (MONIQUA, 2005).
Per questo motivo la speciazione dei metalli ed il loro bioaccumulo in
organismi che vivono normalmente sugli arenili, sono due argomenti di
interesse ai fini della valutazione ambientale delle spiagge emerse.
Il trattamento dei campioni
Il trattamento dei campioni prima della loro mineralizzazione, necessaria per
procedere con le analisi chimiche, è importante ai fini dell’attacco delle
particelle di varie dimensioni che costituiscono il sedimento. Maggiore è la
riduzione della dimensione delle particelle, maggiore è la capacità di attacco
degli acidi impiegati e quindi la digestione del campione. Si pone però il
quesito se sia opportuna un’estrema manipolazione del campione oppure sia
più utile lavorare sul campione tal quale in modo da avvicinarsi maggiormente
181

alle normali condizioni ambientali in cui il campione dovrebbe poter
contaminare gli organismi.
Per affrontare il problema sono state scelte due differenti spiagge del litorale
toscano. Una (Calambrone) vicina ad un canale (lo Scolmatore dell’Arno),
l’altra di origine in gran parte industriale, posta a Rosignano Solvay in
vicinanza dell’industria di soda Solvay.
Prima di procedere con la mineralizzazione, i campioni delle due spiagge sono
stati trattati come segue:
A (campione tal quale): dal campione sono stati tolti ghiaia e particelle e detriti
organici grossolani;
B (campione pestellato): il campione è stato pestellato energicamente in mortaio
di ceramica;
C (campione setacciato): il campione è stato accuratamente setacciato con
apposito setaccio con maglia di 1mm.
Sui tre campioni (A, B, C) prelevati nelle due spiage è stata fatta l’estrazione
sequenziale come descritto precedentemente.
In Fig. 2-3 (Rosignano Solvay) sono riportati gli istogrammi delle percentuali
delle varie frazioni rispetto al totale. Si osserva una notevole differenza di
distribuzione delle varie frazioni per quanto riguarda il rame, presente in
percentuale molto maggiore nella seconda frazione del campione tal quale (A)
e differenze apprezzabili anche se modeste per quanto riguarda piombo e
zinco.
In Fig. 4-5 (Calambrone) si può osservare che non sono rilevabili differenze
rilevanti di distribuzione delle frazioni tra i tre tipi di campione trattati in
maniera diversa prima della mineralizzazione.
Le differenze potrebbero essere attribuibili alla minore omogeneità delle sabbie
di Rosignano Solvay, fortemente influenzate dalla contaminazione industriale.
Queste considerazioni vanno fatte, quindi, dovendo procedere con le analisi
degli arenili, in modo tale da valutare se sia opportuno procedere ad un
trattamento del campione (pestellare o setacciare) prima dell’attacco con acidi,
oppure prendere un maggior numero di campioni in modo da ridurre il più
possibile gli effetti della composizione poco omogenea delle sabbie.
182

100%
100%
80%
60%
40%
20%
80%
60%
40%
20%
0%
100%
80%
60%
40%
20%
0%
100%
80%
60%
40%
20%
0%
0%
Arsenico fraz. residua
A B C
Cadmio
A B C
Piombo
A B C
Rame
A B C
183
fraz.legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e Mn
fraz.scambiabile
Fig. 2. Speciazione di arsenico, cadmio, piombo e rame nel campione di
Rosignano: tal quale (A), pestellato (B), e setacciato (C).

100%
80%
60%
40%
20%
0%
100%
80%
60%
40%
20%
0%
100%
80%
60%
40%
20%
0%
100%
80%
60%
40%
20%
0%
Cromo
A B C
Nichel
A B C
Zinco
A B C
Vanadio
A B C
184
fraz. residua
fraz.legata a
sostanza
organica e solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e Mn
fraz.scambiabile
Fig. 3. Speciazione di cromo, nichel, zinco e vanadio nel campione di
Rosignano: tal quale (A), pestellato (B), e setacciato (C).

100%
80%
60%
40%
20%
0%
100%
80%
60%
40%
20%
0%
100%
80%
60%
40%
20%
0%
100%
80%
60%
40%
20%
0%
Arsenico
Cala A Cala B Cala C
Cadmio
Cala A Cala B Cala C
Piombo
Cala A Cala B Cala C
Rame
Cala A Cala B Cala C
185
fraz. residua
fraz.legata a
sostanza organica
e solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e Mn
fraz.scambiabile
Fig. 4. Speciazione di arsenico, cadmio, piombo e rame nel campione di
Calambrone: tal quale (A), pestellato (B), e setacciato (C).

100%
100%
80%
60%
40%
20%
80%
60%
40%
20%
0%
100%
80%
60%
40%
20%
0%
100%
80%
60%
40%
20%
0%
0%
Cromo
Cala A Cala B Cala C
Nichel
Cala A Cala B Cala C
Zinco
Cala A Cala B Cala C
Vanadio
Cala A Cala B Cala C
186
fraz. residua
fraz.legata a
sostanza organica
e solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e Mn
fraz.scambiabile
Fig. 5. Speciazione di cromo, nichel, zinco e vanadio nel campione di
Calambrone: tal quale (A), pestellato (B), e setacciato (C).

4.2.2 Bioaccumulo di metalli pesanti in organismi autoctoni delle coste
sabbiose, studio della speciazione e confronto con un test di bioaccumulo in
laboratorio (CIBM-Università di Firenze –Dip. di Biologia Evoluzionistica,
Alberto Ugolini; CIBM Rossana Scerbo, Ludmila Kozinkova, Corrado
Barghigiani)
Sebbene la fascia sopralitorale di coste sabbiose non sia stata molto indagata
dal punto di vista della contaminazione ambientale, nel corso degli ultimi anni
alcune specie di anfipodi talitridi sono state studiate come biomonitors della
contaminazione da metalli in traccia (Mardsen e Rainbow, 2004). Le principali
fonti di metalli per gli anfipodi sopralitorali sono costituite dal cibo (materiale
organico spiaggiato di origine sia marina che terrestre), dal medium acquoso e
dal sedimento (Weeks e Rainbow, 1991). Infatti, se durante il giorno gli
individui rimangono infossati nella sabbia umida in prossimità della battigia, al
tramonto emergono alla superficie e compiono una migrazione a scopo
soprattutto alimentare diretta verso l’orizzonte superiore della spiaggia.
Inoltre, i talitri, oltre a rappresentare la maggior componente in termini di
biomassa, svolgono un ruolo chiave nel flusso di energia degli ecosistemi
litorali e costituiscono un’importante fonte di cibo per numerose specie di
coleotteri, pesci, uccelli ed anche mammiferi (Griffiths et al., 1983; Wildish,
1988).
Studi condotti soprattutto su coste sabbiose dell’Europa settentrionale e del
Mediterraneo hanno evidenziato le elevate capacità di bioaccumulo di alcuni
metalli in traccia (Cu, Cd, Zn, Hg, Mn, Al, Fe e Ni) di molte tra le più comuni
specie europee (Talitrus saltator e Orchestia gammarellus) (Marsden e Rainbow,
2004; Ungherese et al. 2010; Ugolini et al., 2004, 2005). Pertanto i talitri rientrano
tra le specie più adatte per la valutazione della contaminazione da metalli in
traccia delle aree costiere sopralitorali. Tuttavia le conclusioni sinora raggiunte
sulla capacità di bioaccumulo nei talitri, non sono basate sulla reale
biodisponibilità dei diversi metalli nell’ambiente naturale.
Materiali e metodi
Campioni di sedimento, di materiale spiaggiato e di anfipodi sono stati
prelevati in marzo e giugno 2009 e ad aprile 2011 a Calambrone (Livorno),
(Talitrus saltator e Platorchestia platensis); nel mese di aprile 2011 a Rosignano
Solvay (Livorno) è stato raccolto Talitrus saltator. Nelle due località sono stati
raccolti esemplari adulti e sub-adulti, scartando le femmine ovigere. Le analisi
del contenuto in metalli pesanti (Cu, Cd, Hg, Zn, Fe, Al, Cr, Pb, Mn) sono fatte
mediante spettrometria di assorbimento atomico e di emissione.
187

Risultati
I risultati relativi alla spiaggia di Calambrone sono sintetizzati negli
istogrammi riportati in Fig.1 e 2. Il ridotto numero di località e di repliche dei
prelievi non consentono una valida analisi statistica dei risultati. Tuttavia,
l’analisi dei grafici -seppure qualitativa- consente di evidenziare la capacità di
bioaccumulo di Zn, Cu, Hg e Cd da parte sia di Talitrus saltator che di
Platorchestia platensis di Calambrone, se comparata alla quantità di tali metalli
presente nel sedimento. T. saltator, inoltre, sembra essere un accumulatore
leggermente migliore rispetto all’altra specie.
15000
10000
5000
100
80
60
40
20
10
8
6
4
2
0
0
0
TS Al
SABBIA ANIMALI
TS Cu
SABBIA ANIMALI
TS Pb
SABBIA ANIMALI
SABBIA
ANIMALI
SABBIA
ANIMALI
SABBIA
ANIMALI
14000
12000
10000
8000
6000
4000
2000
0
60
50
40
30
20
10
0
0,8
0,6
0,4
0,2
0
TS Fe
SABBIA ANIMALI
Ts Cr
SABBIA ANIMALI
TS Cd
SABBIA ANIMALI
Fig. 1. Concentrazioni dei metalli nelle sabbie di Calambrone e in Talitrus
saltator.
188
SABBIA
ANIMALI
SABBIA
ANIMALI
SABBIA
ANIMALI
200
150
100
50
0
0,15
0,1
0,05
0
TS Zn
SABBIA ANIMALI
TS Hg
SABBIA ANIMALI
SABBIA
ANIMALI
SABBIA
ANIMALI

15000
10000
5000
100
80
60
40
20
0
12
10
8
6
4
2
0
40
30
20
10
0
0
PP Al
PP Cu
PP Pb
SABBIA SPIAGGIATO ANIMALI
PP Ni
SABBIA SPIAGGIATO ANIMALI
Serie1
Serie1
Serie1
Serie1
14000
12000
10000
8000
6000
4000
2000
0
60
50
40
30
20
10
0
0,8
0,6
0,4
0,2
12
10
8
6
4
2
0
0
PP Fe
PP Cr
SABBIA SPIAGGIATO ANIMALI
PP Cd
SABBIA SPIAGGIATO ANIMALI
PP As
Fig. 2. Concentrazioni dei metalli nelle sabbie di Calambrone e in Platorchestia
platensis.
Nel mese di aprile del 2011, sono stati raccolti nuovamente organismi di
Talitrus saltator e campioni di sabbia dalle spiagge di Calambrone e Rosignano
Solvay su cui sono stati determinati i metalli pesanti. Sui sedimenti sabbiosi è
stata fatta la speciazione di As, Cd, Pb, Cu,Cr, Ni, Zn e V, mediante la tecnica
di estrazione sequenziale descritta precedentemente, allo scopo di studiare
189
Serie1
Serie1
Serie1
Serie1
140
120
100
80
60
40
20
0,06
0,05
0,04
0,03
0,02
0,01
700
600
500
400
300
200
100
0
30
25
20
15
10
5
0
0
0
PP Zn
SABBIA SPIAGGIATO ANIMALI
PP Hg
SABBIA SPIAGGIATO ANIMALI
PP Mn
PP V
SABBIA SPIAGGIATO ANIMALI
Serie1
Serie1
Serie1
Serie1

possibili relazioni tra accumulo e frazione biodisponibile dei metalli in traccia. I
dati sono sintetizzati negli istogrammi che seguono.
120
100
80
60
40
20
0
100%
80%
60%
40%
20%
0%
Arsenico
Piombo
20
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
Cadmio
Rame
Arsenico
Piombo
Speciazione dei metalli fraz. residua
Rame
Cromo
Nichel
Bioaccumulo nei talitri
Cromo
Nichel
Bioaccumulo nei talitri
Cadmio
190
Zinco
Vanadio
Zinco
Mercurio
Vanadio
R. Talitri
R. Biod.
R. Totali
fraz.legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e
Mn
fraz.scambiabi
le
R. Talitri
R. Biod.
R. Totali

Fig. 3. Speciazione dei metalli e bioaccumulo nei talitri a Rosignano. La prima
figura riporta gli istogrammi relativi alla distribuzione percentuale tra le varie
frazioni nel campione di sedimento sabbioso. Nelle figure successive sono
riportati gli istogrammi delle concentrazioni dei metalli nel sedimento e negli
organismi, espresse in g/g peso secco. La frazione biodisponibile (R.Biod.) è
la somma delle prime tre frazioni biodisponibili, quella totale (R.Totali)
rappresenta la concentrazione totale dei metalli nei sedimenti.
120
100
80
60
40
20
0
100%
80%
60%
40%
20%
0%
Arsenico
Piombo
Cadmio
Rame
Piombo
Speciazione dei metalli
Rame
Cromo
Nichel
191
Zinco
Bioaccumulo nei talitri
Cromo
Nichel
Zinco
Vanadio
Vanadio
fraz. residua
fraz.legata a
sostanza
organica e
solfuri
fraz. legata ad
ossidi di Fe e
Mn
fraz.scambiab
ile
C. Talitri
C. Biod.
C. Totali

10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
Arsenico
Bioaccumulo nei talitri
Cadmio
192
Mercurio
C. Talitri
C. Biod.
C. Totali
Fig. 4. Speciazione dei metalli e bioaccumulo nei talitri a Calambrone. La prima
figura riporta gli istogrammi relativi alla distribuzione percentuale tra le varie
frazioni nel campione di sedimento sabbioso. Nelle figure successive sono
riportati gli istogrammi delle concentrazioni dei metalli nel sedimento e negli
organismi, espresse in g/g peso secco. La frazione biodisponibile (C. Biod.) è
la somma delle prime tre frazioni biodisponibili, quella totale (C.Totali)
rappresenta la concentrazione totale dei metalli nei sedimenti.
Si osserva che lo Zn viene accumulato notevolmente e in ugual misura sia a
Rosignano che a Calambrone. Ugualmente si osserva per il Cu, anche se questo
metallo viene accumulato in misura minore rispetto allo zinco, ma in ugual
misura nelle due stazioni. Anche Cd e Hg presentano un certo accumulo nelle
due stazioni. Da notare che non esiste una vera relazione tra accumulo dei tre
metalli e concentrazioni sia nella frazione biodisponibile che in quella totale
delle sabbie. Ciò potrebbe essere attribuibile sia alla diversa origine delle
contaminazioni da metalli delle due aree, sia alla minore omogeneità e
dimensione media delle particelle di sedimento sabbioso di Rosignano rispetto
a quello di Calambrone.
Accumulo di metalli pesanti in Hediste diversicolor
Allo scopo di approfondire la possibilità di impiego di altre metodologie
dedicate allo studio del bioaccumulo di metalli pesanti nei sedimenti sabbiosi
degli arenili, è stato impiegato il polichete Hediste diversicolor.
Gli organismi non maturi di H. diversicolor sono campionati manualmente dalle
porzioni di sedimento fluviale. Dopo il trasporto in laboratorio, sono sottoposti
a spurgo per tre giorni in sabbia quarzifera immersa in acqua proveniente dal
sito di campionamento e areata continuamente. La salinità dell’acqua
sovrastante la sabbia quarzifera è gradualmente portata al 36±2‰
corrispondente alla salinità del test.

Materiali e metodi
Il test di bioaccumulo è stato allestito in tre repliche per ogni campione di
sedimento testato, in barattoli di vetro da un litro. In ogni barattolo sono stati
posti ~ 300 cm 3 di sedimento testato. Sul sedimento sono stati aggiunti circa
600 mL di acqua di mare naturale filtrata (36±2‰). I barattoli sono stati
sistemati in camera condizionata, coperti ed areati in continuo. Dopo 24 ore
sono stati misurati i parametri iniziali del test: pH, salinità, NH4 + e ossigeno
disciolto ed in ogni barattolo sono stati inseriti 5 organismi H. diversicolor. Per
l’intera durata del test i barattoli sono stati mantenuti alla temperatura di
16±2°C, aerati, ed illuminati per 24 ore. Dopo 28 giorni sono stati registrati i
parametri finali del test e gli organismi sono stati recuperati dai singoli
barattoli tramite setacciatura. Gli organismi sono stati contati e reinseriti nei
barattoli contenenti ~300 cm 3 di sabbia quarzifera e circa 600 mL di acqua di
mare filtrata e lasciati spurgare tre giorni. Alla fine dello spurgo gli organismi
sono stati recuperati e lavati in acqua distillata per circa un’ora, per liberarli dai
residui della sabbia e dal muco. In seguito gli organismi sono stati congelati e
successivamente analizzati per il contenuto di Al, Cr, Cu, Ni, V, Zn, As, Cd, Pb,
Hg.
Per valutare l’eventuale bioaccumulo negli organismi è stata adottata la
seguente formula:
D = ((Ce – Cb)/ Ce ) x 100
Ce indica la concentrazione del metallo nei tessuti degli organismi dopo la loro
esposizione ai sedimenti testati.
Cb indica la concentrazione del metallo nei tessuti degli organismi prima della
loro esposizione ai sedimenti testati (bianco).
Si considera bioaccumulo quando D ≥ 20%.
Risultati
Di seguito sono riportate la tabella del controllo dei parametri fisici durante le
prove e gli istogrammi delle concentrazioni dei metalli negli organismi.
193

Tab. 1. Parametri chimico-fisici dell’acqua sovrastante il sedimento registrati
all’inizio e al termine del test di bioaccumulo.
campione
concentrazione
concentrazione
2,50
2,00
1,50
1,00
0,50
0,00
0,3
0,2
0,2
0,1
0,1
0,0
Temp.
(°C)
Salinità
(%)
Arsenico
campione
bianco Rosignano Calambrone
Cadmio
Inizio del test Fine del test
pH
campione
NH4 +
(mg/l)
bianco Rosignano Calambrone
O2
(%)
194
concentrazione
concentrazione
0,2
0,2
0,1
0,1
0,0
Temp.
(°C)
20,0
18,0
16,0
14,0
Salinità
(%)
Mercurio
campione
bianco Rosignano Calambrone
Rame
pH
campione
NH4 +
(mg/l)
Controllo 16 ± 1° 37 8,10 0,5 95 ± 5 15 ± 1° 35 8,30 0 95 ± 5
Calambrone 16 ± 1° 34 8,12 0,5 95 ± 5 15 ± 1° 38 8,03 0,5 95 ± 5
Rosignano 16 ± 1° 37 8,30 0,5 95 ± 5 15 ± 1° 35 8,40 5 95 ± 5
bianco Rosignano Calambrone
O2
(%)

concentrazione
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
Piombo
campione
bianco Rosignano Calambrone
195
concentrazione
250,0
200,0
150,0
100,0
50,0
0,0
Zinco
campione
bianco Rosignano Calambrone
Fig. 5. Le concentrazioni (mg/kg) dei metalli pesanti rilevate nei tessuti degli
organismi prima (bianco) e dopo la loro esposizione ai sedimenti Rosignano e
Calambrone. I grafici per Al, Cr, Ni e V non sono riportati, dato che le loro
concentrazioni negli organismi sono risultate sotto i limiti di rilevabilità.
Cromo, nichel e vanadio sono risultati al di sotto dei limiti di rilevabilità sia nei
bianchi che negli organismi esposti. Per quanto riguarda gli altri metalli, si
vede chiaramente che il polichete accumula As e Hg nelle due stazioni, ma di
più a Rosignano; Cd e Pb in misura maggiore a Calambrone e Zn e Cu
praticamente solo a Calambrone.
Conclusioni
I risultati confermano il valido utilizzo degli anfipodi talitridi nel rilevare
differenze nel contenuto di metalli in traccia tra le varie località, evidenziato in
precedenti e più approfonditi lavori (Mardsen e Rainbow, 2004; Ugolini et al.,
2004, 2005) e, inoltre, il loro possibile impiego come indicatori della
distribuzione spaziale della contaminazione da metalli in traccia negli arenili. È
opportuno sottolineare che la facilità di raccolta e l’economicità dei
campionamenti, i quali non richiedono né attrezzature particolari né l’uso di
mezzi costosi, rendono l’utilizzo dei talitri come biomonitors particolarmente
vantaggioso.
Anche l’impiego di Hediste diversicolor è in grado di dare indicazioni sul
bioaccumulo dei metalli pesanti, come già rilevato precedentemente (Stefanini,
2000).
Da questo primo confronto, che deve ritenersi preliminare e quindi confermato
da successivi e più approfonditi studi, risulta una differente capacità di
bioaccumulo dei due organismi sia nei confronti dei metalli pesanti che dei siti
di monitoraggio.

4.2.3 Saggi ecotossicologici sui sui sedimenti (CIBM: Ludmila Kozinkova)
Nell’ambito della collaborazione con con IFREMER sui sui saggi ecotossicologici da da
applicare alla alla valutazione dei dei sedimenti, sono stati stati fatti fatti campionamenti di di
sedimento in in varie stazioni scelte nell’area transfrontaliera. In In particolare i i
campionamenti lungo la la costa toscana sono stati stati condotti, partendo da da nord,
davanti alle alle foci foci dei dei fiumi Serchio, Arno e e Fiume Morto, a a Livorno sia sia a a largo
delle Secche della Meloria che che in in porto, a a Rosignano, a a Piombino, sia sia a a largo
che che in in porto. Le Le stazioni di di campionamento sono riportate nelle cartine che che
seguono. Altre stazioni di di campionamento sono state scelte a a Cagliari e a e a Porto
Scuso.
Sui Sui campioni è è stato fatto da da IFREMER il il saggio con con l’ostrica e e da da CIBM sono
stati stati fatti fatti i saggi i saggi con con Corophium orientale e Paracentrotus e Paracentrotus lividus.
Foce Arno: AR4 e AR5; e AR5; Foce Fiume Morto: AR AR 6; 6; Foce Serchio: AR7.
196
N
0 0 1 1 2 2 3 3 4 4 5 5
km
km

Secche Secche della della Meloria: Meloria: L21 L21 e e L22; e L22; Porto Porto di di Livorno: di Livorno: L10 L10 (Darsena (Darsena Petroli) Petroli) e e L12 e L12
(Canale (Canale industriale).
industriale).
Rosignano Rosignano Solvay: Solvay: RO RO 14. 14. 14.
197
N
N
0 00 1 1 1 2 2 2
km km km
N
N
0 00 1 1 1
km km km

Piombino: PI 5 (porto) e PI 8 (a largo).
198
N
0 1
km

Materiali e Metodi
Corophium orientale.
Il principio del saggio biologico “a più lungo termine” ( di tossicità cronica) con
gli organismi C. orientale consiste nell'esposizione di un numero stabilito di
organismi per 28 giorni al sedimento tal quale, con la finalità di stimare la
percentuale di mortalità degli organismi stessi.
Il saggio è allestito secondo il protocollo: ISO 16712:2005(E): Water quality-
Determination of acute toxicity of marine or estuarine sediment to amphipods.
Gli anfipodi sono campionati setacciando il loro sedimento nativo con setaccio
a maglia di 0,5 mm, che permette di selezionare organismi di ~4 mm idonei per
il test, scartando gli individui maturi e le forme giovanili. Gli anfipodi
selezionati sono acclimatati in laboratorio alle seguenti condizioni del test:
• Temperatura dell’acqua : 16 ± 2°C
• Salinità : 36 ± 2 ‰
• Illuminazione : continua
• O2 disciolto nell’acqua sovrastante il sedimento : > 60 %.
Procedimento del saggio
Circa 200 cc di sedimento da testare sono introdotti in un barattolo di vetro da
1L e sopra a questi sono aggiunti circa 750 cc di acqua di mare naturale filtrata.
Per ogni campione sono allestite 4 repliche. Dopo 24 ore in ciascun barattolo
sono immessi 25 individui. Come sedimento di controllo è utilizzato il
sedimento nativo proveniente da un sito non contaminato. I barattoli
contenenti gli organismi sono coperti per minimizzare l’evaporazione di acqua,
posti in stanza condizionata alla temperatura di 16± 2°C ed areati in continuo.
Dopo 28 giorni il contenuto di ogni barattolo è vagliato e sono contati gli
organismi vivi. Sono considerati morti gli antipodi che, dopo una delicata
stimolazione, non mostrano alcun movimento degli arti. La sensibilità degli
organismi, (96h LC50) è determinata tramite l’esposizione per 96 ore a
concentrazioni 0,8; 1,6; 3,2; e 6,4 mg/l di CdCl2.
All’inizio e alla fine del saggio biologico sono misurati i seguenti parametri
dell’acqua sovrastante il sedimento: pH, salinità, NH4 + e ossigeno disciolto.
199

Elaborazioni dei dati
Il saggio biologico è considerato valido, quando la mortalità media all’interno
del sedimento di controllo è ≤ 15% e quando la mortalità nella singola replica
per l'intero periodo di esposizione è ≤ 20%. Sia nei campioni da testare che nel
sedimento di controllo, sono state calcolate le percentuali medie (± la
deviazione standard) degli anfipodi morti. La percentuale di mortalità rilevata
in ogni campione è stata confrontata con quella nel sedimento di controllo. La
valutazione della tossicità è stata eseguita prendendo in considerazione la
percentuale di mortalità degli organismi osservata nei campioni da saggiare
corretta con la formula di Abbott (M).
Tab. 1. Scala di tossicità relativa al test con C.orientale.
Paracentrotus lividus
Preparazione dell’elutriato
C. orientale Tossicità
M ≤ 15% Assente
15% < M ≤ 30% Bassa
30% < M ≤ 60% Media
M > 60% Alta
Gli elutriati sono stati preparati dai sedimenti freschi secondo il protocollo:
Evaluation of Dredged Material Proposed for Discharge in Waters of the U.S. -
Testing Manual EPA 823-B-98-004. February 1998. Un’aliquota del sedimento
da testare è stata unita con il volume calcolato dell’acqua di mare naturale
filtrata in rapporto 1: 4. Le sospensioni ottenute sono state agitate per 1 ora e in
seguito centrifugate a temperatura di 12°C per 20' a 3000 rpm. Il sopranatante,
che rappresenta l’elutriato, è stato prelevato con cautela e conservato a
temperatura di +4 ±2°C per un massimo di tre giorni o congelato a -25 °C.
Prima dell’allestimento del test sono stati registrati i seguenti parametri
dell’elutriato: pH e salinità.
200

Procedimento del test di fecondazione
Il test è stato allestito in tre repliche, secondo il protocollo con le modifiche
riportate dal laboratorio CIBM per la specie P. lividus: Short-term Methods for
Estimating the Chronic Toxicity of Effluents and Receiving Waters to West
Coast Marine and Estuarine Organisms, EPA/600/R-95/136. August, 1995.
L’emissione dei gameti maschili e femminili viene provocata mediante
l’iniezione di 0,5 ml di KCL 1M nella cavità celomatica degli organismi. Lo
sperma (minimo da tre maschi) è stato raccolto “a secco” e conservato a 4°C. Le
uova (minimo da tre femmine) sono state raccolte ad umido singolarmente per
ogni femmina. Dopo la loro valutazione di maturità, sono state unite, diluite in
acqua di mare naturale filtrata alla concentrazione richiesta per il test e
conservate a 16°C. La quantità degli spermatozoi è stata determinata in camera
di conta (Thoma). Sulla base del conteggio è stata preparata la sospensione
dello sperma stimando il rapporto predefinito (1/15 000 ) tra uovo e
spermatozoi che garantisce la percentuale di fecondazione nei limiti del 75-
95%. Lo sperma è stato esposto per un’ora alle concentrazioni previste degli
elutriati (100, 50 e 25% ) e all’acqua di mare naturale filtrata (controllo
negativo). Le uova sono state inoculate dopo un’ora e lasciate in contatto con lo
sperma per venti minuti. Il test è stato bloccato mediante l’aggiunta di 1 ml di
formaldeide (37%). Le provette, contenenti gli zigoti, sono state conservate a
temperatura ~ 5°C fino alla loro valutazione. Al microscopio sono state contate
cento cellule e calcolata la percentuale degli zigoti in ogni campione. Nel test di
embriotossicità alla matrice acquosa testata sono stati esposti gli zigoti (uova
fecondate). In ogni provetta è stato aggiunto 1 ml della soluzione di uova
fecondate alla concentrazione 200 zigoti/ml. Le provette sono state incubate
per 72ore alla temperatura di 16±2°C. Il processo di sviluppo embrionale è stato
bloccato mediante l’aggiunta di 1 ml di formaldeide. Al microscopio sono stati
contati 100 embrioni e calcolata la percentuale dei plutei regolari in ogni
provetta. La sensibilità dei gameti e/o zigoti (EC50) è stata testata tramite
l’esposizione a concentrazioni crescenti del tossico di riferimento
Cu(NO3)2·3H2O.
Stima della tossicità
Al fine di considerare la percentuale delle uova non fecondate nel controllo è
stata applicata la correzione di “Abbott":
(x - y) * 100 * (100 - y) -1
x = % delle uova non fecondate nel campione da testare.
y = % delle uova non fecondate nel controllo.
La tossicità degli elutriati è stata stimata sulla base dei valori dell’EC20 ed EC50
calcolate con i metodi: Maximum Likelihood Probit oppure Trimmed
Spearman-Karber versione 1,5.
201

Tab. 2. Scala di tossicità relativa ai test con P lividus.
Vibrio fischeri
Vibrio fischeri è un batterio marino Gram-negativo ed eterotrofo, appartenente
alla famiglia delle Vibrionaceae. Il sistema Microtox ® è un test biologico di
tossicità acuta basato sull’utilizzo della bioluminescenza naturale di questa
specie. Poiché in presenza di contaminanti l’emissione di luce diminuisce, la
misura dell’eventuale inibizione della bioluminescenza, a seguito
dell’esposizione del batterio ad una sostanza nota o ad un campione naturale di
acqua o sedimento, consente di valutare il grado di tossicità acuta della
sostanza o della matrice testata.
Fase Solida
P. lividus Tossicità
EC20 ≥ 90% Assente
EC20 < 90% e EC50 > 100% Bassa
40% ≤ EC50 < 100% Media
EC50 < 40% Alta
I campioni sono stati analizzati considerando solo la frazione pelitica e la
sabbia fino a 1 mm. E’ stato applicato il protocollo standard Solid Phase Test
(SPT) (ICRAM, 2001), con incubazioni a 5 e 15 minuti. I risultati del Solid Phase
Test sono stati espressi, nell’incubazione a 15 minuti:
-in TU (Unità Tossiche = 100/EC50): consentono di ottenere una diretta
relazione tra tossicità e riduzione della bioluminescenza.
-come S.T.I. (Indice di Tossicità del Sedimento): esprime la reale tossicità acuta
del campione rispetto alla naturale tossicità di un sedimento di riferimento
aventi le stesse caratteristiche granulometriche (TU osservata/TU naturale
stimata). TU naturale stimata è stata calcolata con il seguente algoritmo:
Y=0.28+3.49X (Y=TU nat. stimata; X= % pelite) (ICRAM, 2001).
202

Tab. 3. Scala di tossicità relativa al test con Vibrio fischeri (fase solida).
Fase liquida
203
Tossicità
0 ≤ STI ≤ 1 Assente
1 < STI ≤ 3 Bassa
3 < STI ≤ 6 Media
6 < STI ≤ 12 Alta
> 12 Molto alta
Il saggio biologico è stato applicato alla fase liquida (elutriato filtrato a 0,45 μm)
secondo il protocollo “Basic” (Azur Environmental, 1995).
Sui campioni è stato effettuato il test completo alla ricerca di una EC20/EC50
attraverso una serie di 14 diluizioni partendo dalla concentrazione iniziale del
campione del 90%, come previsto dal protocollo SDI Diagnostic ® . Le letture
sono state effettuate dopo 5, 15 e 30 minuti di incubazione. Per le analisi è stato
utilizzato il lotto batterico n. 10C1027 (scadenza 03/2012). I diluenti standard
(NaCl al 3,5%) sono stati sostituiti con l’acqua di mare naturale filtrata. Tale
modifica al protocollo originale è stata apportata poiché l’acqua di mare
fornisce un ambiente osmotico e fisiologico più idoneo all’attività metabolica
dei batteri rispetto al diluente standard e consente di ottenere, pertanto,
risultati più verosimili nello studio di ambienti marino-salmastri. La relazione
dose-risposta, ovvero concentrazione del campione-inibizione della
bioluminescenza, è stata elaborata mediante un software dedicato (Microtox
Omni TM v. 1.16), che consente di individuare l’EC50 (e/o l’EC20), cioè la
concentrazione del campione cui corrisponde una riduzione della
bioluminescenza pari al 50% (o 20%).
Tab. 4. Scala di tossicità relativa al test con Vibrio fischeri (fase liquida).
EC20 ≥ 90% Assente
EC20 < 90% e EC50 ≥ 90% Bassa
20% ≤ EC50 < 90% Media
EC50 < 20% Alta
Tossicità

Hediste diversicolor
Gli organismi non maturi di H. diversicolor sono campionati manualmente dalle
porzioni di sedimento fluviale . Dopo il trasporto in laboratorio, gli organismi
sono sottoposti a spurgo per tre giorni in sabbia quarzifera sommersa in acqua
proveniente dal sito di campionamento, areata continuamente. La salinità
dell’acqua sovrastante la sabbia quarzifera è gradualmente portata al 36±2‰
corrispondente alla salinità del test.
Allestimento del test
Il test di bioaccumulo è stato allestito in tre repliche per ogni campione di
sedimento testato in barattoli di vetro da 1 litro. In ogni barattolo sono stati
posti ~ 300 cm 3 di sedimento testato. Sul sedimento sono aggiunti circa 600 mL
di acqua di mare naturale filtrata (36±2‰). I barattoli sono stati sistemati in
camera condizionata, coperti ed areati in continuo. Dopo 24 ore sono stati
misurati i parametri iniziali del test: pH, salinità, NH4 + e ossigeno disciolto ed
in ogni barattolo sono inseriti 5 organismi. Per l’intera durata del test i barattoli
sono mantenuti alla temperatura di 16±2°C, aerati, ed illuminati per 24 ore.
Dopo 28 giorni sono registrati i parametri finali del test e gli organismi sono
recuperati dai singoli barattoli tramite setacciatura.
Gli organismi sono contati e reinseriti nei barattoli contenenti ~300 cm 3 di
sabbia quarzifera e circa 600 mL di acqua di mare filtrata e lasciati spurgare tre
giorni. Alla fine dello spurgo gli organismi sono stati recuperati e lavati in
acqua distillata per un minimo di un’ora, per liberarli dai residui della sabbia e
dal muco. In seguito gli organismi sono stati congelati.
Elaborazioni dei dati
Per valutare l’eventuale bioaccumulo negli organismi è stata adottata la
seguente formula:
D = ((Ce – Cb)/ Ce ) x 100
Ce indica la concentrazione del metallo nei tessuti degli organismi dopo la loro
esposizione ai sedimenti testati.
Cb indica la concentrazione del metallo nei tessuti degli organismi prima della
loro esposizione ai sedimenti testati (bianco).
Si considera bioaccumulo quando D ≥ 20%.
204

Analisi granulometrica
L’analisi granulometrica dei sedimenti è stata eseguita secondo la procedura
ICRAM (Ministero Ambiente, 2001.)
Sono state prese in considerazione le tre principali frazioni: ghiaia, sabbia e
frazione < 63 µm. L'analisi granulometrica è stata suddivisa in tre fasi, descritte
di seguito.
Preparazione e pretrattamento del campione.
Circa 70 g di ciascun campione sono stati trattati per 48 ore con una soluzione
di perossido di idrogeno e acqua distillata (1:4) a temperatura ambiente, al fine
di facilitare la separazione dei granuli.
Separazione delle frazioni.
Ciascun campione è stato vagliato in umido sul setaccio di maglia d'acciaio da
63 µm. La fase acquosa, contenente la frazione < 63 µm è stata recuperata in un
contenitore posizionato sotto il setaccio e lasciata decantare mentre la frazione
(> 63 µm) trattenuta sul setaccio è stata recuperata in una vaschetta di plastica.
Dopo 48 h l’acqua sovrastante la frazione < 63 µm è stata aspirata e il materiale
decantato è stato raccolto su un filtro di carta. Le due frazioni ottenute sono
state essiccate in stufa a 60 °C .
Analisi delle frazioni
La frazione > 63 μm (sabbia e ghiaia) è stata vagliata con pile di setacci da –1 a
4 phi, con un intervallo di 0,5 phi (phi = -log2 del diametro in mm) della serie
ASTM. Le frazioni del sedimento corrispondenti a ciascun intervallo e la
frazione < 63 µm trattenuta sul filtro di carta sono state pesate e in seguito
calcolate le percentuali delle singole frazioni.
Risultati
Corophium orientale.
In tabella 5 sono riportati i parametri chimico-fisici dell’acqua sovrastante i
sedimenti misurati all’inizio ed al termine del test di tossicità acuta con C.
orientale.
205

Tab. 5. Parametri chimico-fisici dell’acqua sovrastante i sedimenti testati
misurati all’inizio e al termine del test “a breve termine” con il C. orientale.
campione
Controllo
Temp.
(°C)
Inizio del test Fine del test
Salinità
(‰)
pH NH4+
(mg/l)
35 8,12 0
La sensibilità rilevata degli organismi verso il tossico di riferimento (CdCl2)
LC50 = 2,83 mg/L (LC = 3,17 mg/L e UC = 3,69 mg /L) rientra nella carta di
controllo del laboratorio per l’accettabilità del test.
Le percentuali di mortalità degli organismi C. orientale, registrate nel test “a più
lungo termine” e la stima di tossicità cronica sono riportate in tabella 6.
O2
(%)
206
Temp.
(°C)
Salinità
(‰)
pH NH4+
(mg/l)
36 8,12 0
L10 36 8,02 5 36 8,33 5
L12 36 8,17 3 36 8,47 0,5
AR4 36 8,13 1 36 8,45 3
AR5 36 8,12 1 36 8,32 5
AR6 36 8,16 0 36 8,15 0
AR7 36 8,16 2 35 8,28 5
L21 36 8,13 0 36 8,18 0
L22 36 8,16 0 36 8,19 0
RO12
RO14
16 ±
1°C
36
36
8,14
8,14
3
0
90 ± 5
15 ±
1°C
36
36
8,03
8,03
5
0
P15 36 8,09 3 36 8,37 0
P18 36 8,10 3 36 8,30 0
CA5 36 8,12 0,5 36 8,18 3
CA24 36 8,13 0 36 8,13 0,5
PS5 36 8,20 0,5 36 8,29 5
BA2 36 8,14 0,5 36 8,25 5
BA3 36 8,12 0,5 36 8,19 5
BA5 36 8,09 0,5 36 8,21 5
O2
(%)
90 ± 5

Tab. 6. Percentuali di mortalità degli organismi di C. orientale osservate nei
sedimenti
Tab. 6.
testati
Percentuali
e stima
di
di
mortalità
tossicità
degli
cronica.
organismi di C. orientale osservate nei
sedimenti testati e stima di tossicità cronica.
Campione
Campione
Numero degli
Numero degli
organismi esposti
organismi esposti
%
degli organismi
%
degli organismi
morti
morti
(± dev.st %)
(± dev.st %)
La percentuale di mortalità osservata dopo la permanenza degli organismi per
La percentuale percentuale
28 gg nel
di
sedimento
mortalità mortalità
BA5
osservata
indica la
dopo
presenza
la permanenza
di tossicità cronica
degli organismi organismi
alta. Le
per
28 gg gg
percentuali
nel sedimento
di mortalità,
BA5
all’
indica
interno
la la
del
presenza
limite 30%
di
< M
tossicità
≤ 60%, rilevate
cronica
in L10,
alta. Le Le
percentuali L21, L22 di e mortalità, RO12, indicano all’ per interno questi del sedimenti limite una 30% tossicità < M ≤ cronica 60%, media. rilevate Nei in L10,
L21, L22 sedimenti e RO12, BA2 indicano e BA3 i risultati per questi ottenuti sedimenti indicano una una tossicità tossicità cronica cronica bassa. media. Nei
sedimenti BA2 e BA3 i risultati ottenuti indicano una tossicità cronica bassa.
207
%
(corretta)
%
degli
(corretta)
organismi Valutazione della
degli organismi Valutazione della
morti
tossicità
morti
tossicità
controllo 100 0 ± 0 0 Assente
controllo 100 0 ± 0 0 Assente
L10
L10
100
100
56
56
±
10,83
10,83 56
56
Media
Media
L12 L12 100 100 9 ± 6,83 6,83 9 9 Assente Assente
AR4 AR4 100 100 3 ± 3,83 3 3 Assente Assente
AR5 AR5 100 100 2 ± 2,31 2 2 Assente Assente
AR6 AR6 100 100 2 ± 2,31 2 2 Assente Assente
AR7 AR7 100 100 2 ± 2,31 2 2 Assente Assente
L21 L21 100 100 34 ± 6,93 6,93 34 34 Media Media
L22 L22 100 100 70 ± 5,16 5,16 70 70 Media Media
RO12 RO12 100 100 60 ± 5,66 5,66 60 60 Media Media
RO14 RO14 100 100 10 ± 5,16 5,16 10 10 Assente Assente
P15 P15 100 100 13 ± 6,00 6,00 13 13 Assente Assente
P18 P18 100 100 11 11 ± 3,83 3,83 11 11 Assente Assente
CA5 CA5 100 100 12 12 ± 7,30 7,30 12 12 Assente Assente
CA24
CA24
100
100
9
±
3,83
3,83 9
9
Assente
Assente
PS5
PS5 100
100
11 ± 3,83
11 ± 3,83
11
11
Assente
Assente
BA2
BA2 100
100
25 ± 6,00
25 ± 6,00
25
25
Bassa
Bassa
BA3
BA3 100
100
18 ± 5,16
18 ± 5,16
18
18
Bassa
Bassa
BA5
BA5 100
100
69 ± 8,87
69 ± 8,87
69
69
Alta
Alta

Paracentrotus lividus
In tabella 7 sono riportati i valori dei parametri misurati negli elutriati estratti
dai sedimenti testati.
Tab. 7. Parametri registrati negli elutriati.
campione Salinità (‰) pH
La sensibilità dei gameti impiegati nel test di fecondazione nei confronti del
nitrato di rame usato come tossico di riferimento EC50 = 41,10 µg/l (LC =
37,49 µg/l; UC = 45,06 µg/l), rientra nei limiti della carta di controllo del
laboratorio per l’accettabilità del test. Nella tabella 8 sono riportati i risultati del
test di fecondazione con il P. lividus e la stima della tossicità acuta.
208
Ossigeno disciolto
(mg/l)
Controllo 36 8,10 94,6
L10 36 8,13 96,8
L12 36 8,06 97,1
AR4 34 7,75 95,1
AR5 35 7,70 94,7
AR6 37 8,14 95,1
AR7 37 8,15 92,8
L21 37 8,23 96,3
L22 37 8,23 92,8
RO12 37 8,74 94,1
RO14 36 7,80 96,1
P15 39 8,00 92,7
P18 37 7,90 93,8
CA5 34 7,77 95,1
CA24 37 7,73 96,7
PS5 36 7,74 98,1
BA2 36 7,64 94,6
BA3 36 7,76 93,5
BA5 36 7,75 94,2

Campione
Tab. 8. Risultati del saggio di fecondazione e stima della tossicità acuta.
Concentrazione
dell’elutriato (%)
% di uova
fecondate
replica
replica
Media di uova
non fecondate
Negli Negli elutriati elutriati estratti estratti dai dai sedimenti sedimenti RO14 RO14 e e CA5 CA5 è è stata stata osservata osservata alla
alla
concentrazione concentrazione del del 100% 100% totale totale inibizione inibizione della della fecondazione, fecondazione, ed ed i i valori
valori
209
Correzione Abbott
(uova non fecondate)
EC20
(%)
EC50
(%)
Giudizio di
tossicità
1 1 2 2 3
3
Controllo 80 82 80 19 0 Assente
100
62 65 63 37
21
L10
50
72 70 70 31
14
88,2 >100 Bassa
25
78 78 80 24
6
100
100
76 74 73
73 24
24
6
6
L12
50
50
78 80 77
77 24
24
5
5
>90 >90 >100 >100 Assente
25
25
80 81 80
80 20
20
1
1
100
68 69 66 28
11
AR4
AR4
50
72 75 73 29
12
>90 >100 Assente
Assente
25
79 80 80 22
3
100
68 70 69 28
10
AR5
AR5
50
74 74 76 27
9
>90 >100 Assente
25
81 80 80 22
3
100
39 45 40 47
34
AR6
AR6
50
68 66 65 41
26
52,8 >100 Bassa
25
76 78 75 28
10
100
56 52 54 46
33
AR7
50
63 65 62 37
21
50,8 >100 Bassa
25
74 72 76 26
8
100
12 10 9
90
87
L21
50
68 64 65 34
19
52,5 >100 Bassa
25
76 75 76 24
6
100
23 19 20 79
74
L22
50
57 58 57 43
29
42,5 >100 Bassa
25
79 76 79 22
3
100
100
10 8 11 90
88
RO12
RO12
50
42 49 40 56
46
29,9 >100 Bassa
25
68 66 66 33
17
100
0 0 0 100
100
RO14
RO14
50
63 67 65 35
19
50,5 54,4 Media
Media
25
74 75 74 26
8
100
66 68 65 34
18
P15
50
72 71 74 28
10
>90 >100 Assente
Assente
25
79 77 80 21
2
100
66 68 66 33
17
P18
P18
50
74 74 76 25
7
>90 >100 Assente
25
79 80 80 20
1
100
100
0
0 0
0 0
0 100
100
100
100
CA5
CA5
50
50
56
56 54
54 57
57 44
44
31
31
49,9 49,9 54,2 54,2 Media
Media
25
25
69
69 67
67 70
70 31
31
15
15
100
100
60 60 59 40
26
26
CA24
CA24
50
72 73 73 27
10
10
80,3 80,3 >100 >100 Bassa
25
79 80 80 20
1
1
100
15 10 11 88
85
PS5
PS5
50
53 56 55 45
32
41,7 >100 Bassa
25
74 72 73 27
10
100
76 74 74 25
14
BA2
50
79 80 78 21
9
>90 >100 Assente
25
83 81 83 18
5
100
75 77 77 24
12
BA3
BA3
50
77 78 78 22
10
>90 >100 Assente
Assente
25
82 84 84 17
4
BA5
BA5
100
100
50
50
25
25
61
61
74
74
79
79
63
63
70
70
80
80
64
64
71
71
78
78
37
37
28
28
21
21
28
28
17
17
9
9
62,11 62,11 >100 >100 Bassa
Bassa

quantificati degli degli EC20 EC20 ed ed EC50 indicano la presenza di di tossicità acuta acuta media. media. I I
valori valori degli degli EC20, EC20, nei nei limiti EC20 < 90% ed EC50 > > 100%, relativi relativi agli agli elutriati elutriati
L10, AR6, L10, AR6, AR7, AR7, L21, L21, L22, L22, RO12, CA24, PS5 e BA5 indicano una una tossicità tossicità acuta acuta
bassa. bassa. Le percentuali Le percentuali di di fecondazione negli elutriati restanti, conformi conformi alla alla
percentuale di uova di uova fecondate osservata nel controllo negativo, confermano
l’assenza l’assenza di tossicità di tossicità acuta.
Tab. 9. Tab. Risultati 9. Risultati del del test test di di embriotossicità con il il saggio biologico P.lividus P.lividus e e
stima stima di tossicità. di tossicità.
% di % plutei di plutei
Concentrazione
Campione Campione dell’elutriato
( % ) ( % ) replica replica
Media degli
embrioni non
sviluppati
Correzione
EC 20 EC 20 EC 50 EC 50 Giudizio Giudizio di di
Abbott (embrioni
(%) (%) (%) (%) tossicità tossicità
non non sviluppati ) )
1 1 2 2 3 3
Controllo Controllo 84 84 85 85 85 85 15 0 0 Assente Assente
100 100 0 0 0 0 0 0 100
100 100
L10 L10 50 50 0 0 0 0 0 0 100
100 100 n.c. n.c. n.c. n.c. Alta Alta
25 25 71 71 70 70 70 70 30
17 17
100 100 16 16 18 18 18 18 71
65 65
L12 L12 50 50 62 62 65 65 63 63 73
68 68 47,4 47,4 70 70 Media Media
25 25 74 74 73 73 76 76 29
17 17
100 100 57 57 56 56 57 57 51
43 43
AR4 AR4 50 50 75 75 74 74 74 74 36
24 24 67,9 67,9 >100 >100 Bassa Bassa
25 25 81 81 83 83 81 81 24
10 10
100 100 44 44 45 45 42 42 39
28 28
AR5 AR5 50 50 65 65 64 64 65 65 38
27 27 46,9 46,9 >100 >100 Bassa Bassa
25 25 83 83 80 80 81 81 25
11 11
100 100 78 78 79 79 80 80 32
20 20
AR6 AR6 50 50 82 82 84 84 81 81 25
11 11 > 90 > 90 >100 >100 Assente Assente
25 25 84 84 83 83 84 84 16
1 1
100 100 69 69 67 67 66 66 24
11 11
AR7 AR7 50 50 79 79 77 77 77 77 21
7 7 > 90 > 90 >100 >100 Assente Assente
25 25 82 82 84 84 84 84 16
1 1
100 100 74 74 76 76 75 75 25
11 11
L21 L21 50 50 79 79 81 81 81 81 20
5 5 > 90 > 90 >100 >100 Assente Assente
25 25 84 84 83 83 83 83 17
2 2
100 100 75 75 77 77 78 78 23
9 9
L22 L22 50 50 79 79 81 81 81 81 20
5 5 > 90 > 90 >100 >100 Assente Assente
25 25 84 84 82 82 85 85 16
1 1
100 100 0 0 0 0 0 0 100
100 100
RO12 RO12 50 50 43 43 39 39 40 40 59
52 52 46,8 46,8 50 50 Media Media
25 25 78 78 77 77 78 78 22
8 8
100 100 69 69 72 72 70 70 30
17 17
RO14 RO14 50 50 77 77 79 79 76 76 23
9 9 > 90 > 90 >100 >100 Assente Assente
25 25 84 84 82 82 84 84 17
2 2
100 100 69 69 73 73 70 70 29
17 17
P15 P15 50 50 79 79 80 80 78 78 21
7 7 > 90 > 90 >100 >100 Assente Assente
25 25 84 84 84 84 82 82 17
2 2
100 100 73 73 69 69 71 71 29
16 16
P18 P18 50 50 78 78 75 75 76 76 24
10 10 > 90 > 90 >100 >100 Assente Assente
25 25 80 80 82 82 81 81 19
4 4
100 100 0 0 0 0 0 0 100
100 100
CA5 CA5 50 50 50 50 46 46 49 49 52
43 43 38,2 38,2 51,3 51,3 Media Media
25 25 68 68 67 67 68 68 32
20 20
100 100 56 56 58 58 54 54 44
34 34
CA24 CA24 50 50 67 67 69 69 69 69 32
19 19 48,9 48,9 >100 >100 Bassa
Bassa
25 25 75 75 78 78 78 78 23
9 9
210

PS5
BA2
BA3
BA5*
PS5
BA2
BA3
BA5*
100
50
25
100
50
25
100
50
25
100
50
25
100
50
25
100
50
25
100
50
25
100
50
25
0
0
62
82
83
84
70
74
80
-
-
-
100
100
40
19
18
16
31
25
18
-
-
-
211
100 100
100 100
29 29
9
7
6
n.c. n.c. n.c. n.c. Alta Alta
> 90 > 90 >100 >100 Assente Assente
88,5 88,5 >100 >100 Bassa Bassa
Lo sviluppo Lo sviluppo degli degli embrioni del del P. P. lividus negli elutriati ottenuti dai campioni dai campioni
L10 e L10 PS5 e è PS5 stato è stato interrotto allo stadio di gastrula e e soltanto alla alla concentrazione
del 25% del 25% sono sono state state osservate percentuali molto ridotte degli degli embrioni embrioni allo allo
stadio stadio di pluteo. di pluteo.
Le percentuali Le percentuali degli degli stadi stadi inferiori di pluteo (gastrule e prisma), e prisma), molto molto elevate, elevate,
e di plutei e di plutei morti morti e/o e/o anomali segnalano la presenza di di tossicità cronica cronica di di
medio medio grado grado negli negli elutriati L12, RO12 e CA5, mentre i valori i valori degli degli EC20, EC20,
compresi compresi nei limiti nei limiti della della soglia EC20 < 90% ed EC50 > 100%, > 100%, dimostrano una una
tossicità tossicità cronica cronica bassa bassa degli elutriati AR4, AR5, CA24 e BA3. e BA3.
Negli Negli elutriati elutriati restanti non non sono state osservate riduzioni significative degli degli
embrioni embrioni allo allo stadio stadio di di pluteo rispetto al controllo negativo; ciò ciò conferma conferma
l’assenza l’assenza di tossicità di tossicità cronica.
Vibrio Vibrio fischeri fischeri
0 0 0 0 0
0 0 0 0 0
62 59 59 60 60
80 80
82 82 82
82 82
83 82 82
82 82
84 84 84
83 83
70 68 68 70 70
74 76 76 74 74
80 82 82 83 83
- - - - -
- - - - -
- - - - -
a) sedimento tal quale
Il sistema e la validità del lotto batterico utilizzato (n. 10C1027, scadenza
03/2012) sono stati misurati con il tossico di riferimento ( Cu ++ ) . I valori EC50
a 5 minuti di 0.58 mg l-1 e di 0.42 mg l-1 a 15 minuti rientrano all’interno del
range di riferimento relativo al test Microtox® (0.42 – 1.16 mg/l-1 e 0.03 – 0.75
mg/l-1 a) sedimento tal quale
Il sistema e la validità del lotto batterico utilizzato (n. 10C1027, scadenza
03/2012) sono stati misurati con il tossico di riferimento ( Cu
rispettivamente per il test a 5 e 15 minuti) UNICHIM (Onorati et al.,
2007).
++ ) . I valori EC50
a 5 minuti di 0.58 mg l-1 e di 0.42 mg l-1 a 15 minuti rientrano all’interno del
range di riferimento relativo al test Microtox® (0.42 – 1.16 mg/l-1 e 0.03 – 0.75
mg/l-1 rispettivamente per il test a 5 e 15 minuti) UNICHIM (Onorati et al.,
2007).
9
7
6
22 22
16 16
8 8
- -
- -
- -
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-

Tab. 10. Tab. Risultati 10. Risultati del del saggio biologico Vibrio fischeri fischeri applicato applicato al sedimento. al sedimento.
Soglia Tox
Pelite(%
Tox
campione
Naturale(TU
)
Misurata(TU)
)
Range al 95% di
confidenza(TU)
R2 Soglia Tox
Pelite(%
Tox
campione
Naturale(TU
)
Misurata(TU)
)
Range al 95% di
confidenza(TU)
R
S.T.I.
(%)
TOX
L10 63.21 220.87 113.5 95.0 135.6 93 0.51
L12 64.41 225.06 61.0 46.7 79.6 91 0.27
AR4 50.10 175.15 19.6 12.5 30.6 92 0.11
AR5 26.75 93.64 6.2 3.2 12.0 91 0.07
AR6 0.33 Non è stato possibile determinare EC50 - % effetto max 41.9
AR7 0.18 0.92 1.9 0.5 7.3 91 2.06
L21 0.09 campione troppo grossolano/quantitativo insufficiente
L22 0.24 1.11 6.2 4.7 8.3 93 5.58
RO12 53.43 186.74 14.4 11.0 18.9 92 0.08
RO14 0.47 1.94 2.9 1.5 5.4 92 1.49
PI5 95.92 335.04 218.1 183.8 258.9 90 0.65
PI8 54.57 190.73 51.7 38.2 70.1 91 0.27
CA 5 19.08 66.88 1.6 0.1 25.5 90 0.02
CA 24 43.96 153.71 24.8 12.1 50.8 91 0.16
PS 5 4.10 14.60 10.4 5.6 19.3 90 0.71
2
Soglia Tox
Pelite(%
Tox
campione
Naturale(TU
)
Misurata(TU)
)
Range al 95% di
confidenza(TU)
R
S.T.I.
(%)
TOX
L10 63.21 220.87 113.5 95.0 135.6 93 0.51
L12 64.41 225.06 61.0 46.7 79.6 91 0.27
AR4 50.10 175.15 19.6 12.5 30.6 92 0.11
AR5 26.75 93.64 6.2 3.2 12.0 91 0.07
AR6 0.33 Non è stato possibile determinare EC50 - % effetto max 41.9
AR7 0.18 0.92 1.9 0.5 7.3 91 2.06
L21 0.09 campione troppo grossolano/quantitativo insufficiente
L22 0.24 1.11 6.2 4.7 8.3 93 5.58
RO12 53.43 186.74 14.4 11.0 18.9 92 0.08
RO14 0.47 1.94 2.9 1.5 5.4 92 1.49
PI5 95.92 335.04 218.1 183.8 258.9 90 0.65
PI8 54.57 190.73 51.7 38.2 70.1 91 0.27
CA 5 19.08 66.88 1.6 0.1 25.5 90 0.02
CA 24 43.96 153.71 24.8 12.1 50.8 91 0.16
PS 5 4.10 14.60 10.4 5.6 19.3 90 0.71
2
S.T.I. TOX
(%)
L10 63.21 220.87 113.5 95.0 135.6 93 0.51
L12 64.41 225.06 61.0 46.7 79.6 91 0.27
AR4 50.10 175.15 19.6 12.5 30.6 92 0.11
AR5 26.75 93.64 6.2 3.2 12.0 91 0.07
AR6 0.33 Non è stato possibile determinare EC50 - % effetto max 41.9
AR7 0.18 0.92 1.9 0.5 7.3 91 2.06
L21 0.09 campione troppo grossolano/quantitativo insufficiente
L22 0.24 1.11 6.2 4.7 8.3 93 5.58
RO12 53.43 186.74 14.4 11.0 18.9 92 0.08
RO14 0.47 1.94 2.9 1.5 5.4 92 1.49
PI5 95.92 335.04 218.1 183.8 258.9 90 0.65
PI8 54.57 190.73 51.7 38.2 70.1 91 0.27
CA 5 19.08 66.88 1.6 0.1 25.5 90 0.02
CA 24 43.96 153.71 24.8 12.1 50.8 91 0.16
PS 5 4.10 14.60 10.4 5.6 19.3 90 0.71
I campioni I campioni AR17 AR17 e RO14 e RO14 mostrano una tossicità tossicità bassa. bassa. Il campione Il campione L22 L22 mostra mostra
tossicità tossicità media. media. Tutti Tutti gli gli altri altri campioni mostrano tossicità tossicità assente. assente. Non Non è stato è stato
possibile possibile processare il campione il campione L22 a causa causa di di una una eccessiva eccessiva quantità quantità della della
frazione frazione di ghiaia di ghiaia > 1mm; > 1mm; anche setacciando il il campione campione non non è stato è stato possibile possibile
ottenere ottenere la quantità la quantità di sedimento di sedimento necessaria per per lo lo svolgimento svolgimento del del test (7.5 test g (7.5 di g di
sedimento sedimento < 1 mm). < 1 mm).
b) elutriato b) elutriato
I batteri sono stati testati con la sostanza di riferimento (Cu ++ ): i valori EC50 a 5
minuti di 0.58 mg l-1 e di 0.42 mg l-1 a 15 minuti sono rientrati all’interno del
range di riferimento relativo al test Microtox® (0.42 – 1.16 mg l-1 e 0.03 – 0.75
mg l-1 I batteri sono stati testati con la sostanza di riferimento (Cu
rispettivamente per il test a 5 e 15 minuti) UNICHIM (Onorati et al.,
2007).
++ ): i valori EC50 a 5
minuti di 0.58 mg l-1 e di 0.42 mg l-1 a 15 minuti sono rientrati all’interno del
range di riferimento relativo al test Microtox® (0.42 – 1.16 mg l-1 e 0.03 – 0.75
mg l-1 I batteri sono stati testati con la sostanza di riferimento (Cu
rispettivamente per il test a 5 e 15 minuti) UNICHIM (Onorati et al.,
2007).
++ ): i valori EC50 a 5
minuti di 0.58 mg l-1 e di 0.42 mg l-1 a 15 minuti sono rientrati all’interno del
range di riferimento relativo al test Microtox® (0.42 – 1.16 mg l-1 e 0.03 – 0.75
mg l-1 rispettivamente per il test a 5 e 15 minuti) UNICHIM (Onorati et al.,
2007).
212

Tab. 11. Tab. Stima 11. Stima dei valori dei valori EC50 EC50 ottenuti nel test con il V. il V. fischeri. fischeri.
EC50 EC50
Campione Campione
5’ 5’
n.c. n.c.
BA2 BA2
% max % max effetto effetto 6.19%
n.c. n.c.
BA3 BA3
% max % max effetto effetto 7.81%
n.c. n.c.
BA5 BA5
% max % max effetto effetto 0.02%
n.c. n.c.
CA 24 CA 24
% max % max effetto effetto 9.30%
PS 5 PS 5
n.c. n.c.
% max % max effetto effetto 7.72%
n.c. n.c.
CA 5 CA 5
% max % max effetto effetto 13.28%
L10 L10
n.c. n.c.
% max % max effetto effetto 13.77%
L12 L12
n.c. n.c.
% max % max effetto effetto 3.80%
n.c.: EC50 n.c.: non EC50 calcolabile, non calcolabile, la la % % di di effetto massima è molto è molto al di al sotto di sotto del 50 del %. 50 %.
Tutti i campioni Tutti i campioni mostrano assenza di tossicità, non essendo calcolabile una una
EC50. Le EC50. % massime Le % massime di effetto di effetto sono risultate tutte molto inferiori al 50 al %. 50 %.
Analisi Analisi granulometrica
In tabella In tabella 12 sono 12 sono riportate le le percentuali delle tre tre principali principali frazioni frazioni
granulometriche rilevate rilevate nei nei sedimenti testati e e la la descrizione dei campioni. dei campioni.
Tab. 12. Tab. Composizione 12. Composizione granulometrica (%) e descrizione dei dei sedimenti sedimenti testati. testati.
% di frazione
Campione Campione
Ghiaia Ghiaia
(Φ

AR7 AR7 AR7 0,22 0,22 99,60 99,60 0,18 0,18 0,18 sabbia sabbia sabbia
L21 L21 L21 56,45 56,45 43,46 43,46 0,09 0,09 0,09 ghiaia ghiaia sabbiosa ghiaia sabbiosa
L22 L22 L22 19,08 19,08 80,68 80,68 0,24 0,24 0,24 sabbia sabbia ghiaiosa sabbia ghiaiosa ghiaiosa
RO12 RO12 0,00 0,00 46,57 46,57 53,43 53,43 53,43 fango fango sabbioso fango sabbioso
RO14 RO14 0,47 0,47 99,05 99,05 0,47 0,47 0,47 sabbia sabbia sabbia
PI5 PI5 PI5 0,00 0,00 4,08 4,08 95,92 95,92 95,92 fango fango fango
PI8 PI8 PI8 0,51 0,51 44,92 44,92 54,57 54,57 54,57 fango fango sabbioso fango sabbioso
CA5 CA5 CA5 0,25 0,25 80,67 80,67 19,08 19,08 19,08 sabbia sabbia fangosa sabbia fangosa fangosa
CA24 CA24 4,99 4,99 51,05 51,05 43,96 43,96 43,96
214
sabbia sabbia fangosa sabbia fangosa fangosa
debolmente debolmente ghiaiosa ghiaiosa ghiaiosa
PS5 PS5 PS5 0,00 0,00 95,90 95,90 4,10 4,10 4,10 sabbia sabbia sabbia
BA2 BA2 BA2 7,42 7,42 59,38 59,38 33,20 33,20 33,20
BA3 BA3 BA3 12,59 12,59 45,50 45,50 41,92 41,92 41,92
sabbia sabbia fangoso- sabbia fangosoghiaiosaghiaiosaghiaiosa
sabbia sabbia fangoso- sabbia fangosoghiaiosaghiaiosaghiaiosa
BA5 BA5 BA5 0,83 0,83 60,40 60,40 38,77 38,77 38,77 sabbia sabbia fangosa sabbia fangosa fangosa
* L10a-campione * L10a-campione * L10a-campione IFREMER
IFREMER
**L10b-campione **L10b-campione CIBM CIBM
Nelle Nelle figure figure seguenti seguenti sono riportate le le le percentuali delle delle tre tre principali tre principali classi classi classi
granulometriche granulometriche rilevate rilevate nei nei sedimenti testati. testati.
Fig. Fig. 1. Fig. Ripartizione 1. 1. Ripartizione granulometrica granulometrica (%) (%) del del sedimento del sedimento L10a. L10a. Fig. Fig. 2. Ripartizione 2. Ripartizione granulometrica (%) del (%) sedimento (%) del sedimento del sedimento L10b. L10b. L10b.
Fig. Fig. 3. Fig. Ripartizione 3. 3. Ripartizione granulometrica granulometrica (%) (%) del del sedimento del sedimento L12. L12. Fig. Fig. 4. Ripartizione 4. Ripartizione granulometrica (%) (%) del sedimento (%) del sedimento del sedimento AR4.
AR4. AR4.

Fig. 5. Ripartizione granulometrica (%) del sedimento AR5. Fig. 6. Ripartizione granulometrica (%) del sedimento AR6.
Fig. 7. Ripartizione granulometrica (%) del sedimento AR7. Fig. 8. Ripartizione granulometrica (%) del sedimento L21.
Fig. 9. Ripartizione granulometrica (%) del sedimento AR7. Fig. 10. Ripartizione granulometrica (%) del sedimento L21.
215

Fig. 11. Ripartizione granulometrica (%) del sedimento RO14. Fig. 12. Ripartizione granulometrica (%) del sedimento P15.
Fig. 13. Ripartizione granulometrica (%) del sedimento PS5. Fig. 14. Ripartizione granulometrica (%) del sedimento P18.
Fig. 15. Ripartizione granulometrica (%) del sedimento BA2. Fig. 16. Ripartizione granulometrica (%) del sedimento BA3.
216

Fig. Fig. 17. 17. Ripartizione granulometrica (%) (%) del sedimento del sedimento BA5. BA5. Fig. Fig. 18. Ripartizione 18. Ripartizione granulometrica (%) (%) del sedimento del sedimento CA5. CA5.
Fig. Fig. 19. Ripartizione 19. Ripartizione granulometrica (%) (%) del sedimento del sedimento CA24. CA24.
Figure Figure 1-19. 1-19. Ripartizione granulometrica (%) (%) dei dei sedimenti analizzati.
Conclusioni
In In tabella tabella 13 13 sono sono riportati, per per tutti tutti i sedimenti i sedimenti analizzati, i risultati i risultati sulla sulla
tossicità ottenuti con con i diversi i diversi saggi saggi biologici e la e descrizione la descrizione granulometrica.
217

Tab. 13. Risultati della tossicità nelle varie matrici.
Tab. 13. Risultati della tossicità nelle varie matrici.
Campione C.orientale V.fischeri P.lividus
Campione
sedimento sedimento Fecondazione
elutriato
P.lividus
Embriotossicità
elutriato
Descrizione
granulometrica
del sedimento
L10a cronica acuta acuta cronica fango sabbioso,
debolmente ghiaioso
L12 fango sabbioso
C.orientale
Campione V.fischeri P.lividus
sedimento sedimento Fecondazione
elutriato
P.lividus
Embriotossicità
elutriato
Descrizione
granulometrica
del sedimento
L10a cronica acuta acuta cronica fango sabbioso,
debolmente ghiaioso
L12 fango sabbioso
C.orientale V.fischeri P.lividus
sedimento sedimento Fecondazione
elutriato
P.lividus
Embriotossicità
elutriato
Descrizione
granulometrica
del sedimento
L10a cronica acuta acuta cronica fango sabbioso,
debolmente ghiaioso
L12 fango sabbioso
AR4 AR4 sabbia sabbia fangosa fangosa
AR5 AR5 sabbia sabbia fangosa fangosa
AR6 AR6 sabbia sabbia
AR7 AR7 sabbia sabbia
L21
L21 ----
---- ghiaia sabbiosa
ghiaia sabbiosa
L22
L22 sabbia ghiaiosa
sabbia ghiaiosa
RO12
RO12
RO14
RO14
P15
P15
P18
fango sabbioso
fango sabbioso
sabbia
sabbia
fango
fango
fango sabbioso
P18
CA5
fango sabbioso
sabbia fangosa
CA5
CA24
CA24
PS5
sabbia fangosa sabbia debolmente fangosa
ghiaiosa
sabbia fangosa debolmente
sabbia ghiaiosa
PS5 BA2 sabbia fangoso-ghiaiosa sabbia
BA2 BA3 sabbia fangoso-ghiaiosa
BA3 BA5* ----sabbia
sabbia fangoso-ghiaiosa
fangosa
BA5* ----- sabbia fangosa
I risultati dei test ecotossicologici hanno confermato la capacità degli organismi
impiegati di individuare la tossicità della matrice testata. La mancanza di una
I risultati risposta dei univoca test ecotossicologici è stata imposta hanno dalla sensibilità confermato differente la capacità dei saggi degli verso organismi gli
impiegati inquinanti di individuare trattenuti nella la tossicità matrice testata della matrice e dalla matrice testata. stessa La mancanza (sedimento di tal una
risposta quale/elutriato). univoca è stata I giudizi imposta dei singoli dalla sensibilità saggi biologici differente applicati dei sul saggi sedimento verso gli
inquinanti tal quale trattenuti e sul relativo nella matrice elutriato testata in alcuni e dalla casi matrice hanno trovato stessa un (sedimento evidente tal
quale/elutriato). riscontro nell’individuazione I giudizi dei della singoli tossicità saggi acuta biologici e/o cronica applicati del sul campione. sedimento
tal quale Questo e esalta sul relativo l’affidabilità elutriato del risultato in alcuni complessivo casi hanno nella trovato valutazione un finale evidente
riscontro della tossicità nell’individuazione del sedimento. della tossicità acuta e/o cronica del campione.
Questo Inoltre esalta è stata l’affidabilità dimostrata del la selettività risultato complessivo dei singoli saggi nella secondo valutazione la matrice finale
della utilizzata. tossicità del Le risposte sedimento. dei saggi applicati al sedimento tal quale hanno trovato
un evidente riscontro nell’individuare la tossicità del sedimento L22, mentre i
Inoltre è stata dimostrata la selettività dei singoli saggi secondo la matrice
saggi eseguiti sugli elutriati hanno trovato riscontro nella tossicità dei
utilizzata. Le risposte dei saggi applicati al sedimento tal quale hanno trovato
campioni L10a, RO12, CA5, CA24 e PS5. I sedimenti L10a, R12, RO14 e BA3
un evidente
sono risultati
riscontro
tossici
nell’individuare
per entrambe le matrici
la tossicità
utilizzate.
del sedimento L22, mentre i
saggi eseguiti sugli elutriati hanno trovato riscontro nella tossicità dei
campioni L10a, RO12, CA5, CA24 e PS5. I sedimenti L10a, R12, RO14 e BA3
sono risultati tossici per entrambe le matrici 218 utilizzate.

Si ritiene utile prendere in considerazione anche la composizione
granulometrica dei sedimenti testati che può influenzare la possibilità dei
microinquinanti di rimanere trattenuti nel sedimento e/o successivamente
precipitare nella colonna d’acqua.
219

4.2.4 Valutazione della tossicità complessiva dei sedimenti del litorale della
Corsica, della Toscana e della Sardegna attraverso saggio biologico: Sviluppo
larvale dell’ostrica cava Crassostrea gigas in presenza di elutriati di sedimenti.
F. Galgani (1), Y. Baldi (1), M. Schintu (2), C. Barghigiani (3), L. Kosinkova (3),C Ravel (1) (1)
IFREMER ; (2) CIBM; (3) UniCA.
1. Introduzione, problematica.
Il presente studio è stato realizzato al fine di valutare la tossicità dei sedimenti e di definire
le modalità di un eventuale seguito a lungo termine del litorale nella zona del progetto
MOMAR. Lo studio riguarda il litorale delle regioni Corsica, Toscana e Sardegna. L’insieme
dei lavori mira a poter disporre al termine di una cartografia completa della tossicità dei
sedimenti delle coste delle regioni coinvolte e di disporre di basi scientifiche e tecniche di
sorveglianza della qualità delle acque marine.
Gli effetti tossici dei sedimenti
Lo studio della tossicità di un campione sedimentario proveniente dal luogo naturale riposa
sulla presenza di un insieme di sostanze potenzialmente tossiche che possono provocare un
effetto biologico sulla biocenosi circostante.
Il punto di vista chimico tende a caratterizzare la presenza di questo o quel contaminante e
a determinarne le concentrazioni, mentre il punto di vista eco-tossicologico mira a
determinare l’effetto biologico del campione su una specie di riferimento caratteristica del
luogo studiato, affrancandosi dai parametri di contaminazione.
E’ tale approccio eco-tossicologico ad essere stato attuato negli ultimi anni in diversi
compartimenti del litorale mediterraneo francese quali le lagune (Galgani et al. 2009), le
profondità (Galgani et al. 2005) e l’insieme delle coste francesi (Galgani, 2007 & 2010). Il
metodo utilizzato, non specifico di fronte a microinquinanti, prende in considerazione
l’effetto totale dei contaminanti presenti, delle interazioni tra i composti, della loro
biodisponibilità, senza considerarne la natura e le loro concentrazioni.
Il rischio ambientale misurato corrisponde alle tossicità globali, massime, nel corso delle
loro rimesse in sospensione, che possono provocare degli effetti sul reclutamento o sulle
funzioni fisiologiche degli organismi marini. Tale rischio proviene:
- In parte dalla capacità degli contaminanti ad assorbirsi e agragare con le particelle in
sospensione trasferendo in questo modo i contaminanti dalla colonna d’acqua verso
il sedimento. Il compartimento sedimentario agisce quindi come un serbatoio di
contaminanti entro cui le loro concentrazioni possono essere di parecchi ordini di
grandezza superiori rispetto a quelle osservabili dentro la colonna d’acqua ed entro il
quale la loro durata di vita può raggiungere diverse decine di anni (His et al., 1999).
- Da un’altra parte dalla capacità del sedimento superficiale (alcuni primi cm) a essere
rimesso in sospensione sotto l’effetto di avvenimenti climatici associati alla debole
profondità o a delle correnti importanti. I sedimenti così rimessi in sospensione,
possono restituire alla colonna d’acqua inquinante, una frazione importante
dell’insieme dei contaminanti inizialmente presenti.
220

Limiti del metodo
- Le tossicità croniche potendo essere segnale di contaminanti non disponibili o
staccabile ? ma fissate in maniera irreversibile (frazione non disponibile) sui
sedimenti non sono incluse nel presente lavoro e possono essere, al contrario, oggetto
di studi complementari.
- I prelievi vengono effettuati su di una superficie ridotta e non sono rappresentativi,
in termini di tossicità, che di una zona limitata attorno al punto campionato in
ragione della eterogeneità di struttura del sedimento dovuta alle condizioni locali.
Invece, in termini di rischio, la validità spaziale è accresciuta sebbene, in seguito alla
rimessa in sospensione del sedimento e alla solubilizzazionne dei microinquinanti
nella colonna d’acqua, le masse d’acqua così contaminate si diffondono su di una
superficie ben più importante della stessa superficie di campionamento. In queste
condizioni, la cartografia della tossicità non può che avere un valore probabile.
- L’analisi dei campioni sedimentari provenienti dal luogo naturale, aventi delle
proporzioni di particelle sottili molto variabili, rendono molto difficili e poco
significative le estrapolazioni della tossicità globale verso la contaminazione (His et
al., 1999). In questo contesto, una tossicità verificata permette di dedurre globalmente
la presenza di contaminanti senza informazioni precise sulla loro natura e le loro
quantità. Nel nostro lavoro verranno considerati solo gli effetti tossici globali di un
campione totale (confuse tutte le frazioni granulometriche, ad eccezione dei
frammenti di conchiglia).
- I lavori realizzati dal 2001 al 2009 in Francia hanno mostrato che i sedimenti delle
lagune litoranee così come alcune zone marine (rada di Marsiglia, la zona di Fos sur
mer, la Corsica) potevano presentare delle tossicità significative, trovandosi le
tossicità massime misurate al livello dello sbocco degli apporti principali (rigetti,
emissari, zone portuali). Alla luce dei risultati, è apparso necessario realizzare uno
studio sull’insieme delle coste della Corsica, della Toscana e della Sardegna al fine di
valutare una tossicità eventuale dei sedimenti che a nostra conoscenza non è mai
stata misurata. L’insieme delle zone del litorale è stata studiata in ragione della
diversità e della complessità delle fonti potenziali di inquinanti L’accento è stato
posto sulle zone portuali al fine di precisare i rischi legati alla navigazione.
2) Metodologia
2.1 Prelievi
Nel quadro del presente lavoro, abbiamo applicato il metodo dei test eco-tossicologici sulle
larve d’ostrica all’insieme del litorale delle regioni della zona MOMAR. Sono state
campionate 385 stazioni. I prelievi sono stati realizzati durante il periodo del progetto tra il
2009 (Corsica), il 2010 (Cagliari, Porto Scuso, Porto Torres, La Maddalena, zona portuale di
Livorno, Rosignano , l'Arno e Piombino) e nel 2011 (golfo di Oristano, golfo di Olbia, zone
di Arbatax ed Alghero, Arcipelago Toscano, Viareggio e Costa sud della Toscana). Circa 10-
50 g dei primi 3 centimetri di sedimento sono stati prelevati. I campioni sono stati
conservati entro dei tubi in polietilene poi stoccati nei frigoriferi a +4°C fino al trattamento.
L’acqua di riferimento per la realizzazione dei test è stata presa al largo di Bastia.
221

Dieci zone (Bastia, Ajaccio, Livorno, Rosignano, Piombino, Cagliari, Porto Scuso, Porto
Torres, La Maddalena, Olbia) sono state studiate in maniera approfondita in ragione delle
importanti attività dei porti e della presenza di zone industriali. Esse completano le
misurazioni su diversi punti del litorale, in particolare sui diporti nautici o su alcuni punti
rilevanti.
Figura 1: Progetto MOMAR: Stazioni di campionamento (385) per le misure di eco tossicità
dei sedimenti
2.2 Principio metodologico
Il sedimento da analizzare viene agitato in dell’acqua di mare riconosciuta come non tossica
(riferimento). Il galleggiante (elutriato) contiene quindi la frazione disponibile dell’insieme
dei microinquinanti inizialmente presenti. A seguire alcune uova di ostriche cave da poco
fecondate vengono messe a sviluppare dentro differenti proporzioni dell’elutriato ed è
allora che vengono determinate le percentuali di anomalie di sviluppo larvale, le quali
servono a stimare la relazione che lega l’effetto tossico misurato alla concentrazione in
elutriato (quindi alla concentrazione in sedimento).
2.3 Test dello sviluppo larvale
I genitori adulti provengono dall’écloserie Guernesey-Sea-Farms specializzata nella
maturazione delle conchiglie per i test in laboratorio.
10-20 g di ciascun campione vengono mescolati con dell’acqua di riferimento filtrata e
agitati per 8 ore prima di 8 ore di decantazione (rapporto 4vol/1 piedi). I galleggianti
(elutriati) vengono recuperati. Alcune microplacche di coltura sterile IWAKI con contenitori
de 3 ml vengono riempiti con il galleggiante (?). L’acqua marina filtrata serve a riempire le
contenitori dei testimoni (0 %). Per ciascun campione, 5 contenitori che formano delle copie
vengono riempite. I genitori maturi vengono puliti con cura e immersi nell’acqua di
riferimento non filtrata a 18°C per 30 minuti. Il bagno viene poi sostituito con dell’acqua
riscaldata a 28°C e ciò avviene per 30 minuti. E’ necessario ricominciare finché tale shock
222

termico provoca l’emissione dei gameti. Gli individui in corso di emissione vengono messi
in 2 successivi bagni d’acqua di riferimento filtrata. L’ultimo bagno verrà utilizzato come
sospensione dei gameti per la fecondazione dopo aver selezionato il maschio più mobile e la
femmina le cui uova sono le più grandi.
La fecondazione vien realizzata introducendo la sospensione dei gameti femminili dentro
una provetta di 250 ml completando il volume con dell’acqua di riferimento filtrata. Si
aggiungono quindi 3 ml di sospensione densa di sperma agitando dolcemente. Un controllo
al microscopio permette di visualizzare l’apparizione di globuli polari che testimoniano che
la fecondazione sta avvenendo. Quando la fecondazione è effettiva, la concentrazione di
uova è determinata ed allora viene calcolato il volume necessario per ottenere 300 larve. 300
larve vengono allora introdotte in ciascuna container e le placche vengono messe a
sviluppare entro un recinto termoregolato a 23C + oppure -1°C per 24 ore. Dopo
l’incubazione le larve vengono fissate al formaldeide 40%. Esse decantano ed il conteggio al
microscopio delle 100 larve (conteggio aleatorio sulle #300 inoculate) per container
permette di ricavarne il tasso di anomalie. I risultati vengono raggruppati in forma tabellare
per ciascuna concentrazione di ciascun elutriato.
La determinazione di tali tassi dipende fortemente dalle definizioni delle larve allo stadio D
normali e delle larve anormali. Le larve considerate normali vengono definite
esaustivamente dalle due valve della conchiglia che formano una D perfetta, associate ad un
vélum (massa di carne del futuro manto) perfettamente in posizione. Tutte le altre forme di
larva verranno considerate come anormali. Emergono molti casi particolari: barra di D
convessa, incisione su una delle valve, sviluppo esterno del vélum, irregolarità morfologica
generale e blocco ad uno stadio di sviluppo antecedente allo stadio D. Solo le percentuali di
anomalie misurate per una concentrazione massima in elutriato (P100%) e per il testimone
(P0%) vengono prese in considerazione nei calcoli. Essendo il PBA la percentuale lorda
(conteggio) delle anomalie larvali osservate, il PNA (percentuale netta delle anomalie
larvali) corrisponde al tasso di anomalie massimo misurato corretto per il tasso di anomalie
misurato nel testimone (PNA = (PBA saggio – PBA testimone)/(100- PBA testimone))*100).
Questa modalità di esprimere la tossicità permette di relazionare i dati, che vengono tutti
espressi nella stessa unità (% di anomalie).
3. Risultati
I risultati riguardano 385 stazioni ripartite sull’insieme della zona MOMAR (figura 1). Per
limitare la variabilità dei risultati, i campioni di una stessa zona sono stati prelevati ed
analizzati con la stessa serie di genitori. I risultati (tabella 1) dimostrano l’esistenza di
sedimenti tossici, che inducono delle malformazioni larvali, con una tossicità comunque
molto variabile, che va da 0 a 100% di larve anormali.
L’analisi complessiva dei risultati mostra delle differenze importanti tra le differenti regioni
della zona MOMAR. La maggior parte delle stazioni corse (127 in totale) hanno tossicità
deboli con il 7.7% delle stazioni aventi dei sedimenti molto tossici (superiore all’80% di
anomalie larvali). La situazione è identica nell’arcipelago toscano e nella parte orientale
della Sardegna con una sola stazione molto tossica sulle 27 dell’arcipelago e nessuna in
Sardegna orientale. Le regioni molto urbanizzate (Livorno, Cagliari) e industrializzate della
Sardegna (Porto Torres e Portoscuso alle estremità occidentali) e della Toscana (Rosignano,
Piombino) sono particolarmente colpite da contaminazione a livello locale. Tali aree
rimangono molto localizzate alle cinte portuali ed industriali.
223

Tavola 1: Sintesi dei risultati della tossicità dei sedimenti della zona MOMAR (Corsica, Toscana,
Tavola 1: Sintesi dei risultati della tossicità dei sedimenti della zona MOMAR (Corsica, Toscana,
Sardegna). I valori di tossicità corrispondono alla percentuale netta delle anomalie larvali allo stadio
Sardegna). I valori di tossicità corrispondono alla percentuale netta delle anomalie larvali allo stadio
D (2-4 repliche)(*) Tossicità compresa tra 80 e 100% delle larve anormali (σ): Scarto tipo
D (2-4 repliche)(*) Tossicità compresa tra 80 e 100% delle larve anormali (σ): Scarto tipo
Zona
Zona
Numero
Numero
stazioni
stazioni
Tossicità
Tossicità
media
media
Valori limite Stazioni molto
Valori limite Stazioni molto
tossiche* (%)
tossiche* (%)
Corsica 111
Corsica 111
Bocche di 16
Bocche di 16
Bonifacio
Bonifacio
Costa Toscana 31
Costa Toscana 31
Arcipelago 27
Arcipelago 27
toscano
toscano
Livorno 36
Livorno 36
Piombino 16
Piombino 16
Rosignano 20
Rosignano 20
Cagliari 25
Cagliari 25
La Maddalena 36
La Maddalena 36
Sardegna 20
Sardegna 20
occidentale
occidentale
Sardegna 17
Sardegna 17
orientale
orientale
Sardegna Sud & 30
Sardegna Sud & 30
Nord Ovest
Nord Ovest
TOTALE 385
TOTALE 385
21.01 (σ=25,7) 0-100
21.01 (σ=25,7) 0-100
15,48 0-35.12
15,48 0-35.12
(σ=10,39)
(σ=10,39)
28.8 (σ=34,4) 0-100
28.8 (σ=34,4) 0-100
10.4 (σ=19.4) 0-100
10.4 (σ=19.4) 0-100
68.2 (σ=28.4) 6-100
68.2 (σ=28.4) 6-100
27,19 10-100
27,19 10-100
(σ=42,93)
(σ=42,93)
39.14 (σ=32.5) 0-100
39.14 (σ=32.5) 0-100
68 (σ 46-100
68 (σ 46-100
=23.9)
=23.9)
29.15 0-100
29.15 0-100
(σ=30,78)
(σ=30,78)
17.15 (σ= 0-100
17.15 (σ= 0-100
30.1)
30.1)
2,75 (σ=4,17) 0-10
2,75 (σ=4,17) 0-10
57.4 (σ=39.3) 0.1 -100
57.4 (σ=39.3) 0.1 -100
32.75 (σ 0-100
32.75 (σ 0-100
=33.9)
=33.9)
9 (7.7%)
9 (7.7%)
0
0
3 (14,2%)
3 (14,2%)
1 (3.7%)
1 (3.7%)
15
15
2 (12,5)
2 (12,5)
3 (15%)
3 (15%)
11(44%)
11(44%)
5 (13.8)
5 (13.8)
2 (10%)
2 (10%)
0
0
12 (40%)
12 (40%)
66 (16.5%)
66 (16.5%)
3.1 Zona della Corsica
3.1 Zona della Corsica
3.1.1 – Litorale e diporti
3.1.1 – Litorale e diporti
Tutti i sedimenti dei porti importanti della regione Corsica presentano delle stazioni con
Tutti i sedimenti dei porti importanti della regione Corsica presentano delle stazioni con
tossicità significative. Le tossicità osservate a Bastia, Taverne, Solenzara, Porto Vecchio,
tossicità significative. Le tossicità osservate a Bastia, Taverne, Solenzara, Porto Vecchio,
Bonifacio, Propriano, Ajaccio, Calvi e l’isola rossa variano dal 3% (Porto dei traghetti di
Bonifacio, Propriano, Ajaccio, Calvi e l’isola rossa variano dal 3% (Porto dei traghetti di
Ajaccio) al 100% ( 2 stazioni del porto di Ajaccio, porto Toga e porto commerciale a Bastia,
Ajaccio) al 100% ( 2 stazioni del porto di Ajaccio, porto Toga e porto commerciale a Bastia,
Calvi). Tali forti tossicità sono fortemente legate al confinamento delle cinte portuali,
Calvi). Tali forti tossicità sono fortemente legate al confinamento delle cinte portuali,
all’apertura verso il mare, che ha come effetto quello di diminuire sensibilmente l’eco-
all’apertura verso il mare, che ha come effetto quello di diminuire sensibilmente l’ecotossicità.
Gli avanporti così come i ricoveri/ripari presentano delle tossicità minori. Le
tossicità. Gli avanporti così come i ricoveri/ripari presentano delle tossicità minori. Le
stazioni meno tossiche non sono portuali ad eccezione dello stagno di Argentella (100% di
stazioni meno tossiche non sono portuali ad eccezione dello stagno di Argentella (100% di
tossicità dei sedimenti) e di due stazioni della baia di Ajaccio (stazione di depurazione e
tossicità dei sedimenti) e di due stazioni della baia di Ajaccio (stazione di depurazione e
Sainte Barbe) dove la tossicità raggiunge rispettivamente 100 e 71% di anomalie larvali. Per
Sainte Barbe) dove la tossicità raggiunge rispettivamente 100 e 71% di anomalie larvali. Per
quanto riguarda i porti di minore importanza, i sedimenti presentano delle tossicità minori
quanto riguarda i porti di minore importanza, i sedimenti presentano delle tossicità minori
ad eccezione di Pino, nel cap Corse, situato vicino ad una vecchia fabbrica attualmente
ad eccezione di Pino, nel cap Corse, situato vicino ad una vecchia fabbrica attualmente
dismessa (Canari). Le due stazioni di riferimento situate a delle profondità che raggiungono
dismessa (Canari). Le due stazioni di riferimento situate a delle profondità che raggiungono
i 140 metri non presentano tossicità.
i 140 metri non presentano tossicità.
224

Figura 2: Tossicità dei sedimenti (% di anomalie allo stadio di Crassostrea gigas del litorale corso
3.1.2 Zone portuali di Bastia ed Ajaccio
Figura 3: Tossicità dei sedimenti (% di anomalie allo stadio D di Crassostrea gigas) delle zone di
Bastia ed Ajaccio: krigeage dei dati: Dati Surfer V griglia 50X50
Rispettivamente 23 e 37 stazioni sono state campionate nelle rade di Bastia ed Ajaccio. Sulle
stazioni, 5 presentano una tossicità dei sedimenti del 100%. Per la baia di Bastia, i sedimenti
raccolti nei porti commerciali e nei diporti sono i più tossici (100%). Per Ajaccio, il porto
225

Tino Tino Rossi, Rossi, e la e la darsena darsena del del porto porto di di Ornano Ornano sono sono le più le più tossiche. tossiche. Le Le stazioni stazioni all’esterno all’esterno dei dei
Tino Rossi, e la darsena del porto di Ornano sono le più tossiche. Le stazioni all’esterno dei
porti porti presentano presentano dei dei sedimenti sedimenti meno meno tossici tossici e meno e meno del del 20% 20% di di anomalie anomalie larvali. larvali.
porti Tino presentano Rossi, e dei la darsena sedimenti del meno porto tossici di Ornano e meno sono del le 20% più di tossiche. anomalie Le stazioni larvali. all’esterno dei
3.1.3 3.1.3 porti
– Estremo – Estremo presentano
sud sud dei sedimenti meno tossici e meno del 20% di anomalie larvali.
3.1.3 – Estremo sud
3.1.3 – Estremo sud
L’analisi L’analisi dei dei sedimenti sedimenti prelevati prelevati all’estremità all’estremità sud sud della della Corsica Corsica ed ed in in particolare particolare nella nella baia baia
L’analisi dei sedimenti prelevati all’estremità sud della Corsica ed in particolare nella baia
di di Porto Porto Vecchio Vecchio e nei e nei dintorni dintorni di di Bonifacio Bonifacio dimostrano dimostrano livelli livelli di di tossicità tossicità deboli. deboli. (15,1% (15,1% di di
di Porto L’analisi Vecchio dei e sedimenti nei dintorni prelevati di Bonifacio all’estremità dimostrano sud della livelli Corsica di tossicità ed in particolare deboli. (15,1% nella di baia
tossicità tossicità media). media). Tale Tale tossicità, tossicità, sebbene sebbene debole debole e senza e senza conseguenze conseguenze sul sul piano piano ambientale, ambientale,
tossicità di Porto media). Vecchio Tale e tossicità, nei dintorni sebbene di Bonifacio debole e dimostrano senza conseguenze livelli di tossicità sul piano deboli. ambientale, (15,1% di
rimane rimane significativa significativa a Porto a Porto Vecchio Vecchio (diporto (diporto e porto e porto commerciale) commerciale) e Bonifacio e Bonifacio (porto (porto
rimane tossicità significativa media). a Tale Porto tossicità, Vecchio sebbene (diporto debole e porto e senza commerciale) conseguenze e sul Bonifacio piano ambientale, (porto
commerciale) commerciale) così così come come nel nel Golfo Golfo di di Santa Santa manza, manza, attorno attorno alle alle gabbie gabbie di di acquacoltura. acquacoltura.
commerciale) rimane significativa così come nel a Golfo Porto di Vecchio Santa manza, (diporto attorno e porto alle commerciale) gabbie di acquacoltura. e Bonifacio (porto
commerciale) così come nel Golfo di Santa manza, attorno alle gabbie di acquacoltura.
Figura Figura 4: 4: Tossicità Tossicità dei dei sedimenti sedimenti (% (% di di anomalie anomalie allo allo stadio stadio Crassostrea Crassostrea gigas) gigas) nella nella zona zona di di
Figura Figura 4: Tossicità 4: Tossicità dei sedimenti dei sedimenti (% di (% anomalie di anomalie allo allo stadio stadio Crassostrea gigas) gigas) nella nella zona zona di di
Bonifacio Bonifacio e della e della baia baia di Porto di Porto vecchio vecchio
Bonifacio Bonifacio e della e baia della di baia Porto di Porto vecchio vecchio
3.2 3.2 Sardegna Sardegna
3.2 Sardegna 3.2 Sardegna
3.2.1 3.2.1 Sardegna Sardegna Nord Nord Occidentale Occidentale
3.2.1 Sardegna 3.2.1 Sardegna Nord Nord Occidentale Occidentale
La La zona zona Nord Nord Ovest Ovest della della Sardegna Sardegna presenta presenta delle delle stazioni stazioni tossiche tossiche soprattutto soprattutto nelle nelle cinte cinte portuali. portuali. Il Il
La zona La Nord zona Nord Ovest Ovest della della Sardegna Sardegna presenta presenta delle delle stazioni stazioni tossiche tossiche soprattutto nelle nelle cinte cinte portuali. Il Il
porto porto di di commercio/pesca commercio/pesca presenta presenta due due stazioni stazioni tossiche tossiche (100%) (100%) e la e la zona zona industriale industriale presenta presenta una una
porto porto di commercio/pesca di commercio/pesca presenta presenta due stazioni due stazioni tossiche tossiche (100%) (100%) e la e zona la zona industriale presenta una una
stazione stazione tossica tossica nella nella parte parte orientale. orientale. Il porto Il porto di di Stintino Stintino ed ed il porto il porto Punta-negra Punta-negra presentano presentano dei dei
stazione stazione tossica tossica nella nella parte parte orientale. orientale. Il porto Il porto di Stintino di Stintino ed il ed porto il porto Punta-negra presentano dei dei
sedimenti sedimenti molto molto tossici tossici (100%). (100%). In In misura misura minore, minore, il canale il canale d’Asinara d’Asinara (78% (78% di di anomalie anomalie larvali) larvali) che che
sedimenti sedimenti molto molto tossici tossici (100%). (100%). In misura In misura minore, minore, il canale il canale d’Asinara d’Asinara (78% (78% di anomalie di anomalie larvali) larvali) che che
non non costituisce costituisce una una zona zona di riferimento. di riferimento.
non costituisce non costituisce una zona una zona di riferimento. di riferimento.
226

Figura 5 5 : : Tossicità dei sedimenti (% di di anomalie allo stadio D di di Crassostrea gigas) della zona Nord
Ovest Figura
della 5 :
Sardegna
Tossicità
Sardegna
dei sedimenti (% di anomalie allo stadio D di Crassostrea gigas) della zona Nord
Ovest della Sardegna
3.2.2 Sud della Sardegna
3.2.2 Sud della Sardegna
Ad eccezione di di una stazione che presenta tossicità debole (inferiore al al 20%) la la zona di di
Ad eccezione di una stazione che presenta tossicità debole (inferiore al 20%) la zona di
Cagliari possiede dei sedimenti largamente contaminati (Figura 6). La tossicità media è è del
Cagliari possiede dei sedimenti largamente contaminati (Figura 6). La tossicità media è del
68% con 11 11 stazioni (44%) aventi tossicità massima. Le aree maggiormente colpite sono
68% con 11 stazioni (44%) aventi tossicità massima. Le aree maggiormente colpite sono
situate a a livello di di zona portuale, nella laguna di di Santa gilla e e vicino alla raffineria a a sud
situate a livello di zona portuale, nella laguna di Santa gilla e vicino alla raffineria a sud
della baia. Le tre stazioni fuori dalla baia sono poco tossiche o non tossiche, indicando una
della baia. Le tre stazioni fuori dalla baia sono poco tossiche o non tossiche, indicando una
localizzazione dell’inquinamento ristretta al al livello della baia. Le due stazioni situate nella
localizzazione dell’inquinamento ristretta al livello della baia. Le due stazioni situate nella
zona del porto dei containers sono meno danneggiate (64 e e 67%).
zona del porto dei containers sono meno danneggiate (64 e 67%).
Figure 6 6 : : Tossicità dei sedimenti (% di di anomalie allo stadio D di di Crassostrea gigas) della rada di di Cagliari (Ref
Figure 6 : Tossicità dei sedimenti (% di anomalie allo stadio D di Crassostrea gigas) della rada di Cagliari (Ref
= refinery)( A) A) et et krigeage dei dati (B) : : Dati surferVI, grille 50X50, 0 0 - - 1 1 = 0-100%)
= refinery)( A) et krigeage dei dati (B) : Dati surferVI, grille 50X50, 0 - 1 = 0-100%)
L’estremità sud ovest della Sardegna presenta dei sedimenti tossici in in zone molto
L’estremità sud ovest della Sardegna presenta dei sedimenti tossici in zone molto
localizzate (figura 7): la la cinta del porto industriale di di Porto Velmes (Porto Scuso) e e i i diporti
localizzate (figura 7): la cinta del porto industriale di Porto Velmes (Porto Scuso) e i diporti
o i i porti dei traghetti regionali da Porto scuso, Carlo forte e e Casoletta (100% di di anomalie
o i porti dei traghetti regionali da Porto scuso, Carlo forte e Casoletta (100% di anomalie
larvali). Una rapida diluizione della tossicità viene osservata nella parte Est della baia con
larvali). Una rapida diluizione della tossicità viene osservata nella parte Est della baia con
una sola stazione situata a a livello dei bacini delle boe rosse che presenta una tossicità
una sola stazione situata a livello dei bacini delle boe rosse che presenta una tossicità
significativa (86% di di anomalie larvali).
significativa (86% di anomalie larvali).
227

Figura 7: 7: Tossicità dei dei sedimenti (% (% di di anomalie allo stadio D di di Crassostrea gigas) della baia di di Porto
Velmes
3.2.3 Nord della Sardegna
Figura 8: 8: Tossicità dei dei sedimenti (% (% di di anomalie allo stadio D di di Crassostrea gigas) della zona della
Maddalena
Sono state campionate 4 4 stazioni nell’arcipelago della Maddalena. Punta rossa e e Caprera
(stagnali) sono le le due uniche stazioni che presentano una tossicità massima (100%),
probabilmente legata alla presenza di di vecchie attività antropiche. Alcune stazioni situate alla
Maddalena (Porto, parco della maddalena, porto per Caprera, Cala francese) sono
fortemente colpite con delle tossicità significative dal 50 50 all’88%. Allo stesso modo, la la
stazione del Golfo delle saline (89%) ed ed i i porti di di Palau (39%) e e di di Santa Teresa (27%)
presentano dei sedimenti tossici per le le larve di di ostrica. La La tossicità media rimane importante
nell’insieme con il il 29% di di anomalie larvali. Le Le tossicità misurate nelle aree portuali legate alle
attività militari (Arsenale e e porto Santo Stefano) variano dal 10 10 al al 43%).
3.2.4 Altre aree del del litorale della Sardegna.
228

I prelievi realizzati sulle coste Ovest ed Est della Sardegna hanno mostrato dei valori di
tossicità da 0 (spiaggia nord) al 95% (Spiaggia sud) ad Alghero e l’assenza di tossicità dei
sedimenti del canale di Bosa e dei sedimenti prelevati nel porto di Arbatax (2 stazioni) o sulla
spiaggia adiacente.
Generalmente i sedimenti del nord del golfo di Oristano non sono tossici con dei valori che
variano da 0 a 16% a Capo San Marco e 39% nel porto di Oristano. Non è stata misurata
alcuna tossicità nella baia di Olbia. In tale baia le deboli tossicità massime (10%) sono state
localizzate nell’ovest della baia sud (vicino alla laguna) con un debole gradiente lungo un
asse di diluizione Ovest-Est. La stazione di riferimento di Tavolara non presenta tossicità.
Figura 9: Tossicità dei sedimenti (% di anomalie allo stadio D di Crassostrea gigas) del litorale della
baia della Sardegna
3.3. Toscana
3.3.1 Livorno
Sono state identificate quattro zone di forte tossicità e 15 stazioni con il 100% di anomalie
larvali nella zona portuale de Livorno. Tali zone riguardano la darsena nord della zona
portuale, il terminale petrolifero, il diporto e la zona sud (Scoglio della regina). I livelli medi
osservati rimangono elevati nelle altre stazioni (68% di tossicità sull’insieme delle zone) con
un minimo osservato dal 6 al 10% nell’estremo sud della città. Anche le zone distanti ( secco
della melliora e le stazioni vicine) sono affetti da una tossicità significativa.
229

Figura 10 : Tossicità dei sedimenti (% di anomalie allo stadio D de Crassostrea gigas) della zona di
Livorno
3.3.2 Rosignano
A B
Figura 11: Tossicità dei sedimenti (% di anomalie allo stadio D di Crassostrea gigas) della baia di
Rosignano ( A) e krigeage dei dati (B) : Dati surfer VI, grille 50X50, 0 - 1 = 0-100%))
Nella zona di Rosignano, tre stazioni possiedono sedimenti molto tossici (80-100% di
anomalie larvali). Tali misure localizzano gli elementi tossici a livello di effluenti industriali e
del terminale petrolifero (diga). I sedimenti delle stazioni nel mezzo della baia sono molto
poco tossici (15-30%) indicando un impatto debole degli scarti industriali. L’apporto d’acqua
dolce permette una diluizione della debole tossicità nei dintorni della fabbrica. Le stazioni
sulla costa e a nord della fabbrica presentano dei sedimenti con tossicità significativa (15-
30%) in ragione degli apporti e della presenza di una marina a nord.
230

3.3.3 Zona di Piombino
All’interno della cinta portuale, 3 stazioni sono molto tossiche (63-100%) con una diluizione
rapida attorno alla zona industriale Nord, più marcata verso l’uscita dal porto. Nella parte
centrale della rada e all’esterno del molo (diga) principale, una sola stazione presenta
tossicità importante (59%). Allo stesso modo, viene osservata una debole tossicità attorno alla
fabbrica elettrica (Torre del sale). I sedimenti di Salivoli e il vecchio porto di Piombino non
sono significativamente tossici.
Figura 12: Tossicità dei sedimenti (% di anomalie allo stadio D di Crassostrea gigas) della
zona di Piombino
3.3.4 Litorale della Toscana
Il litorale toscano presenta delle disparità importanti. A nord della Toscana, vengono
osservate delle tossicità importanti nel diporto di Viareggio (100%) ed in minor
misura nel canale adiacente (63%). Più a sud le stazioni del fiume Serchio e
all’imbocco dell’Arno (35-100%). Sulla costa sud della Toscana, le stazioni sono
debolmente tossiche (Follonica, Puntone, Porto scarlino, Castiglione, Marina di
Grosseto, Talamone, Albania) ad eccezione di Punta ala (marina, 98%), porto San
Stefano (67%) e in misura minore il grau (canale) di Orbetello (21%) e la costa
occidentale del Giglio (28%).
L’arcipelago toscano è una delle zone meno colpite da inquinamento con una
tossicità media del 10,4%. Le stazioni dell’arcipelago non sono tossiche ad eccezione
di Prochio (Isola d’Elba, 100%) e in misura minore Capraia, cavo e Marcia marina
(15-31,5%)
231

A B C
Figura 13: Tossicità dei sedimenti (% di anomalie allo stadio D di Crassostrea gigas) della
zona dell'Arno (A), (B) del litorale Sud della Toscana e (C) dell'arcipelago toscano.
4. Discussione e prospettive
Nel quadro del progetto MOMAR, l’oggetto di tale studio era quello di dimostrare
l’interesse di un approccio eco tossicologico per una valutazione della qualità
dell’ambiente marino costiero in vista, da un lato, di tracciare un bilancio ambientale
attraverso una tecnica di screening non specifica e, d’altra parte, di fornire le basi
scientifiche e tecniche in vista di una sorveglianza a lungo termine della qualità del
litorale.
L’approccio proposto è quindi globale, non specifico e rappresenta la tossicità delle
molecole xenobiotiche biodisponibili dello strato superficiale dei sedimenti.
In questo contesto abbiamo scelto:
- di studiare il scompartimento sedimentario nei suoi primi 2 cm sotto forma di
elutriato (galleggiante di agitazione del sedimento nell’acqua di mare non
tossica) simulando una rimessa in sospensione dei sedimenti che tiene conto
dell’effetto globale dei contaminanti presenti, delle interazioni tra composti e
della loro biodisponibilità;
- Un test dello sviluppo larvale che utilizza come specie di riferimento l’ostrica
cava Crassostrea gigas poiché possiede una grande ripartizione, una buona
rappresentatività del luogo, un interesse economico ed una sensibilità
accresciuta ai contaminanti (His et al.,1999). Tale metodo è molto sensibile in
confronto agli altri metodi esistenti attuati nel quadro del progetto MOMAR
(figura 14).
232

Tabella 2: 2: Sensibilità dei differenti dei differenti metodi di metodi valutazione di valutazione della tossicità della dei sedimenti. tossicità dei sedimenti.
L’analisi della letteratura (Quiniou et al., 2005 ; His et al., 1999a &b) permette di
L’analisi precisare i limiti della di letteratura utilizzo e le informazioni (Quiniou accessibili et al., 2005 attraverso ; His tale et tecnica al., 1999a : &b) permette di
precisare i limiti di utilizzo e le informazioni accessibili attraverso tale tecnica :
- I prelievi vengono effettuati su di una superficie ridotta e non sono
rappresentativi in termini di tossicità che di una zona limitata attorno al punto
- I prelievi vengono effettuati su di una superficie ridotta e non sono
campionato.
rappresentativi in termini di tossicità che di una zona limitata attorno al punto
campionato.
- Il rischio ambientale considerato corrisponde alle tossicità globali, massime,
osservabili nella colonna d’acqua in prossimità del fondo durante episodi
- climatici Il rischio intensi ambientale o durante la considerato loro rimessa in corrisponde sospensione, alle potendo tossicità provocare globali, massime,
dei osservabili problemi di nella reclutamento colonna di organismi d’acqua marini in prossimità attraverso la del tossicità fondo sulle durante episodi
larve:
climatici intensi o durante la loro rimessa in sospensione, potendo provocare
dei problemi di reclutamento di organismi marini attraverso la tossicità sulle
cui le loro concentrazioni possono essere di parecchi ordini di grandezza
larve:
- Lo scompartimento sedimentario agisce come un serbatoio di contaminanti in
superiori a quelle osservabili nella colonna d’acqua
- Lo scompartimento sedimentario agisce come un serbatoio di contaminanti in
dell’insieme cui le loro dei concentrazioni contaminanti inizialmente possono presenti. essere Tale di frazione parecchi rappresenta ordini di grandezza
la superiori parte biodisponibile a quelle dei osservabili contaminanti. nella colonna d’acqua
- I sedimenti rimessi in sospensione possono restituire una frazione importante
- Le tossicità croniche non vengono prese in considerazione dal test.
- I sedimenti rimessi in sospensione possono restituire una frazione importante
dell’insieme dei contaminanti inizialmente presenti. Tale frazione rappresenta
della natura degli apporti. Una caratterizzazione degli effluenti così come
la parte biodisponibile dei contaminanti.
- L’insieme di tali inquinanti non si ritrova nelle stesse proporzioni a seconda
delle loro tossicità relative rispetto all’embriogenesi dell’ostrica Crassostrea
gigas, permetterebbe di farsi un’idea più precisa del ruolo di ciascuno nelle
tossicità misurate.
- Le tossicità croniche non vengono prese in considerazione dal test.
- L’insieme di tali inquinanti non si ritrova nelle stesse proporzioni a seconda
della natura degli apporti. Una caratterizzazione degli effluenti così come
delle loro tossicità relative rispetto all’embriogenesi dell’ostrica Crassostrea
gigas, permetterebbe di farsi un’idea più precisa del ruolo di ciascuno nelle
tossicità misurate.
233

- La cartografia della tossicità non può che avere vocazione dimostrativa e non
predittiva.
Le aree studiate appaiono per la maggior parte in buono stato dal momento che i
sedimenti messi in presenza delle larve di ostrica non accusano che dei deboli tassi di
malformazione larvale. 204 stazioni (52,4% dell’insieme) presentano una tossicità
inferiore al 20% e 269 (69,1%) una tossicità inferiore al 40%. Esistono comunque delle
stazioni che presentano forti tossicità, in particolare a livello di sbocco degli apporti
principali e nei porti. 62 stazioni (15,9%) presentano delle tossicità superiori all’80% e
43 stazioni (11%) hanno dei sedimenti che presentano il 100% di tossicità nella
condizioni operatorie dello studio. Tali tossicità importanti sono localizzate
principalmente nei porti e nelle zone industriali. I diporti e i ricoveri presentano delle
tossicità più basse. In Corsica le deboli tossicità sono generalizzate ad eccezione di
qualche stazione ma il campionamento non è focalizzato sulle grandi zone
urbanizzate. Una situazione equivalente si ha nell’arcipelago toscano con una sola
stazione avente sedimenti tossici sull’isola d’Elba ed una tossicità media del 10%.
Sulla costa toscana, le tossicità sono riscontrate tipicamente a livello dei porti
(Viareggio, San Stefano, Punta Ala), dei fiumi (Arno, Fiume Serchio) e delle zone
urbane, portuali (Livorno) o industriali (Rosignano). Le stazioni meno colpite
rimangono localizzate a livello delle zone meno urbanizzate e di alcuni piccoli porti.
In Sardegna, le tossicità sono deboli anche comprendendo le zone urbanizzate (Olbia,
Oristano, Bosa), ma aumentano fortemente nelle zone di attività industriale. La baia
di Cagliari, le zone industriali di porto Velmes e Porto Torres così come i diporti o i
porti per i traghetti (Casaletta, Carlo Forte, La Maddalena, Palau, Santa Teresa) sono
in effetti le zone in cui sono state misurate delle forti tossicità.
A livello di ciascuna zona studiata, l’estensione della tossicità è limitata nello spazio e
la diluzione degli effetti può essere valutata entro una scala di qualche decina di
metri. Le estrapolazioni devono dunque essere misurate e l’interpretazione dei
risultati deve tenere in considerazione le variazioni locali che possono essere
importanti da un sito all’altro. Gli apporti dei fiumi possono essere conseguenti ma i
debiti riscontrati nella zona MOMAR sono limitati ad eccezione del fiume Arno. In
tal caso ed in ragione del ? corrente, i contaminanti eventualmente trasportati non
verranno accumulati nei sedimenti all’imbocco bensì trasportati al largo per qualche
centinaia di metri come è dimostrato nel caso di numerosi fiumi (Galgani, 2007).
La diversità dei contaminanti presenti sul litorale delle coste studiate, la diversità
delle fonti, degli apporti e delle vie di trasporto dei contaminanti, così come la
diversità degli approcci metodologici, rendono complesso uno studio ambientale su
scala della zona MOMAR (Andral et al.,2004; Galgani et al.,2006. Lafabrie et al., 2009;
Schintu et al., 2008&2009; Ungherese et al., 2010 & 2012). L’utilizzo di un metodo
globale, non discriminante rispetto agli inquinanti permette di armonizzare le
misure.
Sebbene il metodo sia di sensibilità differente a seconda dei contaminanti, sebbene
l’interpretazione sia complessiva e non si saprebbe contentare di un metodo semplice
e sebbene l’approccio ecotossicologico sia differente rispetto alle misure dei
contaminanti, lo studio qui presentato risulta coerente con i risultati della bibliografia
che concerne la contaminazione chimica. Esso permette di comparare i siti tra di loro
in termini di qualità dei sedimenti e di dare degli elementi in vista di una
classificazione delle zone su scala regionale (Figura 15) o locale (Figura 16).
234

Esso permette inoltre di di localizzare o precisare le fonti di inquinanti non conosciute.
Esso permette inoltre di localizzare o precisare le fonti di inquinanti non conosciute.
In In tali tali condizioni l’approccio ecotossicologico corrisponde pienamente agli obiettivi
In tali condizioni l’approccio ecotossicologico corrisponde pienamente agli obiettivi
del del progetto MOMAR: definizione di un metodo complessivo di screening
del progetto MOMAR: definizione di un metodo complessivo di screening
applicabile al al monitoraggio.
applicabile al monitoraggio.
A B C
A B B C
Figura 14: Progetto MOMAR: Sintesi delle misure di tossicità dei sedimenti delle coste della
Figura 14: Progetto MOMAR: Sintesi delle misure di di tossicità dei dei sedimenti delle delle coste coste della della
Corsica , della Toscana e della Sardegna. Localizzazione dei siti per classi di tossicità dei
Corsica , , della della Toscana e e della della Sardegna. Localizzazione dei dei siti siti per per classi di di tossicità dei dei
sedimenti (percentuale di anomalie larvale durante lo sviluppo). (A) Stazioni con tossicità
sedimenti (percentuale di di anomalie larvale durante lo lo sviluppo). sviluppo). (A) (A) Stazioni con con tossicità
molto debole ( 0-20%) ; (B) Stazioni con forte tossicità (80-100%) ; Insieme di stazioni (5
molto debole ( 0-20%) ; (B) Stazioni con forte tossicità (80-100%) ; Insieme di stazioni (5
classi
debole
di tossicità).
( 0-20%) ; (B) Stazioni con forte tossicità (80-100%) ; Insieme di stazioni (5
classi di tossicità).
235

Figura 15: Progetto MOMAR: Esempi di mappe di sintesi su scala locale. Tossicità dei
sedimenti del golfo di Ajaccio e della costa centrale della Toscana. Classificazione dei siti di
prelievo per classi (5) di tossicità dei sedimenti (percentuale di anomalie larvali durante lo
sviluppo).
In maniera generale si può concludere che la tossicità dei sedimenti è confinata a
delle zone molto localizzate. Da un punto di vista metodologico, la tecnica utilizzata
permette di discriminare le stazioni distanti qualche centinaia di metri indicando la
scala di utilizzo possibile di tale approccio ambientale.
I risultati conferiscono delle basi scientifiche e tecniche preliminari al monitoraggio
degli effetti tossicologici dei sedimenti. Essi dimostrano l’interesse di tale approccio:
- Messa in evidenza e localizzazione di effetti tossicologici;
- Validazione del test di misura delle anomalie larvali dei molluschi nel
contesto di monitoraggio del litorale della zona MOMAR.
- Coerenza delle misure con riguardo alle informazioni disponibili sulla
presenza dei contaminanti;
- Fattibilità tecnica;
- Interesse economico legato alla natura delle informazioni (anomalie di
sviluppo dei molluschi) nel contesto delle produzioni di ostriche;
- Costi limitati a riguardo del monitoraggio dei contaminanti.
La sperimentazione ha permesso altresì di apportare degli elementi in vista di una
definizione delle modalità di monitoraggio eventuale del litorale:
- Devono essere tenute in considerazione le zone più esposte,
- La natura della risposta permette di considerare una monitoraggio con un
numero ridotto di punti,
- La normalizzazione viene realizzata (Norma AFNOR XP-T-90-382) e permette
di disporre di un riferimento metodologico.
In effetti, le tecniche messe in atto possono essere oggetto di sviluppi: studio
approfondito di alcuni siti in vista di una delimitazione più precisa degli effetti
tossicologi (campionamento più denso, misura di tossicità per procedura di
sedimenti contatto) oppure la messa in opera di una struttura di monitoraggio della
tossicità dei sedimenti. L’identificazione delle molecole responsabili della tossicità,
tappa ulteriore, deve costituire oggetto di lavori più conseguenti al fine di
comprendere meglio gli effetti dei contaminanti.
236

4.3 La sperimentazione in aree marino-costiere della Sardegna
UNICA-DISP: Marco Schintu, Alessandro Marrucci, Barbara Marras, Susanna S.
Campisi, Patrizia Meloni, Antonio Contu
UNICA-DISTER: Carla Buosi, Angelo Ibba, Antonietta Cherchi
IFREMER: François Galgani
4.3.1. Introduzione
Rispetto all’approccio utilizzato da CIBM, le attività condotte in Sardegna si
sono focalizzate sulla sperimentazione di tecniche di monitoraggio passivo di
contaminanti organici e inorganici nell’acqua marina, senza peraltro trascurare
l’utilizzo dei sedimenti quali indicatori di contaminazione. In alcune aree la
qualità ambientale è stata inoltre valutata analizzando le biocenosi a
foraminiferi bentonici. Le aree di studio (Figura 1) sono state selezionate in
modo da permettere di valutare differenti livelli di esposizione ai contaminanti
e hanno incluso sia aree marine protette (AMP) che porti e zone industriali.
1
5
4
6
Figura 1. Aree di studio in Sardegna: 1) Isola dell'Asinara e Area industriale di
Porto Torres 2) Arcipelago di La Maddalena 3) Golfo di Olbia e Isola di Tavolara 4)
Area costiera Portoscuso 5) Golfo di Oristano 6) Golfo di Cagliari
4.3.2. Il monitoraggio passivo dei contaminanti nell’acqua nell’attuale
contesto legislativo
La metodologia per la valutazione della qualità chimica dei corpi idrici si basa
su prelievi puntuali da affidare all’analisi chimica e si fonda sugli standard di
qualità ambientale (Environmental Quality Standards, EQS), sulla concentrazione
2
237
3

media calcolata per il periodo di un anno (AA-EQS) e sulla concentrazione
massima ammissibile della sostanza (MAC-EQS). Molti dei contaminanti
prioritari elencati nella EU-WFD sono microinquinanti organici presenti in
concentrazioni che vanno da microgrammi/litro (μg/L) a nanogrammi/litro
(ng/L) e talvolta a picogrammi/L (pg/L). Gli EQS di queste sostanze sono
molto bassi e la loro concentrazione ambientale è generalmente al di sotto o
vicina ai limiti di detezione e quantificazione, poiché mancano metodi analitici
adeguati e validati.
Senza il prelievo di un congruo numero di campioni (con conseguente aumento
del numero delle analisi e dei costi) è difficile ottenere una misura
rappresentativa della qualità delle acque nell’ambiente. D'altra parte il
campionamento istantaneo attualmente previsto dalle normative comporta la
determinazione dei componenti presenti nell'acqua al solo momento del
campionamento piuttosto che la loro concentrazione media e ignora eventi
inquinanti circoscritti nel tempo. L'incertezza associata alla misura della
concentrazione nel campione puntuale è bassa, ma è considerevole quella
associata alla concentrazione media degli inquinanti nell’acqua dell’ambiente in
esame. Il risultato dell’analisi è peraltro condizionato dai diversi fattori. Metodi
differenti di campionamento, trasporto, stoccaggio, preparazione dei campioni
e analisi possono fornire una stima differente della concentrazione di una
sostanza anche nello stesso campione. Inoltre gli approcci sviluppati per il
campionamento diretto non possono essere facilmente normalizzati per tenere
conto della variabilità ambientale dovuta al clima e alle condizioni
meteorologiche. Esiste dunque la necessità di standardizzare l’intera procedura,
dal prelievo all’analisi e allo stesso tempo prendere coscienza che gli EQS
vengono stabiliti sulla base di metodi di campionamento con le criticità
descritte.
Su queste premesse sono attualmente in fase di sviluppo in ambito
internazionale nuovi metodi per la misura di contaminanti organici e inorganici
negli ambienti acquosi basati sul campionamento passivo, alcuni dei quali sono
stati adottati in questo progetto.
Rispetto ai metodi tradizionali, i campionatori passivi a) misurano, piuttosto
che concentrazione totale, la frazione libera disciolta di un inquinante e quindi
quella biologicamente disponibile, permettendo anche una valutazione di tipo
tossicologico b) forniscono una misura più rappresentativa delle concentrazioni
medie dell’inquinante nel tempo c) possono essere utilizzati per misurare le
concentrazioni di inquinanti organici polari e non-polari e di composti
inorganici, inclusi metalli, anioni e radionuclidi. I metodi di analisi sono gli
stessi che si utilizzano per i campioni raccolti puntualmente. I risultati possono
inoltre essere correlati con quelli del biomonitoraggio (es. mitili). Gli ostacoli
all’accettazione del campionamento passivo sono basati a) sul fatto che gli EQS
si basano su campioni puntuali interi o filtrati b) sulla difficoltà di validare tutti
i sistemi di campionamento c) sulla mancanza di sistemi di assicurazione e
controllo di qualità. Recenti progressi sono stati ottenuti con l’introduzione
dello Standard ISO (ISO 5667-23:2011 Water quality -Sampling Part 23: Guidance
238

on passive sampling in surface waters) che fornisce consigli di utilizzazione e con i
saggi interlaboratorio (es. AQUAREF, NORMAN) ai quali il Dipartimento di
Sanità ha partecipato nell’ambito del Progetto MOMAR. Viene auspicato un
cambiamento legislativo per definire degli AA-EQS in termini di
concentrazione nella fase disciolta, la stessa che può essere misurata dai
campionatori passivi. I campionatori possono essere di grande utilità in una
campagna di screening per la sorveglianza e per mostrare i trend quando le
concentrazioni sono basse. Il campionamento passivo è attualmente utilizzato
in Gran Bretagna per lo screening e per il controllo investigativo da parte delle
Agenzie ambientali di quel paese.
I vantaggi potenziali dell'utilizzo dei campionatori passivi possono essere così
riassunti:
Misura diretta del valore medio della concentrazione degli analiti
Misura dei soli analiti non legati al particolato o alla materia organica
disciolta
Per le sostanze organiche, maggiore semplicità di estrazione e
purificazione degli analiti in maniera standardizzata ed uguale per
ciascun campionamento.
Preconcentrazione del campione nella matrice captante con forte
abbassamento del limite di quantificazione della metodica analitica
rispetto alle tecniche tradizionali.
Possibilità di standardizzare i tempi ed i metodi di campionamento
abbassando così l'incertezza della metodica.
Correlazione dei valori riscontrati con la biodisponibilità ambientale
degli analiti.
Possibilità di effettuare saggi ecotossicologici sull’eluito.
4.3.3. Il campionamento passivo delle sostanze organiche
Esistono diversi strumenti atti ad effettuare un campionamento passivo di
componenti organici in ambiente acquoso ciascuno con proprie specificità e
livello di sperimentazione. In questo progetto per le indagini sul campo la scelta
è ricaduta sui campionatori SPMD (Semi Permeable Membrane Devices) (Huckins
et al., 1990). Gli SPMD permettono il campionamento di molecole idrofobiche
con un logaritmo del coefficiente di ripartizione ottanolo-acqua (logKow) tra 3 e
8. Grazie a questo ampio range di idrofobicità gli SPMD permettono di
monitorare il 75% degli inquinanti organici inclusi nella lista degli inquinanti
prioritari della EU-WFD. Gli SPMD consistono in una membrana tubolare di
polietilene a bassa densità riempita con 1 mL di trioleina pura al 99% e saldata
alle due estremità (Huckins et al., 1990, 2006). Tale membrana, con uno spessore
massimo inferiore ai 100 μm, pur non essendo porosa presenta delle cavità
transienti di 10 Å di diametro. La maggior parte dei contaminanti idrofobici
239

ambientali presenta un diametro molecolare di poco inferiore. Di fatto solo le
molecole idrofobiche disciolte , e quindi biodisponibili, diffondono attraverso la
membrana e vengono accumulate.
Gli SPMD vengono esposti per periodi tali che la velocità di captazione degli
analiti rimanga lineare (mediamente quattro settimane). In tale periodo
vengono campionate quantità di acqua variabili da 15 ai 300 litri in dipendenza
delle polarità dell'analita. Tale velocità risulta in realtà dipendente dalla
temperatura, dal flusso acquoso e in qualche misura dalla crescita di organismi
sulla sua superficie (biofouling). Per tenere conto di questi fattori nella trioleina
vengono aggiunti, in quantità nota, degli standard marcati (PRC, Performance
Reference Compounds). L'analisi degli standard prima e dopo l'esposizione del
campionatore permette di calcolare il fattore di correzione da applicare alla
velocità teorica di accumulo degli analiti.
La determinazione del contenuto degli analiti negli SPMD passa attraverso
alcuni passaggi che sono stati accuratamente messi a punto in laboratorio:
Estrazione mediante dialisi in solvente
Purificazione per permeazione su gel (GPC)
Purificazione in fase solida
Determinazione analitica
La determinazione analitica deve essere effettuata utilizzando tecniche ad alta
sensibilità e specificità. In questo progetto è stata utilizzata la gas cromatografia
accoppiata alla spettrometria di massa in trappola ionica utilizzando la tecnica
massa/massa (GC/ITD/MS/MS).
La ricerca bibliografia mette in evidenza uno sporadico utilizzo degli SPMD per
il monitoraggio in ambiente marino e soprattutto l'assenza di studi effettuati nel
Mediterraneo. Più recentemente gli SPMD abbinati ai POCIS (Polar Organic
Compounds Integrative Samplers) sono stati utilizzati per monitoraggio diretto dei
microinquinanti presenti nelle acque costiere svedesi (Sundberg et al. 2005) e
soprattutto australiane (e.g. Harman et al. 2009).
Dal punto di vista analitico sono stati determinati pesticidi organoclorurati (e.g.
Bergqvist et al.1998), PCBs (e.g. Sundberg et al. 2005), PAH (Utvik et al. 1999;
Shaw et al. 2005; Komarova et al. 2009), PBDE (Booij et al. 2002), Idrocarburi
alifatici (Richardson et al. 2003), policlorodibenzodiossine e
policlorodibenzofurani (Roach et al. 2009), prodotti alogenati naturali (Vetter et
al. 2009).
240

Figura 2. La preparazione di un campionatore SPMD per il progetto MOMAR durante
una campagna nell’Arcipelago della Maddalena.
4.3.4. Il campionamento passivo dei metalli in traccia con la tecnica DGT
(Diffusive Gradients in Thin Films)
La tecnica Diffusive Gradients in Thin Films (DGT) (Zhang and Davison, 1995)
rappresenta un approccio relativamente nuovo per la determinazione in situ di
specie metalliche labili negli ecosistemi acquatici. Nel mezzo acquoso, i DGT
accumulano passivamente specie labili in situ, eliminando problemi di
contaminazione associati col campionamento tradizionale e le procedure di
filtrazione. La tecnica misura la frazione disciolta dei metalli, considerata
rappresentativa della frazione potenzialmente biodisponibile. Si basa
sull’utilizzo di un semplice dispositivo in plastica che accumula soluti in un
legante dopo il passaggio attraverso un idrogel che funge da strato di diffusione
(Figura 1). Il legante selettivo per gli ioni bersaglio in soluzione (in genere una
resina) è immobilizzato in un sottile strato di idrogel (binding gel) ed è separato
dalla soluzione da uno strato permeabile (gel diffusivo) di spessore g. Tra il
gel diffusivo e la soluzione è presente uno strato diffusivo (diffusive boundary
layer, DBL), di spessore in cui il trasporto di ioni avviene unicamente per
diffusione molecolare. In pochi minuti di immersione, si instaura un gradiente
di concentrazione lineare tra la soluzione e la resina. Sfruttando questa semplice
condizione di stato stazionario la tecnica DGT può essere usata per misurare le
concentrazioni in situ. In laboratorio, una volta ricuperati i DGT, il metallo
accumulato può essere eluito e misurato convenzionalmente. Si evitano in
241

questo modo problemi di matrice legati alla determinazione dei metalli in
soluzioni ad elevata forza ionica come l’acqua marina e si possono misurare
concentrazioni estremamente basse degli analiti.
I DGT permettono di legare selettivamente soltanto le specie di interesse e di
controllarne accuratamente il trasporto. Queste caratteristiche consentono il
calcolo accurato in laboratorio della concentrazione in soluzione durante il
periodo di esposizione. Sono diversi gli agenti leganti selettivi utilizzabili per
diverse sostanze (metalli, metalloidi, fosfati, radionuclidi). Sono stati utilizzati
per il progetto MOMAR la resina Chelex 100 per la misura di cadmio, piombo,
rame, nichel e cromo, e lo Spheron-Thiol–Agarose gel per il mercurio
(Docelakova and Divis, 2005).
Figura 3. Rappresentazione schematica della sezione trasversale di un DGT a contatto
con la soluzione acquosa. La larghezza dello strato diffusive DBL dipende dalla velocità
di movimento dell’acqua (DGT Research, 2002)
Un dispositivo DGT consiste in una base in plastica (piston, diametro 2.5 cm)
contenente il gel-resina (spessore 0.4 mm), il gel diffusivo (spessore 0.8 mm) e
una membrana filtrante (spessore 0.135 mm), assicurati alla base da una capsula
in plastica con una apertura superiore circolare (window) di circa 2 cm di
diametro. Nella pratica i DGT si depositano nella soluzione acquosa per un
tempo determinato t (s). I metalli presenti nella frazione disciolta in forma
ionica o come complessi labili sia inorganici che organici diffondono attraverso
il gel e si legano alla resina. Il flusso di ioni di ciascun metallo attraverso il gel J
(mol cm -2 s -1), è dato dall'equazione (semplificata) della prima legge di Fick,
dove D è il coefficiente di diffusione (cm 2 s -1 ), C la concentrazione del metallo
nel mezzo acquoso e g lo spessore dello strato di gel.
J = D C/g
Concentration
resin in gel
diffusive gel
g
Distance
242
DBL
C
solution

Dopo il recupero lo strato di gel contenente la resina legante viene staccato e si
misura la massa degli ioni in esso accumulati vengono eluiti con un volume
noto, Ve (ml) di soluzione (1 o 2M HNO3 nel caso dei metalli legati alla resina
Chelex). La concentrazione nell'eluente, Ce, viene poi misurata con qualsiasi
tecnica analitica adatta dopo opportuna diluizione. Poiché l'eluizione è in
modalità batch solo una frazione degli ioni legati vengono recuperati. Il valore
di fe riportato per Zn, Cd, Cu, Ni e Mn è 0.8 quando si usano 1 o 2 M di HNO3
per l’eluizione dalla resina Chelex. La massa accumulata (M) di ioni può essere
calcolata utilizzando la formula (1) dove Vg è il volume di gel (ml) nello strato
legante e fe il fattore di eluizione.
M = Ce (Vg + Ve) / fe
La concentrazione di metallo misurata dai DGT può essere calcolata usando
l’equazione:
CDGT = Mg/(DtA)
dove g è lo spessore del gel diffusive più quello del filtro , D è il coefficiente di
diffusione del metallo nell’idrogel alla temperatura misurata nel mezzo
acquoso; t è il tempo di esposizione in secondi; A è l’area di esposizione (A=3.14
cm 2).
243
piston
membrane filter
diffusive gel
resin layer
outer sleeve with window
Figura 4. Nella foto i DGT vengono installati su un supporto a sei posti prima di un
campionamento per questo progetto. La figura è tratta dal sito www.dgtresearch.com,
E’ importante sottolineare, per quanto riguarda l’interpretazione dei dati, che
la metodologia integra la concentrazione dei metalli labili in soluzione durante
il periodo di esposizione. Se la variabilità della qualità dell’acqua è bassa, i DGT
forniscono un valore comparabile ai convenzionali sistemi di campionamento
istantanei. Se, al contrario, il sistema presenta un grado elevato di variabilità (ad
esempio nel caso della presenza di affluenti in un corpo d’acqua) il risultato del

campionamento istantaneo non può essere comparato col valore integrato nel
tempo fornito dai DGT.
Le acque marine e la maggior parte di quelle superficiali sono ambienti ideali in
cui utilizzare i DGT. In letteratura vengono riportati modificazioni delle
risposte in soluzioni estremamente diluite, con valori di forza ionica inferiori a
10 -4 M (Denney et al., 1999; Alfaro-De la Torre et al., 2000; Peters et al., 2003).
Forza ionica, pH e composizione della soluzione possono agire sulla velocità di
diffusione, per esempio influenzando il comportamento dei gruppi funzionali
della poliacrilammide (idrogel), che potrebbe ionizzarsi. Le performance della
resina Chelex sono più elevate, per la maggior parte dei metalli, in un range di
pH tra 5 e 9, anche se per il rame la resina opera correttamente in un intervallo
di pH più ampio, compreso tra 2 e 11 (Gimpel et al., 2001).
In generale il tempo di deposizione dei DGT dovrebbe essere minimizzato
tenendo conto della natura dell’ambiente campionato e della sensibilità del
metodo analitico impiegato. La progressiva crescita algale sulla superficie attiva
del campionatore (biofouling) produce infatti un film che limita il trasporto dei
metalli. Inoltre i biofilm possono offrire siti di adsorbimento ai metalli disciolti,
portando a sottostimare la concentrazione del metallo libero in soluzione.
Sia i meccanismi di assimilazione del metallo negli organismi acquatici che
l’accumulo da parte dei DGT sono governati dalla concentrazione del metallo
labile in soluzione. E’ da attendersi quindi una correlazione tra concentrazione
misurata dai DGT ed effetti tossicologici o bioaccumulo, anche se il numero
degli esperimenti in questo campo è ancora limitato (Davison et al., 2000;
Forsberg, 2005; Schintu et al., 2008; Schintu et al., 2010; Andersen et al., 2009).
Oltre a fornire una misura in situ del metallo labile, i DGT possono essere
utilizzati in numerosi altri aspetti di chimica ambientale, inclusi studi di
speciazione, di tossicità e di cinetica. In collaborazione con l’Università di
Lancaster, il DISP ha organizzato a Santa Margherita di Pula (Cagliari) nel 2009
il convegno internazionale “DGT in the Environment”.
4.3.5. I foraminiferi
Il comparto microfaunistico rappresenta un importante serbatoio di
biodiversità ed ha un ruolo fondamentale nell’equilibrio degli ecosistemi (e. g.
Danovaro, 2000). La maggiore e pressoché immediata reattività e suscettibilità
espresse in intervalli temporali (da qualche settimana a qualche mese) del
microbenthos nei confronti di variegate tipologie di stress ambientale possono
essere utilizzate per una valutazione dello stato dei sedimenti dei fondali
(Coccioni et al. 2003). Per le loro strette relazioni con le altre comunità presenti
negli ecosistemi marini, la struttura delle microfaune rappresenta una chiave di
lettura di caratteristiche peculiari di biotopi specifici e quindi diventano utili
per l’individuazione di aree che necessitano di risanamento, tutela e protezione
(Coccioni et al. 2003).
244

Nell’ambito delle comunità bentoniche, i foraminiferi rappresentano un gruppo
assai adatto per la loro utilizzazione in metodiche di monitoraggio ambientale.
Per le loro caratteristiche autoecologiche riflettendo i cambiamenti spaziali e
temporali, i foraminiferi bentonici vengono sempre più utilizzati per
programmi di monitoraggio finalizzati a evidenziare sintomi di degrado
dell’habitat sia per attestare l’efficacia di progetti di ripristino (vedi Debenay et
al. 1996). I fondali e le comunità bentoniche che li popolano sono da comparare
a “registratori” che “memorizzano” il mutarsi delle condizioni ambientali,
agendo come memoria dell’aggressione o disturbo a cui la colonna d’acqua e i
fondali sono stati sottoposti (e.g. Ros and Cardell, 1991).
4.3.6 Partecipazione a saggi interlaboratorio
Le metodiche analitiche relative al campionamento passivo (DGT e SPMD) sono
state validate mediante la partecipazione a diversi circuiti internazionali.
In particolare il DISP ha partecipato:
1) a un circuito organizzato in Francia da AQUAREF (Laboratoire national de
référence pour la surveillance des milieux aquatiques). Lo scopo dello studio è
stato di valutare il ruolo potenziale e la capacità di diversi tipi di
campionatori passivi per la misura di inquinanti prioritari in acque
superficiali e costali sotto la tutela del WFD.
2) all'International Passive Sampling Inter-laboratory Comparison – IPSIC
2010, uno schema di test di competenza organizzato dall'Institute of
Public Health Ostrava della Repubblica Ceca in collaborazione con il CS
Lab. In questo studio sono stati esposti in acqua superficiale, in un solo
sito SPMD e DGT. Lo scopo era di permettere ai laboratori partecipanti
di avere l’opportunità di testare la loro prestazione analitica e la capacità
di misurare concentrazioni ambientalmente rilevanti di contaminanti.
3) a uno studio inter-laboratorio (ancora in corso) che prevede l'uso dei
campionatori passivi nel monitoraggio dei contaminanti emergenti
organizzato da NORMAN (Network of Reference Laboratories for Monitoring
Emerging Environmental Pollutants) in collaborazione con il laboratorio
Europeo DG Joint Research Centre. In questo studio 29 laboratori
accademici, commerciali e di controllo hanno esposto i propri
campionatori in un unico sito, l’effluente di un grande impianto di
trattamento municipale. I risultati permetteranno la valutazione dei
diversi metodi di campionamento passivo nel monitoraggio degli
inquinanti emergenti (residui farmaceutici, pesticidi polari, ormoni
steroidei, surfattanti fluorurati, triclosan, bisfenolo A e ritardanti di
fiamma bromurati). I risultati, disponibili nel 2012 saranno utilizzati per
informare gli Stati Membri della UE sulle applicazioni potenziali del
campionamento passivo nel monitoraggio di questi composti nell'ambito
del WFD.
245

4.3.7 Materiali e metodi
A-Composti organici (DISP: Alessandro Marrucci, Marco Schintu, Barbara Marras,
Susanna S. Campisi, Francesca Pettinau, Franco Secci, Marco Atzori, Antonio Contu)
SPMD. Gli SPMD sono stati forniti da ExposMeter (Sweden). L'esposizione è
avvenuta mediante montaggio su supporti metallici (spiders) che permettono la
massimizzazione della superficie esposta. I supporti vengono inseriti in appositi
cesti metallici (canister) in gruppi da tre a cinque. Il trasporto del materiale è
stato effettuato utilizzando recipienti metallici riempiti di gas inerte. Al
momento della deposizione i cesti sono stati ancorati al fondo e sospesi nel
corpo idrico tramite un galleggiante a circa 2 m dalla superficie. Durante le
operazioni di assemblaggio, trasporto, deposizione e recupero uno o più SPMD
non utilizzati per campionare sono stati esposti all'ambiente ed analizzati per
verificare eventuali contaminazioni accidentali.
Sedimenti. I sedimenti sono stati prelevati con benna Van Veen. Per il controllo
delle procedure analitiche sono stati utilizzati campioni di riferimento certificati
(sedimenti marini SETOC 721 e 722) forniti nell'ambito del programma WEPAL
(Wageningen Evaluating Programs for Analytical Laboratories) dalla
Wageningen University (NL).
La ricerca è stata indirizzata verso la determinazione dei seguenti analiti:
Analita N. CAS a
Idrocarburi Policiclici Aromatici Legenda
Acenaftene 83-32-9 Aceph
Acenaftilene 208-96-8 Ace
Antracene 120-12-7 Ant
Benzo(a)antracene 56-55-3 BaA
Benzo(b)fluorantene 209-99-2 Bbf
Benzo(k)fluorantene 207-08-9 BkF
Benzo(g,h,i)perilene 191-24-2 BgP
Benzo(a)pirene 50-32-4 BeP
Crisene 218-01-9 Chr
Dibenzo(a,h)antrcene 53-70-3 DBA
Pirene 192-65-4 Pyr
Fluorantene 86-73-7 Flu
Fluorene 86-73-7 Fl
Indeno(1,2,3-cd)pirene 193-39-5 Ind
Naftalene 91-20-3 Naph
Fenantrene 85-01-8 Phen
246

Policlorobifenili N. CAS
PCB 18 37680-65-2
PCB 28 7012-37-5
PCB 31 16606-02-3
PCB 44 41464-39-5
PCB 52 35693-99-3
PCB 77 32598-13-3
PCB 81 70362-50-4
PCB 95 38379-99-6
PCB 99 38380-01-7
PCB 101 37680-73-2
PCB 105 32598-14-4
PCB 110 38380-03-9
PCB 114 74472-37-0
PCB 118 31508-00-6
PCB 123 65510-44-3
PCB 126 57465-28-8
PCB 128 38380-07-3
PCB 138 35065-28-2
PCB 146 51908-16-8
PCB 149 38380-04-0
PCB 151 53663-63-5
PCB 153 35063-27-1
PCB 156 38380-08-4
PCB 157 69782-90-7
PCB 167 52663-72-6
PCB 169 32774-16-6
PCB 170 35065-30-6
PCB 177 52663-70-4
PCB 180 35065-29-3
PCB 183 52663-69-1
PCB 187 52663-68-0
PCB 189 39635-31-9
247

Strumentazione: Per la purificazione è stata utilizzata una strumentazione HPLC
1100 Agilent con installata una colonna Phenogel 10 micron 100 A 250 mm x
21,5 mm i.d. (Phenomenex) munita di precolonna e con rivelatore UV impostato
a 254 nm. Le analisi sino state effettuate utilizzando un sistema Varian GC-
MS/MS comprendente un gascromatografo Varian CP-3900 con un iniettore
CP-1077 ed un autoiniettore CP-8410 interfacciato ad uno spettrometro di massa
a trappola ionica (Varian Saturn 2100). La separazione è stata ottenuta con una
colonna VF-5ms (30m x 0,25 mm d. i., 0,25 μm spessore film) fornita dalla
Varian. Come gas di trasporto si è utilizzato elio 99,9995% al flusso costante di 1
ml/min con una pressione pulsata di 40 psi della durata di 0,20 min. Per ciascun
campione si sono iniettati 0,5 μl con liner da 2 mm. di diametro installato.
1) estrazione per dialisi SPMD
I contaminanti concentrati negli SPMD sono stati separati dalla fase lipidica
mediante dialisi. Ciascun SPMD è stato prelevato dal recipiente di trasporto e
lavato per risciacquo con esano (100 ml). Successivamente l’SPMD è stato lavato
con acqua distillata su un vassoio di acciaio e spazzolato con delicatezza per
rimuovere il materiale adeso alla superficie. Dopo il lavaggio l’SPMD è stato
immerso in HCl 1 N per 30 secondi, risciacquato con acqua distillata ed acetone
e lasciato asciugare all'aria. Il campionatore passivo è stato posto in una
bottiglia di vetro scuro con tappo a smeriglio da 250 ml, coperto con almeno 180
ml di esano e lasciato a dializzare per 24 ore a 18°C. Al solvente sono stati
aggiunti gli standard interni. Si è decantato l'esano in un pallone da 500 ml e si è
ripetuto il procedimento per altre 8 h. Anche il secondo estratto è stato
decantato e riunito agli estratti precedenti. Gli estratti sono stati concentrati
mediante evaporazione sotto vuoto fino a 5 ml. Il solvente è stato ulteriormente
allontanato fino al volume di 1 ml sotto leggero flusso di azoto badando a non
superare la temperatura di 40°C. Gli estratti sono stati posti in vials e conservati
a -20°C fino al momento della ulteriore purificazione.
2) purificazione in GPC dell'estratto esanico degli SPMD proveniente dalla dialisi
Gli estratti esanici degli SPMD sono stati purificati in GPC (Petty et al. 2004). La
soluzione di calibrazione dei tempi di ritenzione è stata preparata sciogliendo i
seguenti composti in 10 mL di cloruro di metilene: 100 mg di dietilesilftalato, 10
mg di bifenile, 10 mg di naftalene, 2 mg di coronene, 10 mg di zolfo. L'eluizione
è stata effettuata utilizzando una miscela di cloruro di metilene/metanolo al 2%
al flusso di 4 ml/min. Successivamente sono stati iniettati i dializzati ridotti al
volume di 1 ml e scambiati con cloruro di metilene. La raccolta della frazione
purificata è iniziata al tempo corrispondente al 50% della distanza tra l'apice del
picco del dietilesilftalato e l'apice del picco del bifenile (picco 2), e terminata al
tempo corrispondente al 70% della distanza tra l'apice del coronene (picco 4) e
l'apice del picco dello zolfo (picco 5). Si sono aggiunti 100 μl di nonano e si è
ridotto quasi a secchezza i campioni sotto leggero flusso di azoto. Gli estratti
sono stati ripresi con 2 ml di esano per la purificazione e separati in due frazioni
per le successive determinazioni.
248

3) preparazione del KS per l’eliminazione dell'acido oleico dagli estratti da SPMD
Gli estratti degli SPMD devono essere purificati su KS [Silice con Silicato di
potassio](Lebo et al. 1989) per eliminare l'acido oleico residuo. Sono stati pesati
18 gr di silice 70/230 °C prelavata con CH2Cl2 e attivata a130°C per 12h. Dieci
grammi di KOH sono stati solubilizzati in 45 ml di CH3OH per pesticidi. In un
pallone da 100 ml si è aggiunta la silice a piccole porzioni e si è lasciato reagire
sotto agitazione a 55°C per 90 minuti. Il metanolo è stato allontanato sotto
leggero vuoto portando la temperatura del bagno gradualmente a 90°C. La fase
è stata attivata in stufa a 130° per una notte. Gli estratti sono stati eluiti con
miscela esano/cloruro di metilene al 10%.
4) preparazione del gel di silice impregnato di acido fosforico
Cinquanta grammi di gel di silice sono stati trattati con 33 gr di acido
ortofosforico al 85% prelavato con CH2Cl2 (Petty et al. 2004). La miscela è stata
mescolata fin a quando non è diventata fluida.
5) purificazione dei dializzati SPMD per IPA dopo GPC
E' stata preparata una colonna cromatografica da 10 mm introducendo
nell'ordine un fiocco di lana di vetro prelavato con cloruro di metilene, un cm 3
di solfato di sodio prelavato con cloruro di metilene, tre grammi di gel di silice
attivata, tre grammi di silicato di potassio, tre grammi di silice impregnata con
acido ortofosforico, due centimetri di sodio solfato anidro. La colonna è stata
condizionata con miscela esano/t-butilmetiletere al 4%. Dopo deposizione il
campione è stato eluito con 50 ml di miscela esano/t-butilmetiletere al 4%.
Ciascun campione dopo aggiunta di 100 μl contenenti gli standard di recupero
è stato concentrato a 50 μl sotto leggero flusso di azoto ed analizzato in GC/MS
(Petty et al. 2000).
6) purificazione dei dializzati SPMD per PCB dopo GPC
E' stata preparata (Petty et al. 2000) una colonna cromatografica da 10 mm
introducendo nell'ordine un fiocco di lana di vetro prelavato con cloruro di
metilene, un cm 3 di solfato di sodio prelavato con cloruro di metilene, cinque
grammi di Florisil 60–100 mesh trattato a 475°C per 8 h e attivato a 130°C per
una notte prima dell'uso (Booij et al. 2002). La colonna è stata condizionata con
miscela esano/metil-t-butiletere 1/3 ed i campioni eluiti con 60 ml della
miscela. Dopo concentrazione gli estratti sono stati ulteriormente purificati su
una colonna da 10 mm preparata introducendo nell'ordine un fiocco di lana di
vetro prelavato con cloruro di metilene, un cm 3 di solfato di sodio prelavato con
cloruro di metilene, cinque grammi di silice attivata. Dopo condizionamento
con esano e deposizione del campione si eluito con 46 mL di esano e con 55 ml
di una miscela al 40% di metil-t-butiletere in esano. Ciascun campione dopo
aggiunta di 100 μl contenenti gli standard di recupero è stato concentrato a 50
μl sotto leggero flusso di azoto ed analizzato in GC/MS.
249

Determinazione strumentale degli idrocarburi policiclici aromatici (IPA)
Metodo cromatografico:
Temp Inj.: 290 °C
Inj: Splitless pulsata 0.5 μL
Programmata forno: 90°C x 3' ; 100°C/min fino a 120°C; 5°C/min fino a 300°C;
300°C per 20'
Temperatura interfaccia : 300 °C
Temperatura detector: 220°C
Determinazione strumentale dei bifenili policlorurati (PCB)
Metodo cromatografico:
Temp Inj.: 280 °C
Inj: Splitless pulsata 0,7 μL
Programmata forno: 90°C x 1' ; 4°C/min fino a 130°C; 15°C/min fino a 170°C; 2
C°/min fino a 250°; 30°C/min fino a 310°C
Temperatura interfaccia : 300 °C
Temperatura detector: 220°C
Lo strumento è stato calibrato utilizzando i fattori di risposta relativi agli
standard interni in funzione della concentrazione su 9 punti nel range di
concentrazione tra 1 e 100 ng per campione. Tutte le calibrazioni sono risultate
lineari con un fattore di correlazione R 2 migliore di 0,99.
La concentrazione acquosa degli analiti viene valutata sulla base di un modello
costruito sulla base dei dati empirici (Huckins et al. 2006).
B- Metalli (DISP: Marco Schintu, Barbara Marras, Alessandro Marrucci, Susanna S.
Campisi, Elisa Cocco, Marco Atzori, Franco Secci, Antonio Contu)
DGT. I DGT sono stati ottenuti da DGT Research (University of Lancaster, UK).
I supporti contenenti 6 DGT (3 Chelex 100, 3 Spheron–Thiol) sono stati
posizionati a circa 2 m dalla superficie, per mezzo di un corpo morto e di una
boa, e recuperati senza l’assistenza di subacquei. In concomitanza con il
campionamento degli organici sono stati legati al canister contenente gli SPMD
con un filo di nylon. A La Maddalena sono andati persi (furto?) un
campionatore SPMD e DGT, a Cagliari tre campionatori su cinque. Il tempo di
deposizione è variato da 2 a 41 giorni. La temperatura è stata misurata al
momento del posizionamento, ad intervalli regolari durante il periodo di
esposizione e al momento del recupero dei DGT.
Per cadmio, cromo, nickel, piombo e rame sono stati usati DGT per l’accumulo
dei metalli con resina tipo Chelex 100, gel di diffusione con pori di diametro >5
nm e spessore di 0,76 mm, finestra di 3,14 cm 2 e filtro di acetato di cellulosa da
0,45 m con spessore di 0,14 mm. Per il mercurio sono stati usati DGT con
resina tipo Spheron-Thiol e Agarose come gel diffusivo. Alla fine del periodo di
esposizione i DGT sono stati recuperati, sciacquati con acqua MilliQ e posti
singolarmente in contenitori di plastica. In laboratorio le capsule in plastica
250

sono state aperte con un cacciavite e la resina è stata immersa per almeno 24 ore
in 1 ml di acido nitrico 1M; la soluzione così ottenuta è stata analizzata per la
determinazione dei metalli in traccia.
Le analisi di cadmio, cromo, nichel, piombo e rame sono state eseguite in
spettrometria di assorbimento atomico con fornetto di grafite e utilizzando uno
strumento Varian GTA 120-AA240Z con correzione del background mediante
effetto Zeeman. Per il la massa M accumulata nella resina Spheron-Thiol è stata
determinata direttamente con uno spettrometro ad assorbimento atomico Direct
Mercury Analyzer (DMA 80 Milestone) basato sulla combustione del campione
in atmosfera di ossigeno e preconcentrazione in amalgama.
Sedimenti. I sedimenti, dopo il campionamento con benna Van Veen, sono stati
analizzati seguendo le metodiche ICRAM (2001). I sedimenti sono stati essiccati
in stufa a 40°C, omogeneizzati e setacciati. Le concentrazioni dei metalli sono
state misurate nella frazione

il metodo proposto da De Stiger et al. (1998) per distinguere gli esemplari vivi.
In laboratorio i campioni per le analisi delle biocenosi sono stati scongelati ed è
stata asportata la soluzione di acqua e Rosa Bengala presente all’interno di
ciascun contenitore. Il sedimento di ogni campione è stato essiccato in stufa a
circa 30-40 °C; sono stati pesati fino a 100 g di sedimento ed è stato rimosso il
colorante residuo e il materiale più fine attraverso un lavaggio con un setaccio
da 63 μm. Successivamente:
- i campioni sono stati nuovamente essiccati in stufa ad una temperatura
di 30-40 °C.
- I campioni sono stati pesati sia prima che dopo il lavaggio, in modo da
definire rispettivamente il peso lavato, il peso secco e la percentuale di
argilla presente (persa con i lavaggi).
- Il residuo di lavaggio di ogni campione è stato frazionato attraverso
setacci calibrati (500 μm, 250 μm, 180 μm, 125 μm, 75 μm e 63 μm) in
modo da risultare suddiviso in 6 frazioni granulometriche per l’analisi
qualitativa; successivamente per il conteggio degli esemplari le sei
frazioni sono state riunite.
- Dopo ogni lavaggio i setacci sono stati immersi in una soluzione di Blu di
metilene per verificare contaminazioni con campioni precedentemente
setacciati e successivamente lavati sotto getto d’acqua.
- Sulla frazione ottenuta da ogni campione é stato applicato il metodo
della quartatura, consistente nella suddivisione del residuo in parti
minori, che però conservano in modo proporzionale le componenti
microfaunistiche (foraminiferi bentonici), necessarie per il conteggio
statistico. Tale metodo viene comunemente utilizzato in questo tipo di
analisi in quanto permette di conservare e analizzare in toto la
biodiversità. Ogni parte splittata di ciascun campione é stata osservata e
analizzata al microscopio ottico binoculare, per il riconoscimento
tassonomico delle specie dei foraminiferi presenti.
- Per ottenere un campione statisticamente significativo è stato necessario
isolare da ciascun campione almeno 300 esemplari (numero considerato
statisticamente valido) di foraminiferi bentonici colorati.
- L‘attribuzione tassonomica dei foraminiferi bentonici al livello generico
e/o specifico rinvenuti è stata effettuata seguendo principalmente le
classificazioni proposte da Loeblich & Tappan (1964, 1987) e Cimerman
& Langer (1991). Il significato autoecologico è basato essenzialmente su
Murray (1991, 2006), Sen Gupta (1999) e Coccioni et al. (2003, 2005), oltre
che su altri lavori specialistici.
- Sulle associazioni rinvenute sono stati calcolati i seguenti indici biotici:
diversità specifica (S, numero di specie per campione), densità faunistica
(FD, numero di individui per 1 g di sedimento secco), Fisher-α index
(Fisher et al., 1943; Murray, 1973); Dominance (D), Shannon-Weaver
index (H) (Shannon and Weaver, 1949), Simpson index (1-D), Evenness
(J), Equitability (E).
252

Fisher-α index è un indicatore della ricchezza specifica; rappresenta la
relazione tra numero di specie e numero di individui nell’associazione e
viene estratto attraverso la seguente formula
S=a*ln(1+n/a)
dove n è il numero totale di individui, S è il numero delle specie e a il
Fisher-α index. E’ un indice ambientale di stress e di sofferenza per i taxa e
può corrispondere anche a condizioni di confinamento. Questo indice tende
a discriminare nel sistema, soprattutto marino costiero e lagunare, ambienti
marginali a salinità normale, ristretti o confinati (disossici), da quelli
ipoalini o iperalini. Il valore é minimo in condizioni normali e diminuisce
con l’aumento delle condizioni deviate.
Dominance (D) è espresso come (1-Simpson index) ed è calcolato come
D=sum((ni/n)2)
dove ni è il numero di individui per taxon (i).
Shannon-Weaver index (H) è basato sul numero di individui e sul numero
di taxa, il suo valore può variare tra 0 (comunità costituita da un singolo
taxa) a valori più alti, i quali indicano una comunità con molti taxa. Viene
calcolato attraverso la formula
H=−Σ[(ni n)x(lnn/n)]
ni rappresenta il numero di individui per specie i e n il numero totale di
individui. Viene usato per misurare gli effetti della qualità dell’habitat sia in
condizioni fisiologicamente normali, che deviate o soggette a inquinamento.
Simpson index (1-D), è espresso come (1-Dominance), misura l’”evenness‟
(regolarità) della comunità ed è compreso tra 0 e 1. Si considera non solo il
numero delle specie, ma anche il numero totale degli individui e così pure
l’appartenenza degli individui alle singole specie.
Evenness (J) è calcolato come
eH/S
E’ una misura della distribuzione degli individui nell’ambito delle specie
presenti in una associazione. Più alta é la dominanza di una specie, più
basso é il valore della Eveness (indicata con J).
Equitability (E) è basato sull’indice di diversità di Shannon. E’ un indice che
tiene conto della diversità complessiva nell’ambito di una associazione. Si
usano anche i termini “dominanza” o “equiripartizione”. Si tratta di una
misura di omogeneità di distribuzione degli organismi nell’associazione. Il
valore della equitability varia da 0 a 1. Sarà basso in un’associazione con
una o poche specie dominanti: sarà più alto in associazioni con abbondanze
più o meno omogenee. E = 1 quando tutti i taxa della associazione sono
253

presenti con lo stesso numero di individui. In aggiunta a questi sono stati
determinati anche il Foraminiferal Abnormality Index (FAI) corrispondente
alla percentuale totale di individui anormali in ciascun campione e il
Foraminiferal Monitoring Index (FMI), definito come la percentuale di
specie anormali per campione) (Coccioni et al., 2005).
4.3.8. Risultati
I risultati vengono mostrati sotto forma di istogrammi nelle figure relative a
ciascun sito di campionamento. Ulteriori approfondimenti sono tuttora in corso.
Sara inoltre opportuno sottolineare che :
1) Obiettivo principale di questo progetto è quello di valutare l’efficienza di
un sistema di monitoraggio integrato e non di eseguire un monitoraggio
fine a se stesso.
2) I risultati del campionamento passivo nell’acqua si riferiscono solo alla
frazione disciolta o debolmente legata dei contaminanti (biodisponibile)
e non a quella totale. Inoltre il valore rappresenta la concentrazione
media dell’analita nell’acqua nel periodo di esposizione del
campionatore. Questo impedisce di fare confronti con eventuali dati
preesistenti ottenuti con metodi che misurano la concentrazione totale e
sono basati sul campionamento puntuale.
3) Non necessariamente i valori di concentrazione misurati nell’acqua
riflettono quelli del sedimento sottostante. La possibilità di rilascio dei
metalli dai sedimenti dipende infatti da numerose variabili chimiche e
chimico-fisiche (es. potenziale redox) e dalla componente del sedimento
a cui i metalli sono legati.
4) La mera determinazione dei metalli nella frazione superficiale del
sedimento non permette di trarre conclusioni su eventuali stati di
inquinamento, per la definizione dei quali andrebbero approfondite le
analisi, valutando ad esempio le concentrazioni di background. I risultati
hanno mostrato comunque, in alcune aree portuali o in vicinanza di
industrie situazioni allarmanti per la presenza di concentrazioni di
metalli o IPA estremamente elevate.
254

1. Isola dell’Asinara e Area industriale di Porto Torres
I campionamenti si sono svolti nelle seguenti date: 1) Porto Torres. In
collaborazione con IFREMER il 6-7 Aprile 2010. 2) Asinara. In collaborazione
con il personale dell’AMP Asinara il 18 marzo 2011 (deposizione campionatori
passivi SPMD e DGT e prelievo sedimenti) e il 29 aprile 2011 (recupero dei
campionatori dopo 41 giorni). I campionatori passivi sono stati usati solo
all’Asinara.
Figura 5. Stazioni di campionamento nell’isola dell’Asinara (A1-Cala Reale; A2-
Spalmatore) e nell’area portuale di Porto Torres.
255

Isola dell’Asinara. I principali aspetti di criticità nell’area sono rappresentati
dalla relativa vicinanza dell’area industriale di Porto Torres (centrale termica di
Fiume Santo, complesso petrolchimico), dal traffico marittimo e dal turismo. I
DGT hanno permesso di rilevare con una buona ripetibilità concentrazioni
nell’ordine di pochi nanogrammi/L di piombo, cadmio, mercurio, nichel, rame
e cromo nell’acqua con scarse differenze tra le due stazioni di campionamento,
se si eccettua il piombo, il cui livello è leggermente più elevato ad A1-Cala
Reale. I valori relativamente alti di nichel potrebbero essere attribuibili alla
geochimica locale, per quanto il nichel sia presente anche nei prodotti
petroliferi. Nonostante il lungo tempo di esposizione (41 giorni), i DGT non
hanno mostrato evidenti problemi di biofouling.
Peraltro gli idrocarburi policiclici aromatici (IPA) misurati dagli SPMD
mostrano invece in entrambe le stazioni tracce (nell’ordine dei nanogrammi/l)
di idrocarburi a peso molecolare più elevato (da acenaftene a fenantrene)
caratteristici degli oil spills. Potrebbe essere interessante rilevare che due mesi
prima, nell’area di Porto Torres si era verificato un’imponente sversamento in
mare di olio combustibile dall’impianto portuale della centrale di Fiume Santo.
I PCB non vengono riportati in quanto la loro concentrazione non ha mai
superato il valore del bianco strumentale.
Per quanto riguarda i sedimenti i grafici mostrano anche i valori rilevati nella
stazione A3, più prossima a Stintino. Sebbene le concentrazioni dei metalli siano
generalmente molto basse, talvolta vicine ai limiti di rilevabilità del metodo
analitico (Cd, Hg, Sb) è da rilevare una significativamente maggiore quantità di
cromo e vanadio (quest’ultimo presente anche nei prodotti petroliferi) in A2-
Spalmatore. I valori degli IPA nei sedimenti riflettono quelli misurati
nell’acqua, con modeste concentrazioni (circa 20 microgrammi/kg di IPA totali)
maggiori nella stazione A1.
Porto Torres. Le aree industriali di Porto Torres figurano tra i siti di interesse
nazionale destinati a messa in sicurezza e bonifica, considerato il pesante
inquinamento prodotto dal polo industriale che comprende un complesso
petrolchimico e una centrale termica. Sono stati analizzati solo i sedimenti.
Concentrazioni molto elevate di cromo e mercurio, nettamente superiori agli
standard di qualità (SQ) dei sedimenti di acque marino-costiere previsti dal DM
367/2003, sono state rilevate nella stazione PT5, all’interno del porto
industriale. Nello stesso campione sono stati misurati circa 5000 g/kg di IPA
totali, un valore estremamente alto (SQ DM 367/2003 200g/kg). Tali valori
risultano notevolmente più elevati di quelli riportati da De Luca et al. (2004) su
campioni prelevati nella stessa area. Il sedimento prelevato era costituito dal
40% di peliti (frazione fine) e presentava elevate concentrazioni di sostanza
organica (LOI%).
Valori comunque fuori norma di IPA si registrano anche nel campione PT8, nel
porto civile, e in misura inferiore alla foce del Rio Mannu (PT10).
256

Acqua Acqua Asinara Asinara
Acqua Asinara
Figura Figura Figura 6. 6. Campionamento 6. Campionamento Campionamento passivo: passivo: concentrazioni concentrazioni di di di metalli di metalli metalli e idrocarburi e e e idrocarburi idrocarburi policiclici
policiclici
aromatici aromatici aromatici (IPA) (IPA) (IPA) nell’isola nell’isola dell’Asinara.
dell’Asinara.
257

Sedimenti Asinara
Figura 7. Metalli e IPA nei sedimenti prelevati nell’isola dell’Asinara
258

Sedimenti Porto Torres
Figura 8. Metalli e IPA nei sedimenti prelevati nell’area industriale di Porto Torres
259

2. Arcipelago di La Maddalena
I campionamenti si sono svolti in collaborazione con il personale del Parco
Nazionale dell’Arcipelago di La Maddalena e previo consenso delle Autorità
Portuali. Il campionamento ha avuto luogo nei giorni 1) 28-29-30 settembre 2010
(deposizione DGT e SPMD, prelievo sedimenti); 5 Novembre 2010 (recupero
SPMD) 2) 10 marzo 2011 (deposizione DGT e SPMD) 13 aprile 2011 (recupero
SPMD). Nel secondo campionamento non sono stati ritrovati il campionatori
SPMD posto di fronte all’ex Arsenale (furto?). I DGT sono stati ritirati dal
personale del Parco dopo circa 48 ore di deposizione.
Figura 9. Stazioni di campionamento nell’Arcipelago di La Maddalena.
260

La sperimentazione condotta a La Maddalena ha rappresentato una tappa
importante nello svolgimento del progetto. E’ infatti l’unica area dove il
campionamento passivo sia stato ripetuto due volte, in due periodi dell’anno
diversi per esposizione (alla fine della stagione estiva e prima di quella
successiva).
Le principali criticità dell’area sono rappresentate dall’impatto turistico nei
mesi estivi e dal traffico marittimo. Peraltro nello specchio d’acqua e nei fondali
prospicienti l’ex Arsenale sono state messo sotto sequestro preventivo dalla
magistratura le opere di bonifica connesse all’espletamento dei lavori previsti
per la riunione del G8.
Per quanto riguarda l’acqua i risultati mostrano a settembre 2010 una marcata
differenza di concentrazione di piombo e cromo tra l’area di fronte all’ex
Arsenale (MA27 e MA30) e quella esterna (MA22-Spargi) utilizzata come
riferimento. Nel secondo campionamento (marzo 2011) sono maggiori anche le
differenze di concentrazione del rame (mancano purtroppo i dati del campione
MA30, poiché i DGT sono stati persi o rubati). In confronto con l’Asinara, i
valori di cromo, nichel e piombo nell’area dell’ex Arsenale sono decisamente
più elevati, generalmente di un ordine di grandezza, e riflettono il pesante
inquinamento dei sedimenti. Anche per quanto riguarda gli IPA i valori di
MA27 sono più elevati di quelli di Spargi e Spargiotto (MA32), soprattutto per
una maggiore presenza di IPA con quattro o più anelli. Estremamente basse le
concentrazioni dei PCB nell’acqua, peraltro rilevate dagli SPMD.
Anche i sedimenti mostrano differenze marcate tra lo specchio d’acqua di fronte
all’ex Arsenale e (MA27, MA28, MA29, MA30) e le aree “esterne”. Tutte e
quattro le stazioni, e in particolare MA27 e MA28, presentano concentrazioni di
mercurio e piombo ben superiori agli SQ previsti dal DM 367/2003 e talvolta si
superano anche i limiti per nichel e cromo. Al contrario nelle altre stazioni
cadmio, mercurio e antimonio sono sotto i limiti di rivelabilità del metodo
analitico. Anche le concentrazioni degli IPA totali nella zona dell’ex Arsenale
sono molto elevate (range 1000-5000 g/kg), contro valori generalmente
inferiori a 20g/kg nelle altre zone.
Figura 10. La stazione di campionamento passivo e dei sedimenti a Spargi.
261

Acqua
262

Figura 11. Campionamento passivo: concentrazioni di metalli e idrocarburi policiclici
aromatici Figura 11. (IPA) Campionamento nell’Arcipelago passivo: di La concentrazioni Maddalena
di metalli e idrocarburi policiclici
aromatici (IPA) nell’Arcipelago di La Maddalena
263

Sedimenti
264

Figura 12. 12. Metalli e e IPA nei nei sedimenti dell’Arcipelago di di La La Maddalena
265

3-Golfo di Olbia- Isola di Tavolara
I campionamenti sono stati effettuati il 3 giugno 2011 in collaborazione con il
personale dell’AMP Tavolara- Capo Coda Cavallo. Lo stesso personale ha
provveduto al recupero dei DGT.
Figura 13. Stazioni di campionamento nel Golfo di Olbia e a Tavolara.
266

Le stazioni di campionamento sono state fissate lungo un transetto che taglia la
parte interna del Golfo di Olbia fino allo sbocco con il Golfo esterno, mentre a
Tavolara è stata fissata una stazione di riferimento. La stazione OL5 si trovava
in prossimità del porto commerciale Isola Bianca. I DGT hanno mostrato, come
atteso, concentrazioni più elevate di metalli nelle due stazioni più interne del
golfo, soprattutto per quanto riguarda cromo, piombo e rame. Il rame nelle aree
portuali è spesso presente nei prodotti antifouling e nelle vernici usate per il
rimessaggio delle imbarcazioni. Non sono stati utilizzati campionatori SPMD.
Per quanto riguarda i sedimenti i dati mostrano significative differenze tra le
concentrazioni presenti nelle due stazioni interne e quelle rilevate sia nella
stazione OL12 (stretto di bocca), che a Tavolara (OL14) soprattutto per quanto
riguarda cromo e vanadio. Nelle ultime due stazioni alcuni metalli (Cd, Hg, Sb)
sono in concentrazioni inferiori o uguali al limite di rilevabilità del metodo.
Non sono mai stati superati gli SQ del DM 367/2003, se non per gli IPA che
nella stazione OL10, mentre gli stessi contaminanti sono presenti in tracce a
OL12 e non sono misurabili a Tavolara.
Acqua
Figura 14. Campionamento passivo: concentrazioni di metalli nel Golfo di Olbia e a
Tavolara
267

Sedimenti
268

Figura 15. Metalli e idrocarburi policiclici aromatici (IPA) nei sedimenti del Golfo di
Olbia e di Tavolara
269

Area costiera sud–occidentale (Portoscuso - San Pietro - Calasetta)
I campionamenti sono stati effettuati in collaborazione con IFREMER il 14 aprile
2010. Non sono stati posizionati campionatori passivi.
Figura 16. Stazioni di campionamento nell’area costiera di Portoscuso.
La contaminazione da metalli dei sedimenti del porto industriale di Portovesme
e più in generale la presenza di metalli in traccia nell’ecosistema marinocostiero
dell’area compresa tra Portoscuso, l’isola di San Pietro e quella di
Sant’Antioco è stata messa in evidenza in precedenti lavori (Schintu et al 2008,
2009, 2010) ed è legata sia alla geochimica della zona che alla presenza di un
polo industriale che include lo smelting di minerali di piombo e zinco. In questo
progetto sono stati analizzati sedimenti prelevati all’esterno del porto
industriale (PS7, PS8), sulla costa sud di Portoscuso (PS12), all’uscita del porto
di Calasetta (PS13) e nella punta nord dell’ isola di San Pietro (PS16, Tonnare).
I risultati hanno messo in evidenza concentrazioni estremamente elevate di tutti
i metalli a Calasetta, superiori agli SQ previsti dal DM 367/2003, in particolare
per cadmio, piombo e arsenico. I campioni prelevati più vicino a Portoscuso
hanno messo in evidenza anche concentrazioni anomale di mercurio. Per
quanto riguarda il campione prelevato a Carloforte, la sua consistenza
270

prevalentemente sabbiosa ha probabilmente condizionato l’accumulo dei
metalli.
Sedimenti
271

Figura 17. Metalli e idrocarburi policiclici aromatici (IPA) nei sedimenti nell’area
costiera di Portoscuso- San Pietro- Calasetta
272

5. Golfo di Oristano
I campionamenti sono stati effettuati in data 4 giugno 2011 in collaborazione
con il personale dell’AMP Penisola del Sinis-Isola di Maldiventre. I DGT sono
stati recuperati dallo personale dell’AMP dopo 2 giorni.
Figura 18. Stazioni di campionamento nel Golfo di Oristano e nella penisola del Sinis
Le stazioni di campionamento erano state fissate alla foce del fiume Tirso
(OR4), in vicinanza del porto turistico di Torregrande e del canale che mette in
comunicazione la laguna di Cabras col Golfo di Oristano (OR15) e nell’AMP
Sinis- Isola di Maldiventre di fronte alla costa rocciosa di Seu (OR11).
Le concentrazioni dei metalli in fase acquosa sono generalmente basse, con
livelli maggiori nelle due stazioni interne del Golfo. Nei sedimenti sono da
segnalare concentrazioni elevate di metalli nella stazione OR 15, in particolare
per quanto riguarda cadmio (0,50 mg/kg, valore superiore allo SQ di 0,30
mg/kg del DM 367/2003) e vanadio, forse legati al traffico marittimo e alle
attività portuali, anche se non sono da escludere apporti inquinanti dalla laguna
di Cabras. Inferiori invece a quanto registrato in passato (Schintu et al, 2009)
sono le concentrazioni di metalli misurate davanti alla foce del Tirso, mentre
sono sempre vicini ai limiti di sensibilità delle metodiche analitiche quelle
presenti nel campione di riferimento OR11. Anche gli IPA sono presenti, pur se
in quantità modeste, solo nel campione OR15.
273

Acqua
Figura 19. Campionamento passivo: metalli nell’acqua del Golfo di Oristano e della
penisola del Sinis
Sedimenti
274

Figura 20. Metalli e idrocarburi policiclici aromatici (IPA) nei sedimenti del Golfo di
Oristano e della penisola del Sinis
275

6.Golfo di Cagliari
I campionamenti sono stati effettuati il 12 e 13 aprile 2010. A ottobre 2011 sono
stati posizionati campionatori passivi (DGT e SPMD) in cinque stazioni. In tre di
esse i campionatori sono andati persi o rubati, e per le altre due stazioni le
analisi degli SPMD sono tuttora in corso. Vengono invece riportati i risultati
dell’esposizione di un campionatore SPMD nella laguna di S. Gilla, storicamente
una delle maggiori fonti di inquinamento del Golfo di Cagliari.
2
1
Figura 21. Stazioni di campionamento nel Golfo di Cagliari
276
3

L’indagine sui sedimenti eseguita nel Golfo di Cagliari è la più ampia sinora
realizzata. Sono state fissate 22 stazioni di campionamento in un’area molto
vasta del Golfo, che in sede di discussione dei risultati è stata divisa in tre aree,
come mostrato in figura. L’area 1 (Poetto-Capo S.Elia) è stata scelta come area di
controllo, come pure sul versante opposto la stazione CA4 nella costa di Pula.
L’area 2 include tutte le stazioni esposte prevalentemente a contaminazione
industriale sulla costa di Sarroch (raffineria, petrolchimico). Infine l’area 3
include le stazioni influenzate dalle attività portuali e dalla laguna di S. Gilla.
Area 1. I risultati mostrano concentrazioni molto basse di tutti i metalli
esaminati, talvolta vicine al limite di rivelabilità analitica. Lo stesso vale per gli
IPA. I sedimenti erano costituti per la quasi totalità da sabbia.
Area 2. Ad eccezione dei campioni CA4 e CA5, a sud dell’area industriale di
Sarroch, i sedimenti presentano concentrazioni molto elevate di metalli, in
particolar modo di vanadio, elemento presente nei prodotti petroliferi e nelle
emissioni derivate dalla loro combustione. Le concentrazioni di vanadio sono le
più alte riscontrate sul totale dei sedimenti analizzati in Sardegna, vicine o
superiori ai 70 mg/kg nelle stazioni CA6, CA7, e CA8. Negli stessi campioni il
mercurio e il piombo e gli IPA superano gli SQ previsti dal DM 367/2003 (gli
IPA anche in CA1). In CA6 gli IPA raggiungono i 1300 g/kg.
Area 3. Si riscontrano qui i sedimenti più contaminati. Nelle stazioni da CA19 a
CA25 si superano si superano gli SQ per piombo, arsenico, cadmio e mercurio,
ma anche CA13 e CA14 presentano concentrazioni anomale di piombo e
arsenico. In particolare è la stazione CA24, all’interno del porto commerciale, a
presentare i valori più elevati. Le relativamente basse concentrazioni di metalli
nei campioni da CA15 a CA18 possono spiegarsi col fatto di essere stati
prelevati in zone dragate come l’area del porto canale. Per quanto riguarda gli
IPA, da rilevare che le già elevate concentrazioni nei campioni CA10, CA16,
CA19 e CA24, vengono nettamente superate dal campione prelevato nel porto
turistico di Su Siccu (CA25), indicando un possibile stato di inquinamento da
confermare con adeguati approfondimenti.
Per quanto riguarda il campionamento passivo i risultati si riferiscono alle
stazioni CA3 (a sud dell’ area industriale di Sarroch) e C8 (Capo S. Elia) e non
mostrano significative differenze nella concentrazione dei metalli in traccia,
peraltro relativamente modeste. Gli SPMD posizionati nella laguna di Santa
Gilla (CASG) mostrano invece la presenza di IPA leggeri a 2-3 anelli di presunta
origine petrolitica probabilmente attribuibili a residui di carburanti. Sono
presenti anche quantità minime (rispetto a quelle presenti alla Maddalena) di
IPA pesanti di origine pirolitica da attribuire all'inquinamento urbano (runoff).
Sono state anche rilevate tracce minime di PCB di difficile attribuzione
277

Acqua
278

Figura 22. Campionamento passivo: metalli nell’acqua del Golfo di Cagliari e IPA e
PCB nella laguna di S. Gilla
Sedimenti
Area 1. Poetto-Sant’Elia
279

Area 2. Pula- Area industriale Sarroch
280

Area 3. Area portuale
281

Figura 22. Metalli e IPA nei sedimenti prelevati nell’area portuale di Cagliari. Nel
dettaglio il campione prelevato nel porto di Su Siccu.
Risultati preliminari sulle associazioni a foraminiferi bentonici
Al momento è stato completato per tutti i campioni acquisiti (n° 68 in totale) il
trattamento in laboratorio dei sedimenti; i residui lavati e trattati sono pronti le
osservazioni al microscopio ottico.
In particolare, sui sedimenti provenienti dal Golfo di Cagliari (n°21 campioni) è
stato effettuato il conteggio di 300 esemplari colorati (vivi) per punto
campionato ed è stato determinato il contenuto a livello specifico.
282

La biocenosi a foraminiferi bentonici del Golfo di Cagliari, nei campioni
investigati, è costituita da 111 specie, appartenenti a 57 generi. L’abbondanza di
queste specie varia da stazione a stazione, con 27 specie presenti in tutte le
stazioni e con un’abbondanza superiore al 5% in almeno un campione.
L’associazione è dominata da Ammonia tepida (18%) e subordinatamente da
Brizalina spathulata (11%) e Brizalina striatula (8%). Gli indici biotici mostrano
una certa variabilità da campione a campione (Fig. 23).
Nell’area di studio le anormalità morfologiche sono state osservate in quasi
tutte le stazioni campionate e sono attribuite a morfogenesi patologica. In
accordo con Alve (1991), Sharifi et al. (1991), Almogi-Labin et al. (1992), Yanko
et al. (1994, 1998), sono stati riscontrati 9 diversi tipi di abnormalità: (1) camera
con forme aberranti e assenza di ornamentazioni; (2) doppie aperture; (3)
crescita anormale dell’ultima camera; (4) avvolgimento irregolare; (5)
protuberanze anormali; (6) gemelli siamesi; (7) spira alta nelle forme
spiroconvesse; (8) camere addizionali; (9) individui non perfettamente
sviluppati. Le analisi effettuate mostrano un significativo calo della ricchezza
specifica e della densità faunistica nei campioni CA2, CA5, CA6, CA10, CA13,
CA14, CA19, CA20, CA22 e CA23, e denotano in queste aree un elevato grado
di stress ambientale.
Figura 23. Variabilità di tre indici biotici nei campioni del Golfo di Cagliari.
283

Per quanto riguarda l’area di La Maddalena sono stati analizzati 8 campioni
(LM6, LM9, LM22, LM24, LM27, LM28, LM29, LM30). Su questi sedimenti è
stato effettuato, quando possibile, il conteggio di 300 esemplari colorati (vivi)
per punto campionato ed è stato determinato il contenuto a livello tassonomico
specifico. La biocenosi a foraminiferi bentonici di La Maddalena è costituita da
78 specie, appartenenti a 40 generi. L’abbondanza di queste specie varia da
stazione a stazione, con 12 specie presenti in tutte le stazioni e con
un’abbondanza superiore al 5% in almeno un campione esaminato.
L’associazione è dominata da Peneroplis pertusus (13%) e subordinatamente da
Brizalina striatula (10%) e Rosalina globularis (7%). Gli indici biotici mostrano una
certa variabilità da campione a campione (Fig. 24). In 4 campioni (LM27, LM28,
LM29, LM30) la biocenosi risulta quasi assente; sono stati ritrovati pochissimi
individui colorati (vivi), denotando così un certo grado di stress ambientale. In
queste stazioni si osserva infatti una drastica riduzione nel numero di individui
vivi, dei taxa e nella densità micro faunistica (ossia il numero di esemplari vivi
per grammo di sedimento secco).
Figura 24 Variazione di tre indici biotici nei campioni di La Maddalena.
Infine, per quanto riguarda l’area di Portoscuso sono stati analizzati 5 campioni
(PS7, PS8, PS12, PS13, PS16) . Su questi sedimenti è stato effettuato, quando
possibile, il conteggio di 300 esemplari colorati per punto campionato. La
biocenosi a foraminiferi bentonici dell’area di Portoscuso è costituita da 64
specie, appartenenti a 35 generi. L’abbondanza di queste specie varia da
stazione a stazione, con 15 specie presenti in almeno una stazione con
un’abbondanza superiore al 5%. L’associazione è dominata da Quinqueloculina
284

ungeriana (10%) e subordinatamente da Peneroplis pertusus (7%) e Ammonia
tepida (7%).Gli indici biotici e l’associazione a foraminiferi bentonici (Fig. 3) dei
cinque campioni analizzati si presentano variabili da stazione a stazione per
quanto riguarda le specie presenti, il loro numero e la loro abbondanza. Il
campione PS8 è quello che presenta una maggiore biodiversità con ben 37
diversi taxa identificati per un totale di 312 individui. Questa migliore
condizione ambientale è messa in evidenza anche dall’alto valore della densità
faunistica della biocenosi (vivi) e dal Fisher-α index, rispettivamente di 4,54 e
10,93. Le specie più abbondanti in questo sito: Peneroplis pertusus, P. planatus,
Elphidium crispum e Lobatula lobatula, vivono generalmente in fondali ricchi di
vegetazione, soprattutto su foglie di Posidonia oceanica. I campioni PS7 e PS12
presentano un’associazione meno ricca, costituita da un minor numero di
individui vivi (colorati) appartenenti ad un minor numero di specie. In questi
siti si nota un calo sia nei valori del Fisher-α index che della diversità faunistica
(numero di individui per grammo di sedimento secco). Nei campioni PS13 e
PS16 la biocenosi a foraminiferi bentonici denota situazioni di stress ambientale.
La biocenosi in queste stazioni risulta quasi assente con pochissimi individui
vivi (colorati) e bassi valori di densità faunistica, soprattutto nel campione PS16,
dove questo indice è pari a 0,06 individui per grammo di sedimento secco.
Tuttavia, non si può escludere per il campione PS16 una significativa influenza
esercitata dalla batimetria e dalle caratteristiche granulometriche del sedimento
nella distribuzione della biocenosi. Infatti, in sedimenti costituiti da sabbie
grossolane, i valori dei principali indici biotici possono risultare inferiori
rispetto a quelli che si registrano in ambienti caratterizzati da sedimenti più fini.
Figura 25 Variazione di tre indici biotici nei campioni di Portoscuso.
285

3.3.9. Ringraziamenti
Nella realizzazione di questa indagine il DISP ha sempre incontrato la fattiva
collaborazione degli Enti gestori di Parchi e Aree Marine Protette, a cui ha cercato di
trasferire conoscenze in vista della messa in opera di strutture di monitoraggio
permanente. Si ringraziano pertanto Dirigenza e personale tecnico di:
Parco Nazionale dell’Asinara- AMP “Isola dell’Asinara”
Parco Nazionale dell’Arcipelago di La Maddalena
AMP Penisola del Sinis- Isola di Maldiventre
AMP Tavolara Punta Coda Cavallo
Il DISP si è avvalso poi della indispensabile collaborazione di:
Autorità Portuale di Cagliari
Capitaneria di Porto di Cagliari
Capitaneria di Porto di La Maddalena
Capitaneria di Porto di Porto Torres
Si ringrazia inoltre per la collaborazione tecnica l’Istituto Tecnico- Liceo Scientifico
delle Scienze Applicate “Michele Giua” di Cagliari
286

4.4 Conclusioni generali sui metodi di monitoraggio sperimentati
I metodi di monitoraggio integrato sperimentati per la valutazione della qualità
delle acque e dei sedimenti marini dell’area transfrontaliera che interessa
Toscana, Corsica e Sardegna hanno dato risultati dai quali si traggono
conclusioni che possono essere sintetizzate come segue:
Acque
• L’impiego di accumulatori passivi di metalli pesanti e di contaminanti
organici sembra rappresentare, in molti casi, una valida soluzione per il
monitoraggio delle acque in sostituzione del campionamento puntuale, sia
perché in grado di dare misure integrate nel tempo e basate su risposte
analitiche più affidabili, sia perche' permette valutazioni di carattere
tossicologico misurando solo la frazione biodisponibile.
• Al contrario, il bioaccumulo dei metalli pesanti nei mitili trapiantati,
confrontato con l’uso degli accumulatori passivi, dà risposte meno precise e
ripetibili, e in alcuni ambienti non consente un’affidabile valutazione dei livelli
di contaminazione. Da rilevare anche, nel caso dei mitili trapiantati, la difficoltà
di reperire organismi con un basso livello iniziale di contaminazione. I mitili
raccolti nel sito di campionamento, presentano invece l’inconveniente
dell’adattamento all’ambiente anche in termini di caratteristiche genetiche.
• Tra i biomarker, l’impiego del saggio del Rosso Neutro sembra rappresentare
una metodica più affidabile dal punto di vista del’interpretazione della tossicità
delle acque rispetto ai test di genotossicità, i quali richiedono un maggiore
impegno interpretativo e al momento si presentano, quindi, meno utili per un
impiego routinario.
• Si rileva la possibilità di correlare i risultati ottenuti con gli accumulatori
passivi di metalli con quelli del saggio con il Rosso Neutro, e quindi di
utilizzare le due tecniche per il monitoraggio integrato.
• Il saggio ecotossicologico con riccio di mare, costituisce un supporto per la
valutazione della qualità delle acque. Quello in situ, opportunamente
sviluppato, potrebbe reppresentare un approccio più diretto rispetto a quello in
laboratorio.
Sedimenti
• La speciazione dei metalli con l’impiego di tecniche di estrazione sequenziale,
rappresenta l’approccio chimico necessario per valutare la biodisponibilità e
quindi la potenziale tossicità dei sedimenti, e costituisce un valido supporto per
la valutazione dell’idoneità delle sabbie per l’impiego nelle attività di
ripascimento delle coste sabbiose erose.
• L’uso di anfipodi autoctoni per la valutazione dei livelli di contaminazione da
metalli pesanti negli arenili, può dare indicazioni valide su alcuni metalli,
287

specialmente se integrato con lo studio del bioaccumulo in laboratorio con i
policheti e con le tecniche di speciazione.
• I saggi ecotossicologici rappresentano un valido supporto per la
caratterizzazione dei sedimenti marini, anche se si ritiene utile ai fini di una
valutazione più attendibile della tossicità, approfondire gli effetti attribuibili
alle caratteristiche delle componenti abiotiche che possono interferire con quelli
delle sostanze contaminanti e quindi con la risposta delle specie utilizzate.
• I foraminiferi hanno confermato di essere, nell'ambito delle comunita'
bentoniche, un gruppo assai adatto per la loro utilizzazione in metodiche di
monitoraggio ambientale e hanno permesso di evidenziare, integrando i
risultati ottenuti con gli altri metodi, sintomi di degrado degli habitat.
Si può concludere pertanto che l’uso integrato delle metodologie sperimentate,
con opportuni approfondimenti su alcune di esse, costituisca un valido
strumento di monitoraggio ambientale. Da rilevare che i risultati ottenuti sono
relativi a varie località e situazioni ambientali caratteristiche dell’area
transfrontaliera e quindi le metodiche sono condivisibili dagli operatori
dell’area.
288

Bibliografia
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Modellistica idrodinamica
Carlo Brandini 1, Sylvain Coudray 2, Pierluigi Cau 4 , Letizia Costanza 1, Maria
Fattorini 1 , Stefano Taddei 1 , Luca Angeli 1 , Raffaella Ferrari 1 , Roberto Costantini 1 ,
Pierre Garreau 3, Ivane Pairaud 2, , Pierre-Marie Poulain 5, Riccardo Gerin 5, Luca
Centurioni 6 , Christopher McCall 6 , Vincent Faure 7 , Julie Gatti 7 , Chiara Lapucci 1 ,
Bartolomeo Doronzo 1, Maria Gabriella Mulas 8, Mariano Pintus 8, Giuliana Erbì 8,
Roberto Coni 8 , Martina Coni 8 , Rita Casula 8 , Simone Manca 4 , Antioco Vargiu 4 ,
Davide Muroni 4, Costantino Soru 4, Elisaveta Peneva 4, Gilda Ruberti 10, Marisa
Jozzelli 10 , Alberto Ortolani 1 , Bernardo Gozzini 1 .
1Consorzio LaMMA, Laboratorio di Monitoraggio e Modellistica ambientale per lo
sviluppo sostenibile, Via Madonna del Piano 10, 50019 Sesto Fiorentino (FI), Italia,
brandini@lamma.rete.toscana.it
2IFREMER LER/PAC, Centre de Méditerranée, Zone Portuaire de Brégaillon BP 330
8350, la Seyne Sur Mer, Cedex, France, Sylvain.Coudray@ifremer.fr
3Ifremer/ODE/Dyneco, France, Pierre.Garreau@ifremer.fr
4 Sardegna Ricerche/ CRS4. Loc. Piscina Manna, POLARIS - 09010 Pula (CA - Italy).
Email: pierluigi.cau@gmail.com
5 OGS, BorgoGrotta Gigante 42/c, 34010 Sgonico (Trieste) Italy, ppoulain@ogs.trieste.it
6Scripps Institution of Oceanography, La Jolla, CA, USA, lcenturioni@ucsd.edu
7IPSO-FACTO, France.
8Regione Autonoma della Sardegna - Direzione generale agenzia regionale del distretto
idrografico della Sardegna, Italy, mmulas@regione.sardegna.it
9Università di Sofia, Bulgaria, elfa@phys.uni-sofia.bg
10 Regione Toscana – Settore Protezione e Valorizzazione fascia costiera e dell’ambiente
marino, Italy, gilda.ruberti@regione.toscana.it
1. La modellistica idrodinamica a scala regionale-costiera
Carlo Brandini, Sylvain Coudray, Pierluigi Cau.
In anni recenti, nella comunità scientifica internazionale, si è sviluppata una
crescente attenzione verso i sistemi marini costieri, che trovano nella
modellistica numerica uno dei più potenti e adeguati strumenti d’indagine.
L’utilizzo di modelli numerici di simulazione dello stato del mare è oggi molto
diffuso in oceanografia, e risponde a esigenze pratiche quali la previsione e
ricostruzione delle onde, delle correnti marine e del livello del mare su un’area,
nonché di alcune caratteristiche fisiche fondamentali (temperatura, salinità).
L’insieme di questi dati costituisce la base di molte e importanti applicazioni,
dai trasporti marittimi alla pesca, e accompagna i sistemi di osservazione e
monitoraggio che completano il quadro delle informazioni necessarie per la
valutazione dello stato dell’ambiente marino (fisico, chimico, biologico) e dei
rischi che ricadono su di esso. La conoscenza delle correnti marine è, ad
esempio, fondamentale nella previsione di evoluzione degli sversamenti di
302

materiali inquinanti in mare (idrocarburi, sostanze chimiche e contaminazione
nucleare), nella stima delle aree di accumulo di contaminanti o della plastica di
superficie, nei problemi di ricerca e soccorso in mare, ma anche come uno dei
parametri necessari (assieme al vento e alle onde) per il calcolo delle rotte
ottimali delle navi in transito.
L’idrodinamica marina abbraccia una serie di fenomeni che si manifestano su
diverse scale spaziali e temporali, che a loro volta interagiscono tra loro in
modo non lineare. In questo contesto – si noti - indicheremo come “globale” la
scala dei grandi sistemi di corrente che si manifestano sulla terra, come
“regionali” le scale di maggior dettaglio che rappresentano parti dell’oceano
globale non troppo estese e sufficientemente omogenee, come tipicamente
“costiere” le scale nelle quali si manifesta ogni e qualunque interazione delle
correnti marine con la costa. Questa molteplicità di scale, in mutua interazione,
è particolarmente evidente nelle aree costiere di interesse, dato che intorno a
queste aree si manifestano importanti fenomeni di interazione dinamica. Le
correnti costiere rispondono alla forzante di vento locale, alle maree, e all’
influenza dell’ambiente oceanico esterno. Queste correnti possono svilupparsi
localmente in forma di getti modulati dalla topografia (batimetria, linea di
costa). Le correnti offshore manifestano una variabilità tipicamente a mesoscala
(da decine a centinaia di Km), generate per effetto di meccanismi di circolazione
a larga scala, ma anche per interazione con le stesse scale costiere (ad esempio,
per instabilità di sistemi di corrente permanenti lungo costa). Nel senso sopra
indicato, una parte fondamentale della circolazione che si manifesta sul
Mediterraneo può essere spiegata sulla base di meccanismi di circolazione a
scala regionale e costiera, ed è a queste scale che faremo riferimento in questo
capitolo.
Nella pratica modellistica è ancora oggi molto difficile utilizzare griglie di
calcolo regolari a risoluzione così spinta e su un numero di punti così grande da
permettere di risolvere in maniera soddisfacente tutte le correnti di interesse
alle varie scale, e le loro reciproche interazioni. Una strategia comune ai vari
sistemi di modellistica che hanno l’obiettivo di risolvere le correnti marine a
scala da regionale a costiera, è pertanto quella di definire un modello regionale
su un’area che, per estensione e risoluzione adottata, può essere risolta
attraverso le risorse di calcolo a disposizione. I modelli regionali rappresentano
un buon compromesso tra l’esigenza di tener conto, in maniera
computazionalmente efficiente, della reciproca influenza fra le forzanti locali
del sistema e la circolazione su più ampia scala. Questo è possibile solo a patto
di disporre di condizioni al contorno adeguate, che a loro volta derivano dai
dati forniti da un modello a più larga scala e a minor risoluzione. Modelli a
larga scala sono oggi ampiamente diffusi, e forniscono dati di previsione
(spesso anche di analisi) a partire dai quali sono costruiti, in cascata, modelli
regionali e costieri su aree limitate e a maggiore risoluzione. Il rapporto tra la
risoluzione del modello a scala di dettaglio (child), e quello a più larga scala
(father) è di solito 1:2 o 1:3, ma rapporti di nesting fino a 1:4 o anche 1:5 sono
303

talvolta utilizzati nella pratica, per evitare di ricorrere a un eccessivo numero di
griglie innestate ripetutamente tra loro, che comporta una gestione piuttosto
complicata e talvolta dispendiosa dell’intera architettura di calcolo.
Le aree e le scale di interesse dei modelli oceanografici implementati nel
progetto MOMAR sono state definite in base all’interesse dei partner
istituzionali del progetto, in modo da rispondere alle esigenze di alcuni degli
utenti “naturali” del sistema di previsione e ricostruzione, ma in un quadro di
metodiche e strategie di modellazione definite congiuntamente tra i partner
scientifici. Nonostante alcune scelte, quali la definizione di aree sensibili e di
maggiore interesse ambientale, o la stessa scelta dei modelli numerici di
riferimento, siano state compiute in totale autonomia dai singoli partner, un
comune quadro di riferimento per la scelta delle strategie di modellazione più
efficaci per rispondere alle esigenze delle aree transfrontaliere è stato
individuato:
nell’utilizzo di modelli basati su codici numerici allo stato dell’arte, tra
quelli più diffusi all’interno della comunità scientifica, e adatti alle esigenze di
modellazione su area limitata, e con formati di interscambio dei dati
standardizzati (netcdf);
nell’utilizzo di un modello di riferimento comune da cui attingere i dati
iniziali e al contorno da cui alimentare i modelli (MENOR, Prèvimer);
nella definizione di metodiche comuni per l’inserimento delle simulazioni
idrologiche a scala di bacino all’interno dei modelli di circolazione costiera, da
cui valutare gli apporti di acqua dolce, sedimenti e nutrienti;
nel confronto sistematico dei risultati della modellistica con le misure
satellitari e in-situ (realizzate in collaborazione tra i partner anche tramite
specifiche campagne oceanografiche);
nell’operatività dei sistemi di simulazione previsione realizzati, che
permettono già oggi di fornire fondamentali informazioni di supporto, in
tempo reale, per il monitoraggio, e la gestione e il controllo delle aree marine in
cui sono stati implementati.
I modelli di circolazione utilizzati sono tutti definiti a partire dalle cosiddette
equazioni primitive del moto, (equazioni della quantità di moto orizzontale,
equazione di equilibrio verticale, equazione di continuità, equazione di stato,
equazioni di trasporto dei traccianti) comunemente utilizzate in oceanografia.
Le equazioni vengono risolte, nei modelli numerici, utilizzando molte diverse
tecniche di integrazione. La classificazione forse più importante riguardo il tipo
di discretizzazione spaziale adottata, e una scelta di fondo riguarda pertanto
l’adozione di griglie di calcolo strutturate o non strutturate. Queste ultime
hanno il pregio di permettere una descrizione “diretta” dell’interazione del
moto a larga scala con quello di una o più aree costiere di dettaglio a cui
l’utente può essere interessato, senza ricorrere a procedure di nesting, e trovano
pertanto ampia applicazione in problemi caratterizzati dalla presenza di coste
304

irregolari, (ad es. a causa della presenza di forme complesse come isole, porti,
lagune, ecc), e quando l’influenza dell’ambiente marino esterno sull’area
limitata è frequente richiede una modellazione più accurata rispetto al semplice
utilizzo di condizioni al contorno definite lungo il bordo del modello, come ad
esempio nella modellistica delle aree lagunari (Umgiesser et al. 2004, 2005).
I metodi alle differenze finite, di solito costruiti intorno a griglie regolari
(equispaziate), sono i più diffusi, anche a motivo della facilità con cui si può
procedere all’implementazione del modello, che è sempre soggetta ad un lungo
processo di trial & error, richiede un’esperienza che, al di là del background
scientifico di ogni modellista, potrebbe definirsi di tipo artigianale.
Nella comunità scientifica sono disponibili ormai da anni modelli numerici
utilizzabili per lo studio della circolazione marina alle varie scale, e che sono in
gran parte basati su codici liberi e disponibili all’intera comunità di utenti.
Questa diffusione e condivisione di codici, ha permesso un grandissimo
sviluppo a questo settore, in cui sono oggi presenti –rispetto ad altri settori del
mondo scientifico- un numero impressionante di codici numerici sempre più
sofisticati e generalizzati, ma anche di prodotti operativi elaborati da centri
meteorologici ed oceanografici diffusi a scala mondiale.
Tra questi modelli vanno citati almeno il POM (Princeton Ocean Model,
sviluppato da Blumberg e Mellor dalla fine degli anni ‘70), HYCOM
(Hybrid Coordinate Ocean Model), MICOM ( (Miami Isopycnic Coordinate
Ocean Model), NLOM (Navy Layered Ocean Model, sviluppato dal Naval
Research Laboratory) ROMS (Regional Ocean Modelling System, di cui si parla
estesamente in questo capitolo), GETM (General Estuarione Transport Model),
NEMO (Nucleus for European Modelling of the Ocean, sviluppato più
recentemente in ambito europeo).
Alcuni di questi codici sono stati sviluppati internamente a singoli istituti, ne è
un esempio il codice MARS3D sviluppato da IFREMER (I cui dettagli vengono
riportati nel paragrafo successivo).
Questi codici costituiscono la base di molti sistemi di ricostruzione e previsione
utilizzate in tutto il mondo dai vari centri di ricerca oceanografica: prodotti
relativi alle correnti marine, temperatura e salinità, livello del mare,
eventualmente parametri biogeochimici, alle varie profondità, sono diffusi
attraverso vari portali di disseminazione delle previsioni oceanografiche, e
utilizzate da utenti quali pescatori, servizi di navi commerciali, capitanerie di
porto, ecc. L’evoluzione descritta da questi modelli è governata da due tipi di
fattori, “interni” ed “esterni” al sistema. In pratica, dato che risolviamo un
sistema di equazioni non lineari, che ha un’evoluzione diversa a seconda delle
diverse condizioni iniziali stimate, sono interni i fattori che governano la
dinamica non lineare del sistema (ad es. la circolazione termoalina), esterni i
fattori che descrivono la forzante del sistema (condizioni meteorologiche quali
vento, pressione atmosferica, temperatura esterna, radiazione solare,
precipitazione ed evaporazione) e che a loro volta derivano da un modello
305

atmosferico a sua volta caratterizzato da una dinamica non lineare, con forte
dipendenza delle condizioni iniziali, e difficoltà nel definire l’affidabilità della
precisione a più giorni.
L’intero sistema di modellazione oceanografica è pertanto molto complesso, e
necessita di:
condizioni iniziali
condizioni al contorno
forzanti meteorologiche
input idrologici;
Le condizioni iniziali del modello di simulazione derivano da interpolazione (di
solito tramite metodologie di analisi oggettiva) di un insieme di dati misurati o
calcolati a un certo istante di tempo, frequentemente si tratta di interpolazioni a
partire da un modello a più larga scala. Nel caso di modelli previsionali, le
condizioni iniziali sono definite operativamente mediante re-inizializzazione
(restart), ovvero dai campi di temperatura, salinità e corrente calcolati ad un
dato passo temporale (time step) da una precedente corsa (run) dello stesso
modello. In questo caso di solito si pone il problema dello spin-up del modello,
ovvero della consistenza tra variabili interpolate matematicamente e quelle
“compatibili” con le equazioni matematiche su cui è costruito il modello. Una
inconsistenza iniziale, genera delle onde numeriche “spurie”, che
rappresentano, in un certo senso, la transizione del modello verso una
situazione di equilibrio dinamico, in cui c’è completa consistenza tra le variabili
nei vari punti del modello e le equazioni di bilancio. Molti sistemi di
simulazione, anche a scala regionale, fanno ricorso a tecniche di assimilazione
dinamica dei dati (data assimilation), ovvero tecniche di ingestione dei dati
all’interno di specifiche run del modello, che permettono di calcolare le migliori
condizioni iniziali possibili per il modello. Questo è particolarmente rilevante
nel caso dei modelli oceanografici, in cui la forte dipendenza dalle condizioni
iniziali, tipica di tutti i modelli non lineari, è aumentata dal fatto che
meccanismi di variabilità non lineare non derivano solo dalla dinamica interna
al modello oceanografico, ma dalla variabilità della forzante atmosferica, che è
un esempio classico di sistema non lineare, fortemente sensibile dalle
condizioni iniziali.
Il problema dell’assimilazione dati nei modelli oceanografici, per una migliore
affidabilità delle previsioni, è oggi centrale nel campo dell’oceanografia
operativa, sia a scala di bacino, che nei sistemi regionali e costieri. Nessuno dei
modelli implementati in MOMAR, è bene osservare, implementa schemi di
assimilazione di questo tipo. Si tratta di run libere, ovvero in cui
l’aggiornamento (il riallineamento) dei dati è limitata alle condizioni al
contorno esterne, alla forzante meteorologica, opportunamente aggiornata, e
all’aggiornamento dei dati idrologici (nel caso di alcuni dei modelli ad area
limitata implementati nel progetto). Questo rappresenta un limite evidente dei
sistemi implementati, ma occorre tuttavia osservare che non esistono ancora,
306

nell’area transfrontaliera, reti di misura in-situ ben stabilite, di parametri
continui e frequentemente aggiornati, che costituiscono la base per la
realizzazione di sistemi assimilati. La costruzione di reti di misura in-situ,
coordinate tra i partner del progetto, disposte in modo da ottimizzare il flusso
dei dati laddove è poù necessario, rappresenta uno delle grosse sfide del
monitoraggio dell’area transfrontaliera e nella definizione di sistemi
previsionali e di ricostruzione oceanografica per l’area. Una discussione più
approfondita di questo aspetto è rimandata al capitolo 8.
Sia le condizioni iniziali che le condizioni al contorno di tutti i modelli costruiti
all’interno di MOMAR, vengono ottenute dal modello MENOR: si tratta di un
modello regionale operativo sulla parte Nord del Mediterraneo Occidentale. Il
modello rappresenta un’implementazione fatta da IFREMER a scala regionale
del codice MARS3D, ed è stato realizzato nel contesto del sistema di previsione
oceanografica Previmer (http://www.previmer.org/). Il modello gira a 1200 m
di risoluzione, ricava le condizioni al contorno, definite lungo un unico bordo a
Sud del modello, dal Mediterranean Forecasting System (MFS, Pinardi et al.
2003), ovvero dal modello di previsione (oggi disponibile a 6.5 Km di
risoluzione) dell’intero bacino Mediterraneo. MENOR è stato a lungo validato e
calibrato attraverso i dati satellitari e soprattutto in-situ misurati da IFREMER
attraverso un gran numero di campagne oceanografiche e lancio di strumenti
lagrangiani di misura (Rubio et al., 2009). Un limite di MENOR può essere
ravvisato nell’essere una run essenzialmente libera, senza correzione del drift
che eventualmente possono manifestare i dati rispetto al modello assimilato
MFS su cui è innestato. Un grande vantaggio è invece rappresentato dall’elevata
risoluzione del modello, che permette di realizzare innesti successivi a
risoluzione molto spinta (da 400 m e inferiori), senza ricorrere a procedure di
nesting successivi che inevitabilmente introducono errori. Questo obiettivo
soddisfa un requisito importante espresso da MOMAR, dove era importante
capire la fattibilità di realizzare modelli ad elevata risoluzione immediatamente
applicabili al contesto di monitoraggio ambientale delle aree regionali/costiere
di interesse per il progetto.
In MOMAR vengono eseguiti in particolare due modelli ad alta risoluzione (400
m) a scala regionale-costiera (modello Corsica e modello dell’Arcipelago
Toscano) e due modelli ad altissima risoluzione (circa 100 m) ad area limitata, in
prossimità di due aree costiere in Sardegna e Toscana.
Una sintesi delle caratteristiche di base dei modelli implementati viene riportata
nella tabella 1.1. Nelle previsioni oceanografiche, un elemento di incertezza è
rappresentato dai dati di forzante atmosferica: questa è ottenuta da specifici
modelli atmosferici che, in anni recenti, hanno raggiunto un discreto grado di
affidabilità soprattutto per ciò che riguarda variabili quali il vento in superficie
o la pressione atmosferica. Meno buona è la stima quantitativa della
precipitazione tramite modello, soprattutto per ciò che riguarda fenomeni locali
(pioggia convettiva) che sono di interesse per i modelli ad elevata risoluzione.
307

Inoltre occorre segnalare che i due sistemi (mare e atmosfera) sono
intrinsecamente accoppiati, e che una stima migliore dei flussi di scambio tra
atmosfera e mare, essenziale per migliorare l’affidabilità sia delle previsioni
idrodinamiche che di quelle meteorologiche, può essere ottenuta tramite
l’utilizzo di modelli accoppiati atmosfera-mare. Anche per questo tipo di
modellazione è lecito attendersi miglioramenti in futuro.
Istituzione Codice di
calcolo
IFREMER MARS 3D Nord Mediterraneo
(MENOR)
Aree di studio Risoluzione Forzanti
Corsica
Isola d’Elba
LAMMA ROMS Toscana –Arcipelago
Sardegna
Ricerche
Costa Sud Toscana
GETM Costa orientale della
Sardegna
Golfo di Orosei
308
1200 m
400 m
200 m
400 m
200 m
MM5
WRF
+
modellazione
idrologica
500 -150 m GFS-BOLAM
+
modellazione
idrologica
Tabella 1. 1 – Modelli Regionali, sub-regionali e costieri realizzati dentro MOMAR
Un altro dato previsionale che impatta sulla qualità della previsione dei modelli
costieri riguarda gli apporti di acqua dolce in mare, ovvero l’influenza che
hanno le foci fluviali sulla circolazione. Mentre per le run di
simulazione/ricostruzione del passato (hindcast) possono essere disponibili
dati misurati di portata fluviale, le previsioni idrologiche sono normalmente
difficili, per l’incertezza delle previsioni di pioggia che costituiscono il
principale dato di input di questi modelli, e perché i modelli idrologici sono
rappresentati da un grandissimo numero di interazioni tra le varie componenti
fisiche del modello (copertura vegetale, suolo, falde acquifere, corpi idrici
superficiali) che necessitano di calibrazione. Dentro MOMAR si è scelto di
valutare, attraverso un unico modello di riferimento allo stato dell’arte (SWAT),
l’impatto che hanno i modelli idrologici sulla circolazione marino-costiera. Due
modelli a scala locale sono stati implementati in questo senso, che
corrispondono a due aree locali (Sardegna e Toscana). La scelta del modello è
stata anche motivata dalla necessità di sviluppare i modelli in dettaglio e

caratteristiche tali da poter essere la base di una futura implementazione di
modelli biogeochimici su queste aree, o anche di fornire elementi utili alla
valutazione del bilancio di sedimenti lungo la costa: infatti il modello SWAT,
permette, a partire dalla conoscenza dei dati sui suoli e di uso del suolo, di
determinare alcune variabili di grandissimo interesse, quali l’apporto di
nutrienti (azoto, nelle varie forme, e fosforo) e sedimenti in sospensione.
Il quadro dei modelli locali e delle implementazioni realizzate dai partner del
progetto, offre inoltre altri spunti di interesse. Prima di tutto la logica seguita è
quella del multi-modello, che rappresenta senza dubbio una delle sfide future
della modellistica oceanografica, nel quadro delle metodologie a disposizione
per ridurre l’incertezza intrinseca di ogni modello (Mourre et al., 2012). Ogni
modello ha caratteristiche proprie, ed evidenzia limiti e qualità che possono
meglio risaltare all’interno di un’analisi comparativa simile a quella realizzata
in questo studio. In un caso, si è anche mostrata un’area di sovrapposizione, tra
il modello Costiero della Corsica e quello dell’Arcipelago Toscano, che ha
permesso una primo confronto dei dati in corrispondenza del Canale di
Corsica, in comune tra i due modelli. In questo contesto l’approccio utilizzato è
stato di tipo sperimentale, basato sulla misura diretta, in mare, dei parametri di
interesse. Questo è stato possibile grazie ad alcune campagne oceanografiche
realizzate all’interno di MOMAR. In particolare: MELBA (Maggio 2011) e
MILONGA (Settembre-Ottobre 2011). In ambedue le campagne, oltre alle
misure oceanografiche standard (profili, campionamenti), sono state eseguite
misure correntometriche lungo transetti tramite ADCP montato sulle
imbarcazioni, che hanno permesso di individuare alcune delle più interessanti
caratteristiche di circolazione dell’area. Durante MELBA queste misure
correntometriche sono state anche realizzate anche tramite l’utilizzo di un
Autonomous Underwater Vehicle (AUV). Nel corso di MILONGA è stata
invece svolta una grande ricognizione dell’area e una mappatura della corrente
e della massa d’acqua tramite strumenti lagrangiani di misura (drifter e float).
Questo tipo di sperimentazione è stata importante, oltre che - di per sé - per
l’interesse scientifico verso i dati acquisiti, per verificare sul campo la capacità
di eseguire misure in mare sulle aree marino-costiere facendo ricorso ad una
vasta gamma di strumenti o, come nel caso di MILONGA, utilizzando anche
mezzi piuttosto economici, “pronti per l’uso”. Intorno al tema della dinamica
del mare, e anche della modellistica previsionale oceanografica, si è verificato,
sul campo, un grandissimo interesse da parte di operatori del settore (trasporti
marittimi, pescatori), ma anche nel settore della formazione e conoscenza
(scuole) e dell’informazione. Questo per dire che sempre più è destinata a
crescere la richiesta di informazioni più complete riguardanti lo stato del mare,
oltre i tradizionali livelli di informazione forniti dagli operatori meteorologici
(vento, condizioni atmosferiche, moto ondoso).
Nello stesso tempo i dati misurati sul mare, fondamentali per la costruzione di
modelli previsionali affidabili, non potranno limitarsi in futuro a informazioni
309

icavate da campagne oceanografiche, pur fondamentali, ma che hanno una
durata temporale limitata. Il ricorso a misure in-situ multiparametriche,
misurate in modo continuo da piattaforme fisse (boe, moorings) e mobili (floats,
gliders), è sempre più un’esigenza dell’ocenografia operativa anche alle scale
sub-regionali e marino-costiere.
Dal punto di vista della modellistica, occorre dire che proprio attraverso le
campagne è emerso come, pur appartenendo a bacini oceanografici diversi
(Algero-Ligure-Provenzale e Tirrenico), i mari dell’area transfrontaliera sono
caratterizzati da molte e rilevanti interazioni, attraverso il sistema degli stretti e
dei canali di comunicazione tra i mari (Canale di Corsica, Canale di Piombino,
Canale di Sardegna) che hanno una grande influenza nella circolazione globale
del Mediterraneo con conseguenze rilevanti sulle variabili del sistema
accoppiato atmosfera-mare. I processi di ciclogenesi nella circolazione marina,
ad esempio, possono essere descritti solo attraverso modelli a risoluzione
sufficiente ed estesi a coprire tutta l’area di interesse. Oltre al punto di vista
fisico, ci sono poi interessi e problematiche comuni tra le aree (ad es. rispetto al
tema dell’inquinamento o della gestione sostenibile delle risorse) che indicano
la necessità di arrivare a definire un modello di riferimento comune per l’area
transfrontaliera, che possa essere utilizzato per tutte le aree costiere di dettaglio.
Nella prima parte di questo capitolo saranno descritti due sistemi di previsione,
implementati per le acque toscane e della Corsica. Questi modelli delimitano e
circondano aree marine intorno alle regioni interessate al progetto, senza
rientrare nella definizione classica di modelli regionali e costieri, in quanto
suddividono acque che fanno parte di bacini oceanografici diversi, mettendo in
evidenza aspetti rilevanti, quali ad esempio il ruolo di stretti, canali, isole, nella
circolazione a scala locale e negli interscambi di masse d’acqua tra i vari bacini,
che hanno un ruolo sia come processi fisici che biogeochimici. I due modelli
sono sviluppati dentro un contesto comune, hanno la stessa risoluzione (400 m)
e le stesse condizioni al contorno pur basandosi su codici di calcolo diversi
(ROMS e MARS3D), e hanno un’importante area di sovrapposizione costituita
dal Canale di Corsica, che ha un ruolo fondamentale negli scambi di masse
d’acqua tra i due bacini oceanografici.
Vengono poi descritti i modelli ad area limitata, che permettono di descrivere
problemi a scala locale, che rappresenta un’esigenza per la gestione delle acque
da parte delle regioni (ad esempio, per rispondere ai requisiti imposti dalla
direttiva quadro dell’acqua WFD). A questi modelli sono stati accoppiati
modelli idrologici a scala di bacino, in modo da permettere di avere una
descrizione dell’intero ciclo dell’acqua, dal bacino idrografico al mare, dentro
un unico sistema.
Nel capitolo vengono inoltre illustrati i confronti tra i modelli utilizzati, e
alcune applicazioni di potenziale grande interesse (oil spill, inquinamento
diffuso) che nascono immediatamente dall’implementazione dei prodotti
realizzati nel progetto.
310

Queste applicazioni, è bene dire, hanno trovato una applicazione immediata in
conseguenza ad alcuni dei recenti episodi di emergenze in mare che si sono
verificati durante lo svolgimento di MOMAR. Casi come l’oil spill a Porto
Torres, in Sardegna (Gennaio 2011), e più recentemente la dispersione dei
bidoni tossici della nave Grimaldi (Dicembre 2011), il drammatico naufragio
della Costa Concordia (Gennaio 2012), lo spiaggiamento della paraffina a
Livorno (Febbraio 2012), hanno permesso una rapida verifica dei prodotti di
modellistica messi a punto nel progetto, dimostrandone l’attualità e l’efficacia,
ed evidenziando la necessità di migliorare i prodotti disponibili approfondendo
il legame tra il sistema osservativo e la modellistica alle scale di interesse.
2. Il modello costiero della Corsica
Sylvain Coudray, Pierre Garreau, Vincent Faure, Julie Gatti
IFREMER aveva cominciato, già dal 2005, ad estendere la propria piattaforma
di modellizzazione delle correnti costiere del Mediterraneo (SOCOM) alle acque
costiere della Corsica, come richiesto dal progetto « Exploitation durable des
Ressources Marines Corse » (REMCO) sostenuto in modo congiunto dalla
Collettività territoriale della Corsica (STC) e dallo Stato Francese (DRRT) con il
sostegno finanziario dell'Agenzia Nazionale per la Ricerca 1. In questo contesto,
e anche per rispondere all’applicazione della WFD a tutto il litorale
mediterraneo francese e appoggiare il progetto di ricerca MEDICIS (riguardante
la contaminazione chimica del bacino Nord-Occidentale del Mediterraneo), il
laboratorio di fisica idrodinamica e sedimentologica di IFREMER/Brest ha
sviluppato un modello numerico a larga scala, di fronte alla costa francese che
si affaccia sul Mediterraneo, a 1.2 km di risoluzione, denominato MENOR. Il
modello copre tutto la porzione del bacino Occidentale del Mediterraneo a
Nord del parallelo 39.5° e permette la rappresentazione tridimensionale dei
campi di corrente dell’area regionale con una buona risoluzione.
1 Garreau Pierre, Extension à la Corse de la plateforme de modélisation des courants côtiers, rapport
REMCO, Toulon, Ifremer-LERPAC, 2007.
311

Figura 2.1 Esempio dei risulati prodotti dal modello MENOR., simulazione del 11/05/2011 per
salinità e correnti. Sovrapposizione col l'analisi delle correnti proposta da C.Millot 2 , 1999.
In base agli obiettivi del progetto REMCO, un primo studio basato su questo
modello ha permesso di identificare i principali processi in gioco attorno alla
Corsica in una zona di importanti scambi tra il Mar Tirreno a Est, il Mar Ligure
a Nord, il Golfo del Leone e il Mare di Sardegna a Ovest. La validazione del
modello è stata oggetto di un secondo studio sulla variabilità della corrente
Nord-Mediterranea lungo la piattaforma continentale, principalmente nella
zona del Golfo di Lione 3. Tra i processi identificati nella circolazione costiera
intorno alla Corsica, i più importanti sono senza dubbio costituiti dalle due
correnti a Est e a Ovest dell’isola, note in letteratura come ECC (Eastern Corsica
Current) e WCC (Western Corsica Current), suscettibili di rinforzarsi o anche di
invertirsi parzialmente in base alle condizioni di circolazione stagionali. A
Nord-Ovest si nota anche la formazione di upwelling legati all’azione del vento
sulla superficie, e a Sud-Est l'esistenza di una massa d’acqua più fredda in
uscita delle bocche di Bonifacio, provocata da un effetto atmosferico del tipo
2 Millot Claude, Circulation in the Western Mediterranean Sea. Journal of Marine Systems, 20(1-4) :423 –
442, 1999. ISSN 0924-7963, 1999.
3 André Gaël, Garreau Pierre, Fraunié Philippe, Mesoscale slope current variability in the Gulf of Lions.
Interpretation of in-situ measurements using a three-dimensional model, Continental Shelf Research,
29(2), 2009, pp. 407-423
312

tubo di Venturi. Questo vento, non omogeneo spazialmente, genera una risalita
di acque profonde, più fredde, sulla superficie. A Sud, le acque intermedie (a
circa 500 m di profondità) di origine levantina, provenienti dal bacino del
mediterraneo orientale attraverso lo stretto di Sicilia, entrano nel Mar Tirreno e
si separano, con una prima ramificazione che costeggia la costa occidentale
italiana, una seconda che entra dentro il Canale di Corsica e infine una terza che
tende a ridiscendere lungo la costa orientale della Sardegna (Figura 2.2).
Figura 2.2 Circolazione media nelle acque costiere della Corsica
nel bacino Nord-Occidentale del Mediterraneo
A nord di Capo Corsica, soprattutto in primavera, le due correnti dirette verso
nord si ricongiungono a formare la corrente Liguro-Provenzale che quindi risale
verso il Golfo di Genova e prosegue il proprio cammino verso il Golfo del
Leone. I rilievi, sia di origine terrestre sia sottomarina, come mostrato dalle
figure, giocano un ruolo di primo piano; da una parte perché influenzano la
circolazione atmosferica a Nord e a Sud dell’isola, dall’altra perché
condizionano la traiettoria delle correnti e delle strutture di circolazione
osservabili in mare, a Est come a Ovest. La Corsica infatti è situata sopra
una scarpata rocciosa, sulla piattaforma costituita ad Est dall'Arcipelago
Toscano, con profondità da 100 a 200m. Questa piattaforma è il risultato di una
successione di processi di subduzione intraoceanica 4 mentre il margine della
4 Pluquet Fabrice, Evolution récente et sédimentation des plates-formes continentales de la Corse, Thèse
de l'Université de Corse – Pascal Paoli, 2006, pp. 20.
313

piattaforma ad Ovest della Corsica è molto stretto e ripido, sprofonda
rapidamente nel bacino occidentale (-2700 m) ed è tagliato da grandi canyon
sottomarini.
Il rilievo terrestre della Corsica ha un massimo a 2700 m mentre ad Est, il
Canale di Corsica (-800 m) costituisce una fossa che è stata generata, nella storia
geologica dell’area, da una successione di fasi di compressione seguita da una
fase estensionale all'apertura del Mar Tirreno. L'estensione di questa morfologia
verso nord è rappresentata da Capo Corsica che costituisce una barriera
naturale alle correnti che scorrono ad ovest dell'isola; l’ulteriore prolungamento
sottomarino del rilievo prosegue in direzione del Golfo di Genova tramite una
scarpata sottomarina, contro cui viene a scontrarsi la circolazione dominante
del bacino ad Ovest dell’isola (Figura 2.3).
Questa configurazione molto particolare è responsabile della comparsa di molti
fenomeni a mesoscala, sia nel lato occidentale caratterizzato da una costa
estremamente frastagliata da numerose baie, sia lungo la costa orientale, dove
la batimetria del Canale di Corsica e dell'Arcipelago Toscano determina
l’interazione tra le condizioni fisiche della circolazione generale e i fenomeni
locali, soggetti alla variabilità delle condizioni meteorologiche stagionali (Figura
2.4).
Canale
di
Corsica
Figura 2. 3 Batimetria generale della Corsica.
314
Figura 2.4 Direzioni dei venti e principali
correnti.

Per questo motivo, le simulazioni condotte fino ad oggi non avevano una
risoluzione sufficiente ad interpretare alcuni fenomeni a mesoscala osservabili
con gli strumenti oggi a disposizione (correntometria Doppler, immagini
satellitari, boe lagrangiane). Uno studio dettagliato di questi fenomeni era
pertanto necessario per migliorare la comprensione degli scambi fra le due aree
regionali.
Un obiettivo primario del progetto MOMAR, in concertazione con il Consorzio
LaMMA, è quindi stato quello di rendere operativo un modello centrato sulla
Corsica, a più alta risoluzione rispetto a quelli oggi operativi, con una
risoluzione orizzontale di 400 metri. Questo modello è stato attivato durante il
periodo 2009-2012 per generare ogni 3 ore, e su 30 livelli, i valori di
temperatura, salinità e corrente. La banca dati così realizzata è stata utilizzata
per identificare in maniera più raffinata i processi idrodinamici in gioco lungo
la fascia costiera Corsa, già intravisti tramite il modello MENOR a più grande
scala e legati alla circolazione generale del bacino Nord del Mediterraneo
occidentale.
Nello svolgimento di questa analisi la costa della Corsica è stata divisa in tre
settori: scarpata occidentale della Corsica, Capo Corsica e Canale di Corsica,
Bocche di Bonifacio. Il settore maggiormente studiato per MOMAR è stato il
Canale di Corsica, che rappresenta un’area di sovrapposizione tra il modello
costiero della Corsica e il modello dell’Arcipelago Toscano realizzato, sempre
nel contesto di MOMAR, dal Consorzio LAMMA. Una campagna oceanografica
di venti giorni è stata organizzata nella primavera del 2011, tra l’Arcipelago
Toscano e la costa orientale della Corsica, e poi a Sud dell’Isola d’Elba,
principalmente per la realizzazione di misure costiere (profili CTD e ADCP).
2.1 Descrizione del modello a 400 m e sua interconnessione con MENOR e
MFS/Mersea.
La costruzione del modello costiero della Corsica utilizza la versione 8.14 del
codice di calcolo MARS3D, sviluppato da Ifremer a partire dal 2001. Questo
codice è stato concepito originariamente come un toolkit per i progetti di ricerca
di IFREMER a scala regionale e pertanto è stato ottimizzato e parallelizzato in
base alle esigenze dell’Oceanografia Costiera Operativa, al fine di poter
produrre previsioni oceanografiche giornaliere. MARS3D è un modello
tridimensionale a superficie libera, alle differenze finite, ispirato al modello
POM di Blumberg e Mellor (1987) e basato sulla risoluzione delle equazioni
primitive del moto, che rappresentano la forma più utilizzata in oceanografia
delle equazioni di Navier-Stokes. Pertanto si assume che il fluido sia
incompressibile, che nelle equazioni orizzontali del moto la densità si possa
assumere quasi costante e dipendente solo dalla temperatura (approssimazione
315

di Boussinesq), e infine che le accelerazioni verticali siano trascurabili rispetto
alla gravità (ipotesi idrostatica) 5.
di Boussinesq), e infine che le accelerazioni verticali siano trascurabili rispetto
alla gravità (ipotesi idrostatica) 5.
di Boussinesq), e infine che le accelerazioni verticali siano trascurabili rispetto
alla gravità (ipotesi idrostatica) 5.
In questo In questo modello, modello, i modi i modi barotropico (2D) (2D) e baroclinico e baroclinico (3D) (3D) sono sono distinti, distinti, e e
permettono di prendere di prendere in considerazione in considerazione separatamente le onde le onde di gravità di gravità di di
superficie e le e onde le onde interne. interne. La La parametrizzazione degli degli scambi scambi verticali, verticali, in in
questa questa implementazione, è basata è basata sulla sulla formulazione di di Pacanovski & &
Philander (1981). (1981). La dissipazione La dissipazione orizzontale è invece è invece basata basata sulla sulla formula formula di di
Smagorinsky che che influenza la viscosità la viscosità orizzontale, per per cui cui è stato è stato impostato in in
coefficiente medio medio di 0.2 di 0.2 che che è stato è stato verificato essere essere ottimale ottimale per per la scala la scala
regionale di riferimento. di riferimento. Il volume Il volume fluido fluido preso preso in considerazione in considerazione in questo in questo
modello modello è stato è stato discretizzato tramite tramite una una griglia griglia “staggered” «Arakawa-C»,
costituita da tre da matrici tre matrici tridimensionali H0, H0, HX HX e HY e HY legate legate tra loro. tra loro.
Figura Figura 2. 5 2. Griglia 5 Griglia del del tipo tipo Arakawa-C Figura Figura 2. 6 Forzanti. 2. 6 Forzanti.
(H0,HX,HY)
Questo Questo Questo tipo tipo di griglia di griglia (Figura (Figura 2.5) 2.5) permette permette una una discretizzazione orizzontale
centrata centrata (dal (dal punto punto vista vista numerico) essendo essendo i traccianti i traccianti (temperatura, salinità, salinità,
ecc.) ecc.) calcolati calcolati nel nel punto punto centrale centrale della della maglia. maglia. Se infatti Se infatti H0 H0 H0 rappresenta la la
maglia maglia di base, di base, le griglie le griglie HX HX e HY e e HY sono sono shiftate shiftate di mezzo di mezzo passo passo passo lungo lungo il proprio il proprio
asse asse e di e mezza di mezza maglia maglia lungo lungo l'asse l'asse z. Questo z. Questo Questo schema schema numerico permette permette di di
calcolare calcolare separatamente le componenti le componenti U (Ovest-Est) U U (Ovest-Est) e V e e (Sud-Nord) V (Sud-Nord) (Sud-Nord) della della
corrente. corrente. La La La discretizzazione verticale verticale verticale utilizza utilizza coordinate coordinate di di tipo tipo sigma sigma
indipendenti dalla dalla profondità. Queste Queste Queste dividono la colonna la la colonna d’acqua d’acqua in 30 in livelli 30 30 livelli livelli
di spaziatura di spaziatura variabile variabile a seconda a seconda seconda della della topografia del del fondale, fondale, assegnando un un un
peso peso maggiore agli agli strati strati superficiali.
superficiali.
Il modello Il modello costiero costiero della della della Corsica Corsica (Corse400m) è innestato è è innestato nel nel modello modello MENOR MENOR a a a
più più più grande grande scala, scala, che che che a sua a sua volta volta volta ricava ricava le proprie le proprie condizioni condizioni al contorno al contorno dal dal dal
modello modello MFS MFS (Mediterranean Forecasting System) System) del del consorzio europeo europeo
5 Lazure 5 Lazure Pascal, Pascal, Dumas Dumas Franck Franck (2008). (2008). An external-internal An external-internal mode mode coupling coupling for a for 3D a hydrodynamical
3D hydrodynamical
model model for applications for applications at regional at regional scale scale (MARS). (MARS). Advances Advances In Water In Water Resources, Resources, 31(2), 31(2), 2006, 2006, pp. 233-250. pp. 233-250.
316

MOON (http://www.moon-oceanforecasting.eu). MENOR fornisce a
Corse400m le forzanti idrodinamiche necessarie lungo i bordi Nord, Est, Sud
(zona di Olbia) e Ovest (Figura 2.6). Il dominio di calcolo è stato scelto in modo
da inglobare tutta la scarpata continentale a Ovest, l'isola di Capraia e il Canale
di Corsica ad Est, le Bocche di Bonifacio a Sud. La dimensione della griglia così
definita è di 372 x 723 maglie e permette al modello di girare ogni giorno
mantenendo un tempo di calcolo accettabile.
Canal de
Corse
Figura 2. 7 Schema concettuale
di nesting tra i modelli
operativi.
Figura 2. 8 Dominio di CORSE400m.
2.2 Forzanti
Per il modello MENOR, le forzanti atmosferiche (stress del vento sulla
superficie, scambi di calore, evaporazione e precipitazioni) erano
originariamente forniti dal sistema Aladin di Meteo-France alla risoluzione di
10 km. Tuttavia questa risoluzione non era sufficiente per tenere conto del
rilievo molto marcato della costa francese del Mediterraneo. Una diversa
soluzione è stata sviluppata a partire dal 2005, utilizzando le simulazioni di un
modello atmosferico ad alta risoluzione (circa 3 km), basato sul codice MM5
dell’ NCEP NOAA, e fornite quotidianamente dalla società ACRI-ST (Sofia-
Antipolis, Francia). I dati calcolati vengono trasmessi dal servizio PREVIMER-
MED ogni mattina alle 6:00. Ogni fornitura comprende la ri-analisi della
giornata precedente a partire dai dati reali e la previsione dei tre giorni a venire.
Il confronto tra i dati di ri-analisi del modello MM5 e il modello WRF LAMMA
(sui dati NMM), su un mese di simulazione sopra la Corsica, indicano che i
modelli sono paragonabili per quanto riguarda il vento. La precipitazione del
modello WRF-LaMMA sembra tuttavia più accurata. Un confronto con i dati
misurati da una stazione di misura a terra in Corsica è previsto per la primavera
2012. Si può anche prevedere di utilizzare, in modo complementare, la forzante
di precipitazione di WRF e i venti MM5. In alternativa, in un contesto operativo,
317

è anche possibile utilizzare i campi meteorologici AROME-MeteoFrance
è
attualmente
anche possibile
disponibili
utilizzare
in PREVIMER.
i campi meteorologici AROME-MeteoFrance
attualmente disponibili in PREVIMER.
2.2 Modello operativo
2.2 Modello operativo
Il modello idrodinamico costiero della Corsica (Corse400m) sviluppato dal
Il modello idrodinamico costiero della Corsica (Corse400m) sviluppato dal
2008, è stato aggiornato nel 2009, per i bisogni del progetto MOMAR, alla
2008, è stato aggiornato nel 2009, per i bisogni del progetto MOMAR, alla
versione 8.14 del codice MARS3D, parallelizzato e compilato in MPI in modo da
versione 8.14 del codice MARS3D, parallelizzato e compilato in MPI in modo da
girare in modo operativo sulla nuova piattaforma di calcolo scientifico del
girare in modo operativo sulla nuova piattaforma di calcolo scientifico del
Centro IFREMER di Brest, denominata “Caparmor”, che dispone di 2048 unità
Centro IFREMER di Brest, denominata “Caparmor”, che dispone di 2048 unità
di calcolo che permettono di utilizzare blocchi di 32, 64, 128 o 256 processori.
di calcolo che permettono di utilizzare blocchi di 32, 64, 128 o 256 processori.
Figura 2. 9 Traccia grafica dei risultati ottenuti per le le run operative di di temperature, salinità e e
correnti, nello strato superficiale, per 16 16 maggio 2011.
Il modello Corse400m è stato operativo per tutto il il 2010 e e 2011 a a partire dalle dalle
forzanti meteorologiche MM5, in in modo da da costituire una una base di di dati dati simulati,
tri-orari, comprendenti correnti, salinità e e temperatura, su su tutto tutto il il dominio di di
calcolo considerato e su 30 30 livelli verticali. Questa base base di di dati dati è è servita a a meglio
comprendere i processi a scala regionale/costiera e e a a fornire le le indicazioni
necessarie a guidare la la campagna di di misura MELBA2011, uno uno dei dei cui cui obiettivi
318

principali era l’osservazione della dinamica delle correnti nella zona d'interesse
comune tra la Corsica e la Toscana.
2.3 Definizione delle aree di studio
La costa della Corsica, a causa del suo carattere insulare, ha una lunghezza
considerevole (circa 1000 km). È stato quindi necessario per il nostro studio
distinguere tre aree di diversa rilevanza:
1. Il Canale di Corsica, dove si osservano diverse aree di vortici non
stazionari, la prima tra Bastia, Capraia e l’Elba, la seconda più a sud in
conseguenza alla separazione di un ramo di corrente levantina /
Tirrenica tra Elba e Montecristo. Questa zona, comune con il modello
ROMS-LaMMA, è stata scelta principalmente per la programmazione
della campagna di misura MELBA2011. Il processo principale che si
osserva nel canale è la risalita della corrente a est (ECC) in inverno e
primavera, e quindi l’alternanza tra le direzioni Nord-Sud o Sud-Nord
della corrente , con la generazione di una zona vorticosa stabile al largo
di Bastia, in funzione delle stagioni e delle forzanti meteorologiche.
2. La parte occidentale della costa Corsa, compreso Cap Corse, che è
soggetta all'influenza del ramo occidentale della corrente Ligure (WCC)
derivante dalla circolazione di acqua atlantica modificata (MAW-
Mediterranean Atlantic Water) che provenendo da Gibilterra scorre
verso Nord lungo le coste occidentali della Sardegna e della Corsica, e
quindi percorre il golfo di Genova e il Golfo del Leone in senso
antiorario. La circolazione in questa zona è perturbata da vortici e dalla
comparsa, sotto l’effetto di forti eventi di Mistral, di un importante
upwelling su tutta l'area della Balagne, della zona di Agriates da Calvi a
St Florent, e più a sud , nei canyon e nelle baie di Valinco, Ajaccio,
Sagone, e Porto. Questa situazione, associata con l'indebolimento estivo
del ramo Est della corrente Ligure (ECC), provoca regolarmente
un'incursione di acqua più fredda nel Canale di Corsica, con direzione
da Nord verso Sud (come illustrato in seguito dalle immagini satellitari,
Figura 2.14), fino all’altezza di Bastia .
3. La parte meridionale dell'isola, corrispondente alle Bocche di Bonifacio,
che si caratterizza per la strettezza del canale tra Corsica e Sardegna che
costituisce una soglia superficiale difficile da varcare (profonda circa
100m) che ad ovest scende rapidamente fin sotto 2000 metri mentre a est
presenta una pendenza meno ripida verso il Mar Tirreno (-200,-600m).
Quest'area è soggetta più di altre agli effetti di marea e in modo molto
particolare al regime dei venti. Per queste ragioni sarà oggetto di uno
studio idrodinamico specifico nel contesto del futuro progetto
denominato “Stellamare” e avviato dalle autorità locali della Corsica.
319

2.4 Confronto con i dati misurati
2.4 I Confronto dati di confronto con i dati misurati sono stati raccolti tramite alcune specifiche campagne di
misura, che sono descritte nel paragrafo 4, dedicato all’intercalibrazione dei
I dati di confronto sono stati raccolti tramite alcune specifiche campagne di
misura, modelli. che sono descritte nel paragrafo 4, dedicato all’intercalibrazione dei
modelli. Tra i risultati ottenuti con le misure Doppler, si fornisce di seguito (Figura 2.10)
Tra l'esempio i risultati ottenuti di un segnale con le misure ottenuto Doppler, da un si fornisce profilo di verticale seguito (Figura del canale 2.10) Corsica
l'esempio (traiettoria di un tratteggiata segnale ottenuto blu), dove da un appaiono profilo verticale chiaramente del canale un ramo Corsica di corrente
(traiettoria principale tratteggiata rivolta verso blu), nord dove (in appaiono rosso, direzione chiaramente ~330-360°, un ramo velocità di corrente media di 20
principale cm / s) rivolta e due verso rami nord paralleli (in rosso, su ciacun direzione lato del ~330-360°, canale velocità (in verde, media direzione di 20 ~180 °
cm verde, / s) e due velocità rami media paralleli 5 su cm ciacun / s) diretti lato del verso canale sud. (in verde, direzione ~180 °
verde, velocità media 5 cm / s) diretti verso sud.
Canal de Corse Ile de Monte-Cristo Ile du Giglio
Canal de Corse Ile de Monte-Cristo Ile du Giglio
Figura 2. 10 Profilo di direzione della corrente nel Canale di Corsica (da Ovest a Est), realizzato i l15 maggio
Figura 2. 10 Profilo 2011 di all’altezza direzione di della Alistro, corrente tramite nel correntometria Canale di Corsica Doppler-300 (da Ovest kHz. a Est), realizzato i l15 maggio
2011 all’altezza di Alistro, tramite correntometria Doppler-300 kHz.
Nella mappa successiva viene mostrato un altro esempio6 , più a nord, questa
volta Nella visto mappa dall'alto, successiva in cui le correnti, viene mostrato nella classica un altro rappresentazione esempio vettoriale
(frecce blu), misurate a 40 metri di profondità, si sovrappongono alle correnti
prodotte dal modello Corse400m (frecce nere). In questo esempio si osserva
come il vortice, la cui esistenza è attestata dalle misure, è rappresentato dal
modello circa 5’ più in basso.
6, Nella mappa successiva viene mostrato un altro esempio più a nord, questa
volta visto dall'alto, in cui le correnti, nella classica rappresentazione vettoriale
(frecce blu), misurate a 40 metri di profondità, si sovrappongono alle correnti
prodotte dal modello Corse400m (frecce nere). In questo esempio si osserva
come il vortice, la cui esistenza è attestata dalle misure, è rappresentato dal
modello circa 5’ più in basso.
6, più a nord, questa
volta visto dall'alto, in cui le correnti, nella classica rappresentazione vettoriale
(frecce blu), misurate a 40 metri di profondità, si sovrappongono alle correnti
prodotte dal modello Corse400m (frecce nere). In questo esempio si osserva
come il vortice, la cui esistenza è attestata dalle misure, è rappresentato dal
modello circa 5’ più in basso.
6 Gatti Julie, Ivane Pairaud, Dépouillement et expertise des mesures ADCP MELBA 2011, rapport
IFREMER-IPSO-FACTO, (à venir, mars 2012).
6 Gatti Julie, Ivane Pairaud, Dépouillement et expertise des mesures ADCP MELBA 2011, rapport
IFREMER-IPSO-FACTO, (à venir, mars 2012).
320

Figura 2. 11 Sovrapposizione tra le correnti a -40 metri di profondità simulate nella zona tra
Bastia ed Elba dal modello Corse400m (in nero) e quelle misurate mediante correntometria
Doppler-300khz.
2.5 Metodologia di calibrazione del modello
Come illustrato nell'esempio precedente, è necessario, dopo le campagna di
misura, effettuare una calibrazione del modello per ridurre l'errore tra i risultati
calcolati e la realtà misurata. La calibrazione viene eseguita in tre fasi: la prima
fase consiste nel confrontare la temperatura e la salinità di superficie con i dati
satellitari, quando disponibili, allo scopo di verificare la dinamica descritta dal
modello e la sua risposta a diverse forzanti meteorologiche. Il secondo passo
consiste nel riprendere tutti i profili verticali di temperatura e salinità per
verificare la corretta stratificazione verticale del modello in alcuni punti
caratteristici dell'area (Canale di Corsica, fascia litoranea, canali tra le isole). Il
terzo passo è quello di fare una analisi statistica dei risultati del modello per
evidenziare i processi simulati (in questo caso per la primavera 2011), e quindi
verificare dalle misure disponibili se questi fenomeni sono rappresentativi o
meno della situazione reale.
a. Calibrazione del modello tramite confronto della variazione temporale di SST
Per un punto al centro del Canale di Corsica (tra Cap Corse e Capraia),un primo
confronto tra le temperature calcolate dal modello Corse400m (in nero), il
modello MENOR a 1,2 km di risoluzione (in rosso), e le informazioni satellitari
disponibili durante il periodo (pallini blu), mostrano che il modello ad alta
risoluzione riproduce meglio la variazione della temperatura superficiale in
particolare durante il riscaldamento primaverile tra la fine maggio e l’inizio di
giugno. In questo esempio, notiamo che il raffreddamento della superficie del
mare indotto da episodi di vento intenso, è ben riprodotto quando questi sono
321

prolungati nel tempo, e mal riprodotto (15/05 e 02/06) a seguito di episodi più
brevi. prolungati nel tempo, e mal riprodotto (15/05 e 02/06) a seguito di episodi più
brevi.
Figura 2. 12 Confronto tra le misure satellitari NOOA19,il modello Corse400m, e il modello
Figura MENOR 2. 1.2km. 12 Confronto tra le misure satellitari NOOA19,il modello Corse400m, e il modello
MENOR 1.2km.
b. Calibrazione del modello tramite confronto con le misure di temperatura e
b. salinità Calibrazione lungo la verticale. del modello tramite confronto con le misure di temperatura e
salinità lungo lungo la verticale.
Il confronto tra i profili misurati dalla sonda CTD e quelli tracciati a partire dal
Il modello confronto Corse400m tra i profili mostrano misurati che dalla il termoclino sonda CTD e i e gradienti quelli tracciati di temperatura a partire dal
modello sono generalmente Corse400m molto mostrano ben riprodotti che il termoclino da MARS3D. e i gradienti Nell’esempio di temperatura
sotto
sono illustrato, generalmente è riportato il molto profilo ben corrispondente riprodotti ad da un MARS3D. punto in mezzo Nell’esempio al Canale sotto
illustrato, di Corsica e è a riportato due altri il punti profilo lungo corrispondente la costa,rispettivamente ad un punto di fronte in mezzo agli stagni al Canale
di Biguglia Corsica e a Campoloro. due altri punti lungo la costa,rispettivamente di fronte agli stagni
di Biguglia e a Campoloro.
322

Figura 2.13 Confronto tra i profili vertical di temperatura e salinità calcolati dal modello
Corse400m (in nero) e i profili misurati negli stessi punti durante la campagna MELBA (in
rosso).
In tutti e tre i casi, il termoclino si trova a circa 40-50 metri di profondità. Il
modello sembra rappresentare perfettamente la temperatura lungo la costa,
mentre nel Canale di Corsica si osserva una differenza di 0.5 °C tra il modello e
le misure dello strato profondo (14 °C), mentre lo strato superficiale segue
abbastanza bene il profilo misurato fino a circa 17,5 ° C. Riguardo alla salinità le
misure vicino alla costa mostrano la presenza di una miscelazione con acqua
dolce che non è effettivamente riprodotta dal modello. In una versione
successiva di Corse400m è prevista l’introduzione nel modello dei flussi
principali di acqua dolce (Golu eTavignano).
c. Calibrazione del modello relativa alla capacità di riprodurre i principali
processi
Per quanto riguarda la verifica della variabilità spaziale riprodotta dal modello,
sono stati realizzati tre principali confronti:
Confronto tra i campi di temperatura di superficie calcolati dai modelli
Corse400m e MENOR e una immagine satellitare di temperatura
superficiale del mare. Sotto viene mostrato un primo esempio relativo al
13 maggio 2011, alle ore 15:00, dove si vede un riscaldamento sia ad
Ovest che a Est della Corsica. Un secondo esempio permette invece di
verificare il comportamento dei modelli Corse400m e MENOR in seguito
all’ingresso di acqua fredda a Nord del Canale di Corsica.
323

Modèle Corse 400m Modèle MENOR 1.2km Mesure Satellite
Modèle Corse 400m Modèle MENOR 1.2km Mesure Satellite
Figura 2.14 Temperature calcolate sulla superficie dai due modelli Mars3D e termografia a
infrarosso della superficie, 13 e 8 maggio 2011.
Confronto della media stagionale della temperatura di superficie e della
Figura media 2.14 Temperature delle correnti calcolate su tutta sulla la superficie colonna dai d'acqua, due modelli simulate Mars3D dal e modello termografia a
infrarosso della superficie, 13 e 8 maggio 2011.
Corse400m, con i risultati ottenuti da altri modelli disponibili su questa
zona. Confronto Qui sotto della viene media mostrato stagionale un esempio della temperatura del confronto di tra superficie Corse400m e della
e media MENOR delle per correnti il periodo su tutta aprile-giugno. la colonna Le d'acqua, medie simulate vengono dal quindi modello
interpretate Corse400m, facendo con i risultati ricorso ottenuti alle conoscenze da altri modelli correntometriche disponibili su già questa
acquisite zona. Qui per sotto questa viene zona. mostrato un esempio del confronto tra Corse400m
e Modèle MENOR Corse per 400m il periodo aprile-giugno. Modèle Le MENOR medie 1.2km vengono quindi Satell
interpretate facendo ricorso alle conoscenze correntometriche già
acquisite per questa zona.
Modèle Corse 400m Modèle MENOR 1.2km Satell
324

Modèle Corse 400m Modèle MENOR 1.2km Satellite
Figura Figura 2. 2. 15 15 Temperature Temperature della della superficie superficie e correnti e correnti calcolate calcolate con con Mars3D, Mars3D, medie medie delle delle stesse
stesse
variabili Figura
variabili
2.
su 15
su tutta Temperature
tutta la la colonna colonna
della
d’acqua, d’acqua,
superficie
e confronto e confronto
e correnti
con con
calcolate
un’immagine un’immagine
con Mars3D,
satellitare satellitare
medie
dello dello
delle
stesso
stesso
stesse
periodo.
variabili
periodo.
su tutta la colonna d’acqua, e confronto con un’immagine satellitare dello stesso
periodo.
Confronto Confronto tra tra le le variazioni variazioni locali locali di di temperatura temperatura e e direzione direzione della
della
Confronto tra le variazioni locali di temperatura e direzione della
corrente, corrente, con con quelle quelle misurati misurati dalle dalle boe boe SVP-Argos SVP-Argos durante durante la la loro
loro
corrente, con quelle misurati dalle boe SVP-Argos durante la loro
traiettoria traiettoria (spostamento (spostamento lagrangiano).
lagrangiano).
traiettoria (spostamento lagrangiano).
Bouée Bouée 61786 61786 lâchée lâchée au au Cap Cap Corse
Corse Bouée Bouée 61784 61784 lâchée lâchée à à Alistro Alistro (2011)
(2011)
Bouée 61786 lâchée au Cap Corse Bouée 61784 lâchée à Alistro (2011)
(2010) (2010) partie partie en en direction direction du du Nord
Nord partie partie en en direction direction du du Sud
Sud
(2010) partie en direction du Nord
partie en direction du Sud
Figura Figura 2. 2. 16 16 Traiettorie Traiettorie delle delle boe boe langrangiane langrangiane SVP-ARGOS, SVP-ARGOS, e e traccia traccia della della temperatura
temperatura
corrispondente.
Figura
corrispondente.
2. 16 Traiettorie delle boe langrangiane SVP-ARGOS, e traccia della temperatura
corrispondente.
Una prima analisi statistica7 Una prima analisi statistica
viene fuori dal confronto tra i risultati del modello
a 400 metri di risoluzione, quelli del modello MENOR a 1.2 km di risoluzione, e
le misure satellitari disponibili sulla superficie. Si può principalmente osservare
che:
7 Una prima analisi statisticaviene fuori dal confronto tra i risultati del modello
a 400 metri di risoluzione, quelli del modello MENOR a 1.2 km di risoluzione, e
le misure satellitari disponibili sulla superficie. Si può principalmente osservare
che:
7 Una prima analisi statistica viene fuori dal confronto tra i risultati del modello
a 400 metri di risoluzione, quelli del modello MENOR a 1.2 km di risoluzione, e
le misure satellitari disponibili sulla superficie. Si può principalmente osservare
che:
7 viene fuori dal confronto tra i risultati del modello
a 400 metri di risoluzione, quelli del modello MENOR a 1.2 km di risoluzione, e
le misure satellitari disponibili sulla superficie. Si può principalmente osservare
che:
7 7 Faure Faure Vincent, Vincent, Gatti Gatti Julie, Julie, Analyse Analyse statistique statistique des des résultats résultats du du modèle modèle Corse400m Corse400m et et corrélation corrélation avec avec la
la
7 mesure, Faure
mesure, rapport
Vincent,
rapport IPSO-FACTO, Gatti
IPSO-FACTO,
Julie, Analyse
(à (à venir venir
statistique
février février 2012).
2012).
des résultats du modèle Corse400m et corrélation avec la
mesure, rapport IPSO-FACTO, (à venir février 2012).
325

a) La dinamica della zona sud-ovest sembra mal riprodotta dal modello
Corse400m e presenta un riscaldamento anomalo che non ha corrispondenza
con le misure del satellite NOAA19 nella zona compresa tra la punta
dell'Asinara e le Bocche di Bonifacio. Questo riscaldamento delle acque
superficiali che appare nei campi medi simulati (Figura 2.15) può essere dovuto
alla non ottimale imposizione delle condizioni al contorno dal modello
MENOR, e/o a qualche difetto di simulazione del modello che tende a
confinare le acque di superficie ad ovest delle bocche di Bonifacio. In un caso
particolare (Figura 2.14, relativa al 13 maggio 2011), si vede invece che nel
complesso il modello Corse400m fornisce un netto miglioramento rispetto ai
campi di temperatura calcolati dal modello a 1,2 km di risoluzione.
b) Nella zona nord intorno a Calvi (Figura 2.14, 8 maggio 2011), il modello
Corse400m mostra chiaramente la formazione di un importante upwelling in
conseguenza a forti venti primaverili, trattenuto sotto forma di vortici a grande
scala dal ramo occidentale della corrente ligure lungo la Corsica (WCC). Questo
fenomeno potrebbe essere responsabile dell'ingresso nel Canale di Corsica
dell’acqua fredda osservata dal termosalinografo (TSG) durante la campagna
MELBA. Questo risultato è confermato anche dalle immagini satellitari, mentre
non risulta chiaramente da Menor. Questo giustifica pienamente la necessità di
applicare il modello a 400 metri a questo settore.
c) La dinamica lungo il Canale di Corsica (Figura 2.15) appare, in media,
abbastanza ben riprodotta, con una zona più calda a Solenzara e l'immissione di
acqua più fredda dal Mar Tirreno, che mantiene una situazione turbolenta nel
Canale. Questo ingresso di acqua, confermato dalle misurazioni ADCP nei
transetti della zona tra Pianosa, Montecristo, proviene dalla circolazione lungo
la costa italiana, con la presenza di acque fluviali (Tevere). Allo stesso modo, le
misure ADCP confermano la presenza, in questa stagione, di un termoclino e di
una corrente sub-superficiale (-50m) permanente lungo il Canale di Corsica, e
diretta verso nord (Figura 2.10). A seconda della direzione del vento principale
(venti sia da ovest che da est) vengono evidenziate anche regolari inversioni
della corrente superficiale lungo il Canale, e l'emergere di controcorrenti lungo i
pendi ai lati, come confermato dall’ ADCP e dalle traiettorie delle boe
lagrangiane (Figura 2.16). La presenza di una zona instabile di correnti
vorticose al largo di Bastia, è visibile nelle simulazioni giornaliere ed è
confermata anche dai profili ADCP realizzati.
Quando tutti i dati misurati e calcolati saranno stati messi in relazione con gli
eventi meteorologici nel periodo aprile-giugno 2011, sarà interessante effettuare
una cross-calibrazione tra il modello Mars3d-Corse400m e il modello ROMS-
326

LaMMA, specialmente per ciò che riguarda il settore tra la Capraia e il Canale
di Corsica.
3. Il modello dell’Arcipelago Toscano
Maria Fattorini, Carlo Brandini, Stefano Taddei, Bartolomeo Doronzo, Letizia
Costanza.
L’utilizzo del modello ROMS (Regional Ocean Modelling System) presso il
Consorzio LaMMA fa parte di un’esperienza maturata già da alcuni anni, legata
alla necessità di disporre di modelli adeguati alla rappresentazione delle scale
regionali, sub-regionali e costiere nel contesto di progetti europei e nazionali.
ROMS è un sistema di modellazione oceanica sviluppato dal 2001 da parte del
gruppo di modellistica oceanografica della Rutgers University in un contesto di
sviluppo collaborativo con altri centri di ricerca e universitari e con contributi di
una crescente comunità di utenti/sviluppatori. Per una descrizione dettagliata
del modello ROMS si rimanda alla letteratura (Shchepetkin and McWilliams,
2005).
La necessità di disporre di previsioni oceaniche ad alta risoluzione, si è
manifestata in modo crescente negli ultimi anni, come frequentemente richiesto
anche dall’amministrazione regionale, oppure nell’ambito di diverse
applicazioni come la gestione della pesca, le operazioni navali, la navigazione, il
turismo, la gestione delle risorse marine. In particolare per la
comprensione degli scambi lungo la costa sono necessarie
simulazioni numeriche di risoluzione maggiore al chilometro, cioè in grado di
cogliere ed interpretare i fenomeni da mesoscala a submesoscala.
In questo contesto, un obiettivo primario del progetto Momar è stato realizzare
un modello operativo sub-regionale di previsione oceanografica dell’Arcipelago
Toscano
327

Figure 3. 1 Batimetria del dominio geografico del modello regionale dell’Arcipelago toscano.
Al momento, il sistema di previsione oceanografica regionale operativo
(Tuscany400) produce quotidianamente una previsione, pubblicata sul sito web
con accesso libero (www.lamma.rete.toscana.it/mare/modelli/correnti), che
copre il tratto di mare compreso tra la Toscana e la Corsica (latitudine: 42.083 –
44.244; longitudine: 09.435 – 11.859)
L’area marina in questione si trova sopra un’ampia piattaforma che nel lato
Nord-Est degrada rapidamente verso la zona abissale del bacino Liguro-
Provenzale, e nel tratto a Sud forma un’ampia conca, tra Montecristo e Giglio,
con una discesa graduale verso la zona abissale del bacino Nord-Tirrenico. I
due bacini oceanografici di riferimento (Liguro-Provenzale e Tirrenico) sono
connessi tramite il Canale di Corsica che, con profondità fino a circa 600 m,
permette un ampio scambio di acqua tra i due bacini, e in misura minore, per
quanto riguarda la circolazione di acqua superficiale, dal canale di Piombino.
L’Arcipelago è caratterizzato dalla presenza di numerose isole che hanno un
ruolo sia nella modulazione del vento tramite gli effetti orografici (soprattutto
per ciò che riguarda l’Isola d’Elba), sia da effetti idrodinamici quali la
seprazione del flusso presso i bordi delle isole e la conseguente generazione di
vorticità a mesoscala.
3.1 Codice numerico
328

Il modello operativo numerico dell’Arcipelago Toscano ROMS, è stato
implementato tramite la versione 3.2 di ROMS. Oltre alle equazioni principali,
il sistema di modellazione utilizza anche altre equazioni fisicamente basate per
una serie di sottomoduli finalizzati alla simulazione di dinamiche ecosistemiche
e biogeochimiche (Power 2006, Fennel 2006, Bissett 1999); dinamiche dei
sedimenti in sospensione e la relativa morfodinamica dei fondali (Warner 2006).
La configurazione del modello ha una risoluzione orizzontale, indicata in
tabella sottostante, di circa 400m, con 30 livelli verticali in coordinate “s”. La
griglia risultante ha una maglia di (500x600x30=) 9.000.000 punti.
[°] [km] # celle
Latitudine 0.0036075 (=1/277.20°) 0.40091 600
Longitudine 0.00484867 (=1/206.24°) 0.38602 – 0.39992 500
Tabella 3. 1 Risoluzione del modello.
Il modello è operativo da settembre 2011 e quotidianamente genera un forecast
di 3 giorni dei campi fisici di correnti, temperatura, salinità e livello superficiale
del mare ogni tre ore, sull'intera area in esame con 30 livelli di
profondità. Queste informazioni vengono utilizzate per comprendere i processi
fisici coinvolti alla scale regionale e costiera, e i loro contributi alla
circolazione generale del bacino del Mediterraneo settentrionale. Il mixing
verticale è parametrizzato secondo lo schema di Mellor-Yamada 2.5 e il
gradiente di pressione viene trattato attraverso uno schema Jacobiano di densità
con ricostruzione tramite spline dei profili verticali (Shchepetkin and
McWilliams, 2003). Un lavoro sistematico di confronto con altri schemi di
turbolenza verticale è tuttora in corso.
329

Figure 3. 2 Campo delle correnti, output della simulazione del modello.
Dal punto di vista della numerica, i termini avvettivi sono risolti tramite uno
schema del terzo ordine in avanti (upstream); la diffusività orizzontale ha una
debole dipendenza rispetto alla dimensione della griglia tramite un operatore
laplaciano, mentre non viene usata alcuna viscosità orizzontale (in analogia con
altre implementazioni regionali di ROMS, si veda ad es. Oddo e Chiggiato,
2008).
L’inzializzazione del modello, come l’aggiornamento sulle condizioni al
contorno, derivano da MENOR-Previmer, come detto in precedenza, e in
analogia con il modello costiero della Corsica, realizzato da IFREMER. I dati di
PREVIMER-MENOR sono usati ai contorni aperti a Ovest ed a Sud con
condizioni al contorno di tipo Chapman (per la superficie libera), radiation
(velocità baroclinica e traccianti) e Flather (velocità barotropica).
La simulazione numerica comprende l’ingresso di acqua dolce dai fiumi Arno,
Magra, Serchio e Ombrone. Per le run di hindcast sono state usate le portate
registrate dal Servizio Idrologico Regionale, mentre le run di forecast
utilizzando attualmente portate climatologiche, anche se l’obiettivo è quello di
disporre di previsioni più accurate dei dati di deflusso, tramite modellazione
stocastica o deterministica (come sarà descritto nei capitoli successivi dedicati
alla modellazione idrologica).
330

Figure 3. 3 Campo della temperatura e campo della salinità, output della simulazione del
Figure 3. 3 Campo della temperatura modello. e campo della salinità, output della simulazione del
modello.
Figure 3. 3 Campo della temperatura e campo della salinità, output della simulazione del
La forzante di superficie del modello ROMS-Arcipelago modello. è fornita dal modello
WRF-ARW
La forzante
(modello
di superficie
di previsione
del modello
atmosferica
ROMS-Arcipelago
numerico
è fornita
non idrostatico
dal modello
implementato
WRF-ARW
dal
(modello
LaMMA
di
per
previsione
la realizzazione
atmosferica
delle previsioni
numerico
meteorologiche)
non idrostatico
con
implementato
risoluzione La forzante di
dal
di 3km
LaMMA
superficie per i
per
primi del
la
modello
realizzazione
2 giorni ROMS-Arcipelago e di
delle
9km
previsioni
per il terzo è fornita
meteorologiche)
giorno dal modello di
previsione.
con
WRF-ARW
risoluzione
Da questo (modello
di
modello
3km per
di si
i
ottengo previsione
primi 2
campi
giorni
atmosferica tri-orari
e di 9km
della numerico
per
radiazione
il terzo
non
giorno
solare, idrostatico
di
della
previsione.
velocità implementato
Da
e della
questo
dal direzione LaMMA
modello
del per
si ottengo
vento la realizzazione a
campi
10m, della
tri-orari
delle temperatura previsioni
della radiazione
dell’aria meteorologiche)
solare,
a
10m,
della
dell’umidità con
velocità
risoluzione
e
relativa
della
di
direzione
3km a 2m, per della
del
i primi copertura
vento
2
a
giorni
10m,
nuvolosa e
della
di totale, 9km
temperatura
per della il pressione terzo
dell’aria
giorno
a
di
al livello
10m,
previsione.
dell’umidità
del mare Da e delle
relativa
questo precipitazioni. modello
a 2m, della
si ottengo
copertura
Questi campi dati
nuvolosa
vengono tri-orari
totale,
usati della per
della
radiazione calcolare
pressione
solare,
i flussi
al livello
della di massa,
del
velocità
mare
di calore e della
delle
e direzione
precipitazioni.
di quantità del di vento moto
Questi
al a
dati
10m, contorno
vengono
della atmosfera/oceano,
temperatura
usati per calcolare
dell’aria a
modellato
i flussi
10m,
di
da dell’umidità
massa,
ROMS
di
come
calore
relativa superficie
e di
a
quantità
2m, libera. della
di
copertura
moto al contorno
nuvolosa
atmosfera/oceano,
totale, della pressione
modellato
al livello
da
del
ROMS
mare
come
e delle
superficie
precipitazioni.
libera.
Questi dati vengono usati per calcolare
La radiazione emessa dal mare, così come l’evaporazione, viene stimata
attraverso
La i radiazione flussi di massa,
la parametrizzazione
emessa di calore dal mare, e di quantità
“bulk_fluxes”
così come di moto
(Fairall
l’evaporazione, al contorno atmosfera/oceano,
et al. 1996), che
viene
utilizza
stimata
la
temperatura
attraverso modellato
del
la parametrizzazione da ROMS come superficie
mare calcolata dal
“bulk_fluxes” libera.
modello ROMS
(Fairall
stesso.
et al. 1996), che utilizza la
temperatura
La radiazione
del mare
emessa
calcolata
dal
dal
mare,
modello
così
ROMS
come
stesso.
l’evaporazione, viene stimata
attraverso la parametrizzazione “bulk_fluxes” (Fairall et al. 1996), che utilizza la
Dataset temperatura del mare calcolata dal Previsione modello ROMS (0:00- stesso. 72:00)
Dataset Previsione (0:00- 72:00)
Risoluzione orizzontale 400m
Risoluzione orizzontale 400m
Dataset Previsione (0:00- 72:00)
Risoluzione orizzontale 400m
331

Risoluzione verticale 30 coordinate -s
Output giornaliero
Inizializzazione 30 agosto 2011 da MENOR - Previmer
Condizioni ai contorni aperti MENOR - Previmer
Forzante meteorologica WRF-ecmwf-3km e WRF-ecmwf-9km
(LaMMA)
Flusso di acqua dolce Fiumi con portate climatologiche
Flusso di calore Calcolato tramite modello di
boundary layer e senza correzione dei
flussi
Data assimilation Nessuna
Tabella 3. 2 Riassunto delle caratteristiche della configurazione del modello sull’Arcipelago
toscano.
3.2 Esempi di applicazioni della modellistica meteomarina sviluppata in
MOMAR
Dalla modellistica meteomarina operativa, sviluppata nell’ambito del progetto
MOMAR, discende immediatamente la possibilità di realizzare applicazioni
quali strumenti di supporto per la valutazione dei rischi legati allo sversamento
di sostanze inquinanti, oppure per la ricerca e il soccorso in mare. Per poter
implementare un tale strumento è necessario un sistema di modellistica ampio,
che comprenda la previsione, oltre che delle correnti, del vento e della
dispersione degli inquinanti. Il Consorzio LaMMA ha messo a punto un sistema
di questo tipo utilizzando sia la propria modellistica meteomarina per la
previsione di vento e correnti che il modello GNOME (General NOAA Oil
Modeling Environment ) sviluppato dalla NOAA per la simulazione dello
spostamento e della dispersione degli inquinanti nel caso di eventi di oil-spill.
Un primo esempio di applicazione di questo sistema ad importanti eventi di
cronaca attuale è quello relativo allo sversamento di paraffina osservato lo
scorso 28 febbraio, a largo delle secche della Meloria, vicino a Livorno. La
macchia, di circa 200 metri quadri, era stata avvistata dai Vigili del Fuoco di
rientro da un’esercitazione intorno alle 17.00 di martedì 28. La sostanza, che
dalle analisi era risultata essere paraffina, si era in parte spiaggiata il giorno
dopo, 29 febbraio, presso la scogliera della Terrazza Mascagni di Livorno.
Inserendo le informazioni sul luogo e orario di avvistamento della macchia in
mare nel sistema modellistico messo a punto dal Consorzio LaMMA, è stato
possibile realizzare una simulazione dove si osserva la dinamica della
dispersione della macchia in mare e il suo arrivo proprio nella zona dove poi è
stata ritrovata. Tre immagini successive della simulazione suddetta sono
riportate in Figura 3.4. Questi esempio rappresenta una buona conferma
332

dell'efficacia e del valore di un tale sistema di modellistica meteo marina
dell'efficacia e del valore di un tale sistema di modellistica meteo marina
operativa.
operativa.
Figura 3.4 Successione di immagini relative alla simulazione dello sversamento di
Figura 3.4 Successione di immagini relative alla simulazione dello sversamento di
paraffina.
paraffina.
Un secondo esempio è rappresentato dalla simulazione di dispersione di
Un secondo esempio è rappresentato dalla simulazione di dispersione di
contaminanti eventualmente sversati dalla nave Costa Concordia. Sono state
contaminanti eventualmente sversati dalla nave Costa Concordia. Sono state
infatti effettuate diverse simulazioni dell’evoluzione in tre giorni di un
infatti effettuate diverse simulazioni dell’evoluzione in tre giorni di un
eventuale sversamento continuo di traccianti passivi dalla Costa Concordia, su
eventuale sversamento continuo di traccianti passivi dalla Costa Concordia, su
un periodo di 5 mesi (Set 2011-Gen 2012), a partire dai dati del modello ROMS
un periodo di 5 mesi (Set 2011-Gen 2012), a partire dai dati del modello ROMS
(Figura 3.5). Successivamente sono state generate mappe basate sull’analisi
(Figura 3.5). Successivamente sono state generate mappe basate sull’analisi
statistica di 42 simulazioni di potenziali evoluzioni dello sversamento. Le
statistica di 42 simulazioni di potenziali evoluzioni dello sversamento. Le
mappe, riportate in Figura 3.6, rappresentano la distribuzione della media delle
mappe, riportate in Figura 3.6, rappresentano la distribuzione della media delle
concentrazioni simulate del tracciante, per livelli superiori rispettivamente
concentrazioni simulate del tracciante, per livelli superiori rispettivamente
all’1%, 4% e 16% del massimo di tale media (i livelli inferiori all’1% non sono
all’1%, 4% e 16% del massimo di tale media (i livelli inferiori all’1% non sono
rappresentati). Mappe di questo tipo possono fornire per esempio
rappresentati). Mappe di questo tipo possono fornire per esempio
un’indicazione sul posizionamento di stazioni di campionamento per il
un’indicazione sul posizionamento di stazioni di campionamento per il
monitoraggio degli inquinanti.
monitoraggio degli inquinanti.
333

Figura Figura 3.5 3.5 Tipica Tipica evoluzione (24 (24 h, 48 h, h, 48 70 h, h) 70 di h) uno di uno sversamento su un su periodo un periodo di tre di tre
Figura 3.5 Tipica evoluzione (24 h, 48 h, giorni. 70 h) giorni.
Figura 3.5 Tipica evoluzione (24 h, 48 h, 70 di h) uno di sversamento uno sversamento su un su periodo un periodo di tre di tre
giorni. giorni.
Figura Figura 3.6. 3.6. Mappe Mappe della della distribuzione media media di concentrazione di concentrazione dopo dopo 24 h, 24 48 h, h 48 e 70 h e h.
70 h.
Figura Figura 3.6. Mappe 3.6. Mappe della della distribuzione distribuzione media media di concentrazione di concentrazione dopo dopo 24 h, 24 48 h, h 48 e 70 h h. e 70 h.
334

4. Intercalibrazione
Stefano Taddei, Pierre-Marie Poulain, Riccardo Gerin, Luca Centurioni,
Christopher McCall, Carlo Brandini, Maria Fattorini, Letizia Costanza, Sylvain
Coudray, Pierre Garreau, Ivane Pairaud.
I modelli regionali della Corsica e dell’Arcipelago Toscano, descrtti nei
paragrafi precedenti, hanno molte caratteristiche in comune, quali per esempio
risoluzione e viscosità orizzontale, ma sono stati implementati su codici di
calcolo diversi, rispettivamente MARS-3D e ROMS (Regional Ocean Modelling
System), considerando alcune differenti parametrizzazioni (ad es. per gli
schemi di turbolenza verticale).
Considerare simultaneamente vari modelli numerici caratterizzati da un
diverso grado di affidabilità o di capacità di descrivere singoli aspetti della
dinamica (strutture di circolazione, temperatura e salinità, struttura della masse
d’acqua), è oggi un approccio molto diffuso nella comunità scientifica. Non solo
è crescente l’utilizzo contemporaneo di più modelli nelle stesse aree (i modelli
LaMMA e IFREMER hanno per esempio in comune il Canale di Corsica, dove
avviene lo scambio di flussi tra Tirreno Settentrionale e Mar Ligure), ma gli
stessi modelli vengono inoltre eseguiti utilizzando più configurazioni (diversi
schemi di turbolenza, condizioni iniziali, forzanti meteo) allo scopo di ridurre
l’incertezza delle previsioni, secondo la logica dell’Ensemble o Super-Ensemble
forecast.
Questo approccio permette anche di realizzare un’intercalibrazione, ovvero un
processo di variazione dei valori di alcuni parametri allo scopo di ricercare
configurazioni che riproducano dinamiche simili nella stessa area in entrambi i
modelli. Per valutare l’effettiva qualità e affidabilità dei risultati,
l’intercalibrazione non è sufficiente di per sé, infatti è necessario anche un
confronto con dati misurati, in-situ e satellitari. In generale la validità dei dati
prodotti da un modello numerico deve essere testata mediante un confronto
con le misure, tramite ben definiti processi di calibrazione e validazione.
La calibrazione di un modello consiste nel processo di variazione dei valori di
alcuni parametri fino ad ottenere la stima migliore di un insieme di dati
osservati sulla base di definiti criteri di accettabilità. Trovata la configurazione
che dà le prestazioni migliori, il modello deve essere verificato nuovamente per
assicurare che fornisca stime soddisfacenti anche di altri insiemi indipendenti di
dati sperimentali. Il processo relativo a tale verifica è comunemente chiamato
validazione. Alla fine di questi due processi, si ottiene un modello numerico
ottimizzato attraverso la calibrazione e con un livello di attendibilità certificato
dalla validazione.
I dati misurati utilizzati per le operazioni suddette provengono sia dal
telerilevamento (in particolare satelliti) sia da osservazioni in-situ. I satelliti
permettono la misura di alcuni parametri di superficie ed offrono i vantaggi di
335

un’ampia copertura spaziale e di tempi di acquisizione continui o periodici,
mentre la variabilità di tali parametri lungo la colonna d’acqua è misurabile in
generale solo con osservazioni in-situ. Inoltre il telerilevamento non rappresenta
un campionamento diretto del fenomeno, e deve essere in ogni caso calibrato
tramite misurazioni sul posto.
Purtroppo la disponibilità di misure in situ è generalmente molto limitata, sia in
termini spaziali che temporali, per le difficoltà che si presentano
nell’organizzazione e nello svolgimento di campagne di misura in mare.
Per questo motivo i processi di intercalibrazione tra modelli numerici sono
estremamente importanti e integrano quelli di calibrazione e validazione
effettuati tramite dati misurati. Inoltre i modelli usati forniscono la
distribuzione completa nello spazio e nel tempo delle variabili dinamiche,
termodinamiche, chimiche e biologiche relative all'ambiente marino.
È evidente che le migliori metodologie per lo studio ed il monitoraggio degli
oceani sono quelle che utilizzano una combinazione di modelli numerici di
dinamica delle masse d'acqua, accoppiati a modelli chimici e biologici, dati
telerilevati e misure dirette delle variabili marine. L'applicazione di queste
metodologie, data la già citata scarsità di dati in-situ in particolare nell'area di
riferimento del progetto MOMAR, richiede quindi l'organizzazione di
campagne di misura che permettano di implementare una rete di osservazioni
per il monitoraggio marino e l’integrazione, nei termini suddetti, con la
modellistica oceanografica e biogeochimica.
IFREMER e il Consorzio LaMMA hanno quindi svolto un'analisi dei dati
necessari al miglioramento del sistema di monitoraggio nell’area
transfrontaliera e un’analisi degli strumenti necessari all’acquisizione delle
misure in mare, insieme ad una definizione delle priorità. Si è pertanto
proceduto all’acquisizione e messa in opera di alcuni degli strumenti di misura
oceanografici individuati. In particolare sono stati definiti dei periodi di prova
per l’acquisizione dei dati e la loro integrazione col sistema di hindcast/forecast
oceanografico regionale.
Nell'ambito di MOMAR si sono svolte quindi alcune campagne oceanografiche
nella zona del canale di Corsica e dell'arcipelago della Toscana, dove sono stati
misurati vari parametri marini. In particolare sono state effettuate misure delle
correnti per la validazione e calibrazione dei modelli numerici idrodinamici,
campionamenti per la caratterizzazione biologica delle masse d'acqua, carotaggi
dei sedimenti per il monitoraggio dell’inquinamento dei fondali. Queste
campagne di misura sono state condotte utilizzando strumenti
tradizionalmente noti in oceanografia, quali profilatore Doppler (ADCP) per la
misura delle correnti, strumenti di misura lagrangiani per la misura degli
spostamenti nel tempo delle masse d’acqua (drifter) e del loro profilo verticale
(float), e sonde multiparametriche (CTD) per la misura di temperatura e
salinità.
336

4.1 Campagne oceanografiche
Le campagne oceanografiche di misura nell’area transfrontaliera tra Corsica e
Toscana sono state realizzate in fasi differenti.
Nel 2010 si sono svolte campagne di preparazione, che hanno previsto
rilievi correntometrici lungo la costa toscana e corsa, e il lancio di boe
derivanti (drifter) grazie a collaborazioni tra LaMMA, IFREMER, ARPAT
e Corsica Ferries.
Nel 2011, invece, si sono svolte nell’area marina dell’Arcipelago Toscano
due campagne più estese in collaborazione tra LaMMA, IFREMER e
ARPAT, denominate MELBA e MILONGA.
Queste campagne oceanografiche sono nate sia per rispondere alla necessità di
monitorare la variabilità dei principali parametri marini (temperatura, salinità,
correnti) e biogeochimici (per esempio fitoplancton, ossigeno disciolto,
nutrienti) dell’area, sia per calibrare e validare i modelli idrodinamici.
Quest’attività sperimentale ha anche rappresentato un primo passo verso la
realizzazione di un sistema collaborativo e condiviso di monitoraggio dell’area
marina toscana, per meglio rispondere ai requisiti imposti dalla Water
Framework Directive (WFD) dell’Unione Europea (recepita dal D.Lgs. 152/06) e
della Marine Strategy, tramite l’integrazione delle misure in continuo da
piattaforma fissa (CF-SIR), l’attività di monitoraggio svolta sistematicamente da
ARPAT, le attività di modellistica oceanografica e analisi di immagini satellitari
sviluppata dal LaMMA e da IFREMER.
Nelle righe seguenti descriviamo brevemente gli strumenti utilizzati.
Il CTD (acronimo inglese dei tre parametri: conduttività, temperatura e
profondità) è forse lo strumento più comunemente usato in oceanografia.
Misura un profilo di temperatura, pressione e conducibilità; da queste
variabili possono essere calcolate la profondità e la salinità (Figura 4.1).
Inoltre alla sonda possono essere aggiunti altri sensori per la misura, ad
esempio, di ossigeno disciolto, clorofilla, pH e torbidità (sonda
multiparametrica).
337

Figura 4. 1 Immersione in acqua del CTD e profile verticali di temperatura e salinità.
L’ADCP (Acoustic Doppler Current Profiler) è uno strumento che
funziona misurando lo spostamento in frequenza (effetto Doppler) tra gli
impulsi sonori emessi e gli echi ricevuti da elementi riflettenti presenti in
acqua. Questi elementi sono costituiti dalla miriade di minuscole
particelle disperse in acqua e che si muovono con essa; l'assunto
fondamentale è quindi che in media tali particelle si muovono alla stessa
velocità dell'acqua. Lo spostamento Doppler misurato permette dunque
di calcolare direttamente la velocità della corrente (intensità e direzione)
nella colonna d’acqua.
Infine, per verificare la validità dei dati relativi a parametri biochimici
ottenuti da satellite, possono essere effettuati campionamenti di acqua
con condizioni di cielo chiaro. L’acqua viene raccolta mediante
un’apposita bottiglia (Niskin) e poi filtrata a bordo in un laboratorio
umido per analisi quali-quantitative del pigmento (clorofilla e altri
pigmenti algali), assorbimento particolato, sedimenti in sospensione,
sostanza organica colorata disciolta (Figura 4.2). L’acqua può essere
anche immagazzinata per una successiva determinazione dei nutrienti e
un’analisi microscopica del fitoplancton. I dati di clorofilla ottenuti
dall’analisi dell’acqua di mare servono sia per verificare la performance
degli algoritmi di interpretazione dei dati satellitari, che per calibrarli
sull'area di interesse. Quest’attività è stata descritta nel Capitolo 4.
338

Figura 4. 2 Campionamento con bottiglia Niskin e filtrazione d’acqua.
4.2 Campagna MELBA
La campagna di misura MELBA, organizzata dal 1 al 17 Maggio 2011, ha fornito
dati sperimentali nella zona marittima compresa tra la costa orientale della
Corsica e la costa toscana in particolare intorno all’isola d’Elba e all’Arcipelago
Toscano. Le misure e i prelievi in mare hanno riguardato le tre parti principali
del progetto MOMAR (modellistica, misure remote, misure eco tossicologiche),
pertanto la campagna ha avuto tre obiettivi principali:
1. misurare profili verticali delle correnti lungo transetti (tragitti rettilinei)
per la calibrazione e validazione di modelli idrodinamici nel Canale di
Corsica e nell'Arcipelago Toscano;
2. prelevare campioni d'acqua per analizzare la concentrazione di clorofilla,
utilizzata a livello europeo come indicatore di qualità, ed altri
componenti;
3. prelevare campioni di sedimenti in alcuni punti predefiniti per l'analisi
tossicologica.
La valutazione della contaminazione chimica ha richiesto prelievi di campioni
da sottoporre in laboratorio ad analisi chimiche o ecotossicologiche. La
valutazione delle misure satellitari ha richiesto il prelievo di campioni di acqua
sub-superficiali per misurare i livelli di clorofilla-a e ossigeno disciolto. Infine
per validare i modelli idrodinamici, l’obiettivo è stato realizzare profili di
corrente (velocità e direzione) e misure di temperatura e salinità lungo la
colonna d'acqua da 0 a circa 150 m di profondità.
La campagna MELBA è stata realizzata in tre tappe successive, ciascuna della
durata di una settimana. La nave “Europe” è salpata da Tolone Domenica 1
Maggio alle ore 18:00 per raggiungere Livorno il giorno successivo. Lungo il
339

tragitto, due boe SVP-GPS Argos sono state lanciate a ovest e ad est di Cap
Corse. A Livorno i gruppi italiano e francese sono stati imbarcati con le
attrezzature necessarie per il campionamento, il filtraggio dei campioni di
acqua e la raccolta di microplastica (per testare di un sistema specifico trainato
dalla nave).
Durante la prima tappa sono stati prelevati campioni di sedimenti e d'acqua
nella zona tra la foce dell’Arno, Livorno, Elba e Capraia, su fondali da 50 a 150
metri. I campionamenti e filtraggi di acqua a bordo sono stati effettuati
regolarmente per verificare la corrispondenza dei dati misurati con quelli
ottenuti dai satelliti MODIS AQUA e MERIS. Nel trasferimento tra questi
diversi punti di campionamento sono stati eseguiti anche alcuni profili verticali
di CTD, e sono stati effettuati diversi profili di corrente utilizzando un ADCP a
300kHz (in grado di misurare le correnti fino a circa 80-100 m di profondità)
montato su un palo collegato alla nave. In questo modo sono state effettuati 25
profili ADCP, prelevati cinque campioni di acqua e quattro bennate di
sedimenti. Due boe ArgosSVP- sono state lanciate a nord del Canale. La nave è
giunta a Bastia Venerdì 6 Maggio, per una sosta di un giorno.
La seconda tappa è stata dedicata a controllare il funzionamento di un secondo
ADCP montato su un veicolo autonomo (AUV), congiuntamente alle misure del
primo ADCP, stavolta trainato su un apposito supporto aerodinamico (pesce)
immerso lateralmente alla nave, a 2m sotto la superificie (Figura 4.3).
Figura 4. 3 Profili di corrente con ADCP trainato.
In questa configurazione, l’ADCP-trainato guarda dall'alto in basso (circa 80m
in modalità BottomTrack), mentre l’ADCP montato sull’AUV guarda verso
l’alto (portata di circa 80 m in modalità WaterTrack), e leggermente in avanti,
per evitare interferenze. L’AUV era inoltre dotato di un sistema acustico
Doppler orientato verso il basso per l’individuazione del fondo. Il veicolo
340

doveva infatti navigare tra i 40 m e i 150 m sopra il fondo, in modo da avere un
riferimento necessario per la sua guida automatizzata.
Venti profili sono stati completati in questo modo nel Canale di Corsica e lungo
la costa orientale. Una boa SVP-Argos è stata lanciata nei pressi della costa a
sud del Canale. La nave ha poi fatto un nuovo scalo di due giorni a Bastia.
Durante la terza tappa è stata testata una configurazione diversa, questa volta
con l’ADCP montato sul palo a babordo, congiuntamente a misure con l’ADCP
montato sull’AUV. In questo modo sono stati realizzati venti profili a nord e a
sud dell’isola d'Elba, nel canale di Corsica e presso la foce del fiume Golu (zona
d’Alistro - Biguglia). A casusa delle difficili condizioni atmosferiche nella prima
parte di questa tappa, non è stato possibile effettuare tutte le misure
originariamente previste tra le isole del Giglio e Montecristo. Questa zona è
stata l’oggetto della seconda campagna di misura, organizzata dal LAMMA,
nell'ottobre 2011 (MILONGA).
Durante il viaggio di ritorno a Tolone, sono state rilasciate due boe SVP-GPS
Argos, ancora una volta a est e a ovest di Capo Corsica.
4.3 Campagna MILONGA
Tra settembre e ottobre 2011 si è svolta la campagna oceanografica MILONGA
(MIsure Lagrangiane OceaNoGrafiche nell’Arcipelago Sud Toscano), inserita
anch’essa nell’ambito del progetto transfrontaliero MOMAR, che ha visto
coinvolti, oltre al Consorzio LaMMA e IFREMER, l’Istituto Nazionale di
Oceanografia e Geofisica Sperimentale (OGS) di Trieste, e la Scripps Institution
of Oceanography di San Diego, US. La missione, in continuità con le precedenti
campagne di misura e in particolare con la campagna MELBA, si è svolta a
bordo del battello oceanografico Poseidon dell’ARPAT e della nave scuola
Alfredo Cappellini dell’Istituto Nautico di Livorno. Le misure fatte dall’equipe
internazionale di ricercatori si sono concentrate in particolare nell’area
compresa tra Elba, Montecristo, Pianosa, Giglio, Argentario e la costa
grossetana, che era stata meno studiata nella campagna precedente.
Durante la campagna MILONGA è stata sfruttata una combinazione di
metodologie tradizionali (profili CTD, campionamenti, ADCP trainato) e
strumenti di tipo lagrangiano (boe derivanti e profilatore lagrangiani), ovvero
boe rilasciate in mare libere di spostarsi alla deriva trasportate dalle correnti.
Questi strumenti lagrangiani consentono di produrre mappe diffuse e continue
nel tempo ed il loro utilizzo in questa campagna nasce dalla collaborazione del
LaMMA con l'OGS e con la Scripps, all’avanguardia nella ricerca in questo
ambito.
I risultati attesi dalla campagna oceanografica erano di vario genere:
caratterizzazione idrodinamica e biogeochimica dell’Arcipelago Toscano, a Sud
dell’Isola d’Elba; costruzione di un dataset di misure coerenti con le altre
341

misure oceanografiche effettuate nell'ambito del progetto; miglioramento delle
prestazioni dei modelli idrodinamici e biogeochimici a scala regionale/costiera,
mediante calibrazione e validazione sui dati misurati; approfondimento della
cooperazione tra le autorità locali che si occupano di monitoraggio marino in
termini di costruzione di strumenti di lavoro collaborativi e condivisi;
rafforzamento della rete di collaborazioni scientifiche per la ricerca nel campo
dell'oceanografia costiera e regionale.
La campagna si è articolata in due fasi. La prima, svoltasi tra il 19 e il 22
settembre 2011, è stata limitata da condizioni atmosferiche avverse, ma ha
comunque permesso di eseguire alcuni campionamenti, CTD e transetti con
ADCP.
La seconda fase si è svolta dal 10 al 13 ottobre 2011, nella quale sono stati
eseguiti oltre gli stessi tipi di misure della prima fase anche misure con
strumenti lagrangiani (Figura 4.4).
(a)
(c) (d)
Figura 4. 4 (a) Disegno schematico di un drifter CODE (b) e (c) immagini della messa a
mare di drifter CODE durante MILONGA. (d) drifter CODE in mare.
342
(b)

Sono stati lanciati quindici drifter e un float, distanti tra loro circa 9 miglia
nautiche in modo da coprire tutta l’area. In questo modo le mappe di correnti
ricavabili dai transetti lungo traiettorie assegnate saranno associate a mappe
diffuse e continue nel tempo delle correnti stimate dalla posizione delle boe
derivanti, oltre alla mappatura tridimensionale della temperatura, salinità,
nutrienti e fitoplancton. Altri drifter e boe sono stati calati e tenuti in mare per
tutto il periodo della campagna, in collaborazione con ricercatori della Scripps
di San Diego.
Per finire, il 18 ottobre 2011, è stata eseguita un'ultima serie di misure con
ADCP trainato, profili di temperatura, salinità e clorofilla (sonda
multiparametrica). Durante la campagna sono stati effettuati 17 punti di misura,
in ciascuno dei quali i prelievi sono avvenuti a diverse profondità, per
campionamenti di clorofilla, sedimenti sospesi, sostanza gialla, torbidità,
nutrienti, e riconoscimento di specie fitoplanctonica al microscopio.
La campagna MILONGA ha anche offerto l’opportunità ad alcuni studenti
dell'Istituto Nautico di Livorno di seguire sulla barca Alfredo Cappellini la
missione di ricerca oceanografica. I ragazzi sono stati a contatto per diversi
giorni con l’equipe internazionale di ricercatori, collaborando attivamente alle
misure e ai campionamenti effettuati. Un’occasione per poter conoscere
scienziati con diverse competenze e ambiti di ricerca, dai fisici e modellisti ai
biologi marini, che hanno mostrato ai ragazzi le varie metodologie di ricerca
usate. In questo contesto, la ricerca nel suo svolgersi è diventata una
straordinaria occasione di divulgazione scientifica, grazie anche alla capacità
dell’istituzione scolastica di cogliere e valorizzare questa opportunità di
“imparare - facendo”.
Misure Lagrangiane
Nel corso di MILONGA sono stati lanciati due tipi di drifter.
1. Il primo tipo è il cosiddetto CODE (Coastal Ocean Dynamics
Experiment) , sviluppato da Davis (1985) all’inizio degli anni ‘80 per la
misura delle correnti di superficie nel NE Pacifico: si tratta di un
elemento tubolare lungo 1 m con attaccate 4 vele che si estendono
radialmente dal tubo per tutta la sua lunghezza e su cui si esercita
l’azione di trascinamento della corrente, e con 4 piccole boe di superficie
che forniscono la spinta di galleggiamento necessaria a mantenere il
drifter in superficie (Poulain, 1999). I confronti con misure di corrente
superficiale (Davis, 1985), utilizzando traccianti o correntometri
opportunamente posizionati sul drifter (Poulain et al., 2002, 2012), hanno
mostrato che i drifter CODE sono mossi dalla corrente superficiale fino a
2-3 cm s-1 anche in situazioni di forte vento, dato che si muovono in
maniera consistente alla dinamica di Ekman prossima alla superficie (con
343

una componente di velocità superficiale spostata a destra rispetto alla
posizione del vento prevalente) (Figura 4.4).
2. Il secondo tipo è il Surface Velocity Program (SVP) drifter (Figure 4.5),
dotato di una piccola vela usata in tutto il mondo nell’ambito del Global
Drifter Programme (GDP, Lumpkin and Pazos, 2007)). Si tratta di una
boa di superficie agganciata a una holey-sock drogue, centrata ad una
profondità nominale di 15 m (Sybrandy and Niiler, 1991). I drifter SVP
usati nel corso di MILONGA sono stati costruiti direttamente da SIO.
Misure riguardanti la capacità delle boe SVP di seguire le correnti, hanno
mostrato che, quando la boa è attaccata alla vela, questa segue il
movimento della corrente fino a 1 cm s-1 con vento di 10 m/s winds
(Niiler et al., 1995).
(a)
(c) (d)
Figura 4. 5 (a) Disegno schematico di un “mini” drifter SVP. (b) Due drifter SVP pronti per
l’uso sul ponte della nave. (c) Messa a mare di un drifter SVP durante MILONGA. (d) Drifter
SVP appena lanciato in mare.
344
(b)
(b)

Tutti i drifter sono localizzati tramite il Global Positioning System (GPS) e
trasmettono dati ( posizioni GPS, SST, voltaggio, indicatore della presenza della
vela, etc.) tramite il sistema di comunicazione satellitare Iridium. I drifter CODE
sono programmati in modo da trasmettere i dati a Iridium ogni 15 min, mentre
gli SVP trasmettono ogni 2 ore.
Altri strumenti utilizzati nel corso di MILONGA, sono stati:
1. Un profilatore costiero, o float, autonomo (Arvor-C) che ha permesso di
raccogliere profili di temperatura and salinità. Il float Arvor-C (André et
al., 2010) è la versione costiera del float Arvor utilizzato per il
monitoraggio in mare aperto come parte del global Argo programme
(www.argo.ucsd.edu), ma rispetto a quest’ultimo può eseguire cicli
molto più brevi (in questo caso fino a 3 ore) in acque basse (fino a circa
400 m) disponendo anche di zampette per evitare di essere trascinato
dalla corrente tra un ciclo e l’altro, quando è poszionato sul fondale. Il
float Arvor-C dispone di una sonda CTD (Seabird pumped CTD), di
un’antenna a doppia banda Iridium-GPS antenna (per la trasmission dei
dati, il controllo remoto e il posizionamento), e di un’antenna Bluetooth
antenna (per esigenze di configurazione e test). Una bladder esterna è
posizonata all’estremità di fondo del float, che permette di modificare la
spinta di galleggiamento del float nei movimenti di ascesa e discesa
lungo la colonna d’acqua.: La velocità di risalita arriva fino a 15 to 20
cm/s, e con un campionamento ogni 2 s si ottiene un dato con
risoluzione ~35 cm.s (Figura 4.9).
2. Due river drifter, prodotto da Scripps (SIO), ovvero drifter di superficie
con design CODE. Questi drifter sono dotati di ADCP per la misura delle
correnti relative. Entrambi i drifter sono dotati di GPS e modem Iridium.
Una fotografia del SIO river drifter è riportata in Figura 4.6.
Figura 4. 6 Fotografia del SIO river drifter utilizzato durante MILONGA.
345

3. Un drifter prototipo realizzato da OGS: questo ha la struttura meccanica
del CODE, ma include un ADCP orientato verso il basso sulla base e un
velocimetro sulla parte alta. E’ dotato inoltre di un GPS e un modem
GSM/GPRS. Un’immagine del drifter OGS è riportata in Figura 4.7.
Figura 4. 7 Fotografia del drifter OGS utilizzato durante MILONGA.
4. Una boa Waverider della Datwell, ovvero una piccola boa ondametrica
per la misura delle onde di gravità superficiali. Essa misura gli
spostamenti relativi in tre dimensioni (nord, ovest e verticale) usando un
singolo GPS. Ogni 30 minuti si ottengono i seguenti parametri: altezza
significativa dell’onda, periodo di picco, direzione dell’onda di picco,
spettro delle onde. Un’immagine della boa Waverider è riportata in
Figura 4.8.
Figura 4. 8 Fotografia della boa Waverider utilizzata durante MILONGA.
346

5.
Figura 4. 9 Disegno schematico di un float profilatore Arvor-C (sinistra). Immagini di un
Arvor-C e della sua messa a mare durante MILONGA (destra).
Traiettorie, correnti e temperature superficiali dai drifters CODE/SVP
Diciassette drifters sono stati rilasciati nell’area dell’Arcipelago Toscano
distribuiti uniformemente ed hanno fornito dati relativi alle correnti ed alle
temperature superficiali. La griglia dei punti di lancio è illustrata in Figura 4.10,
insieme alle traiettorie iniziali dei drifters nell’Arcipelago Toscano.
Le posizioni (traiettorie) dei drifters sono rappresentate in Figura 4.11 con dei
punti in scala di colore funzione del tempo. Un’altra immagine simile può
essere costruita colorando i punti in funzione della temperatura misurata
(Figura 4.12); i valori di temperatura superficiale osservati variano tra 23.5°C e
19°C. Infine, poiché le velocità possono essere stimate mediante derivazione
numerica a partire dai valori di posizione, un’analoga immagine può essere
costruita colorando i punti in funzione della velocità (Figura 4.13);
nell’Arcipelago Toscano le velocità risultano generalmente inferiori a 50 cm/s,
mentre ad est della Corsica, nello stretto di Bonifacio e nel nord Tirreno
possono raggiungere anche i 100 cm/s.
347

Dopo due settimane un solo drifter era rimasto nell’area di studio. Almeno tre
drifters avevano attraversato il canale di Corsica e si erano spostati verso nord
nel mar Ligure. La maggioranza dei drifters si era spostata verso sud, in
direzione dello stretto di Bonifacio. Tre di essi, in particolare, hanno
attraversato lo stretto e si sono spostati verso ovest, tra la Corsica e la Sardegna.
Quattro drifters invece hanno girato con verso anticiclonico nel nord Tirreno.
Il flusso medio e l’energia cinetica media (MKE) sono mostrati in Figura 4.14. La
circolazione superficiale nell’Arcipelago Toscano, nel periodo analizzato, è stata
prevalentemente verso Sud, con alcune intensificazioni vicino alla costa
Toscana. Le correnti medie hanno raggiunto i 20 cm/s nell’area dell’Arcipelago
Toscano, mentre più a sud sono arrivate a circa 30 cm/s.
Oltre ai moti a scala di bacino e a mesoscala, molti drifters hanno mostrato moti
a livello di sub-mesoscala, inerziali e di marea.
Figura 4. 10 Posizioni di lancio (punti) e traiettorie iniziali (curve colorate) dei drifters.
348

Figura 4. 11 Posizione dei drifters MILONGA in scala di colore funzione del tempo.
Figura 4. 12 Posizione dei drifters MILONGA in scala di colore funzione della temperatura.
349

Figura 4. 13 Posizione dei drifters MILONGA in scala di colore funzione della velocità.
Figura 4. 14 Flusso medio (frecce) ed energia cinetica media (colore) calcolati su una griglia
con maglia di 0.1° x 0.1°.
350

Traiettorie e profili di temperature e salinità dal float Arvor-c
Il float Arvor-c ha misurato un totale di 136 profili di temperatura e salinità, tra
la superficie e una profondità massima di circa 400 m.
La traiettoria dell’Arvor-c è riportata in Figura 4.15. Il float si è spostato prima
verso sud-ovest, poi più verso sud, ed ha lasciato l’Arcipelago Toscano
passando tra Montecristo ed il Giglio, continuando a spostarsi nelle acque più
profonde del nord Tirreno.
Dai dati misurati si osserva uno strato rimescolato di 30-45 m, su un termoclino
che si estende fino a circa 150 m, e un minimo di salinità centrato a circa 40 m di
profondità. Nel corso di due settimane il termoclino è stato visto indebolirsi.
Queste misure sono riportate tutte insieme in Figura 4.16. Tali dati sono anche
rappresentati in un diagramma di temperatura-salinità (Figura 4.17), dove si
osserva che le acque vicine alla superficie sono caratterizzate da temperature tra
17 °C e 22 °C e salinità tra 37.81 e 38.26.
In Figura 4.18 sono riportati a titolo di esempio alcuni profili individuali. In tali
profili risulta evidente anche una variabilità ad alta frequenza, che potrebbe
essere interpretata come la firma della presenza di onde interne.
La variabilità spazio-temporale della struttura termoalina delle acque, lungo la
traiettoria del float, può essere rappresentata tramite diagrammi di temperatura
e salinità riportate in scala di colore in funzione del tempo e della profondità
(Figure 4.19-20).
Figura 4. 15Traiettoria dell’Arvor-c con la posizione colorata in funzione del tempo.
351

Figura 4. 16 Profili di temperatura (sinistra) e salinità (destra) misurati dall’Arvor-c. Le
profondità sono in metri.
Figura 4. 17 Diagramma temperature-salinità basato sulle misure dell’Arvor-c. La profondità
in metri è rappresentata sulla scala di colore. Le linee sovrapposte rappresentano le isopicne .
352

Figura 4. 18 Un profili di temperatura e salinità misurato dall’Arvor-c.
Figura 4. 19 Sezione delle temperature (scala di colore) in funzione del tempo (lungo la
traiettoria) e della profondità.
353

Figura 4. 20 Sezione delle salinità (scala di colore) in funzione del tempo (lungo la traiettoria)
e della profondità.
Profili di corrente da drifter con ADCP
Sono stati misurati profili di corrente tra la superficie e circa 20 m di profondità.
Il SIO river drifter con montato l’ADCP (rivolto verso il basso) si è spostato
approssimativamente verso sud seguendo un cammino cicloidale caratteristico
della sovrapposizione di un moto di grande scala con moti di natura inerziale o
di marea (Figura 20).
Figura 4. 21 Traiettorie dei SIO drifters con ADCP.
354

Dai diagrammi di corrente orizzontale, si ricava infatti che oltre alle correnti
medie e di mesoscala, risultano significative delle componenti di corrente
inerziale. Le correnti osservate risultano inoltre abbastanza barotropiche nello
strato vicino alla superficie.
Infine, il diagramma della velocità verticale (Figura 4.22) mostra almeno tre
eventi di downwelling, con il più evidente avvenuto poco prima della
mezzanotte dell’11 ottobre 2011.
Figura 4. 22 Velocità verticali (scala di colore) misurate dall’ADCP montato sul SIO river drifter
in funzione del tempo e della profondità.
Misure di onde superficiali con la boa ondametrica Waverider
La boa ondametrica Waverider è stata ancorata nell’Arcipelago Toscano il 10
ottobre e recuperata il 13 ottobre. Tale boa ha misurato le onde di gravità
superficiali. Come esempio in Figura 4.23 sono riportati alcuni dati misurati
dalla boa in un periodo temporale di 30 minuti.
Da un’analisi dei dati si è osservato che, nell’area di studio, l’altezza
significativa delle onde è risultata compresa tra 25 cm e 1 m circa, mentre il
periodo di picco tra 2 e 4 secondi.
355

Figura 4. 23 Serie temporali degli spostamenti verticali (rosso) e orizzontali (blu e verde)
della boa in un periodo di 30 minuti.
4.4 Risultati
Allo scopo di ricercare configurazioni che riproducano dinamiche simili in una
stessa area, oltreché di sviluppare metodologie comuni, i modelli oceanografici
numerici del Consorzio LaMMA e dell’IFREMER possono essere confrontati e
intercalibrati. Affinché le dinamiche riprodotte siano anche corrette, questo
processo deve essere integrato con quelli di calibrazione e validazione effettuati
tramite dati misurati.
Per questo motivo entrambi gli istituti hanno implementato su aree comuni, in
particolare il canale di Corsica (Figura 4.24), configurazioni dei modelli
(TuscanyROMS, Mars3dCorse) che producono mappe dei valori di differenti
parametri oceanografici (vedi, per esempio, Figure 4.25, 4.26).
356

Figura 4. 24 Mappe di correnti (LaMMA / IFREMER).
Figura 4. 24 Mappe di correnti (LaMMA / IFREMER).
Figura 4. 25 Mappa di temperatura (TuscanyROMS – Figura 4. 26 Mappa di salinità (TuscanyROMS –
Figura 4. 25 Mappa di temperatura LaMMA). (TuscanyROMS – Figura 4. 26 Mappa di salinità LaMMA). (TuscanyROMS –
LaMMA).
LaMMA).
357

Tali mappe permettono sia un confronto visivo sia con metodi di comparazione
di tipo statistico. Il risultato del confronto statistico può essere fornito in termini
sia di grafici comparativi che di parametri come per esempio MAE (Mean
Absolute Error), RMSE (Root Mean Squared Error) e MBE (Mean Bias Error).
In particolare MAE, RMSE e MBE normalizzati sono definiti da:
N
N
1
MAE y ~ 1
i yi
~
yi
N i1
N i1
N
N
1
2 1
RMSE (
y ~
i yi
)
~
yi
N i1
N i1
N
N
1
1
MBE (
y ~
i yi
)
~
yi
N i1
N i1
dove N è il numero di dati, mentre yi e ỹi sono i valori dei due modelli da
confrontare rispettivamente.
L’MAE misura la grandezza media degli scostamenti tra i dati che si stanno
confrontando, senza considerare la direzione di tali scostamenti, inoltre pesa
tutti gli scostamenti allo stesso modo. L’MAE fornisce quindi informazioni sulla
correttezza di un modello: più piccolo è il valore ottenuto, migliori sono i dati
ricavati. L’MAE non differenzia tra sovra- e sotto-stima.
L’RMSE misura la grandezza media degli scostamenti tra i dati che si stanno
confrontando, senza considerare la direzione di tali scostamenti. Poiché tali
scostamenti vengono elevati al quadrato prima di essere mediati, l’RMSE pesa
maggiormente i grandi scostamenti. L’MAE e l’RMSE possono essere usati
insieme per valutare la varianza tra gli scostamenti individuali tra i dati:
maggiore è la loro differenza, maggiore è la varianza. L’RMSE è sempre
maggiore o uguale all’MAE; se sono uguali, gli scostamenti hanno tutti la stessa
ampiezza. Anche l’RMSE non differenzia tra sovra- e sotto-stima.
L’MBE misura la grandezza media degli scostamenti tra i dati che si stanno
confrontando, tenendo conto della direzione di tali scostamenti. Anche l’MBE
fornisce informazioni sulla correttezza di un modello. Un valore positivo vuol
dire che i dati da validare rappresentano una sovrastima, viceversa nel caso di
un valore negativo. Inoltre, più piccolo è il valore ottenuto, migliori sono i dati
ricavati.
Gli indicatori normalizzati definiti sopra possono anche essere espressi in
percentuale. Il calcolo e l’analisi combinata di questi indicatori permette una
valutazione dell’accordo tra i dati.
Quanto detto vale per valori scalari (modulo della velocità, temperatura,
salinità, …); per quanto riguarda la direzione delle correnti, esprimibile tramite
valori angolari, è necessario utilizzare analoghi parametri e grafici di tipo
circolare.
Un esempio di comparazione tra il modello TuscanyROMS del LaMMA e
Mars3dCorse dell'IFREMER sul canale di Corsica è riportato nel seguito. In
particolare in Figura 4.27 sono messe a confronto le mappe di corrente sul
358

canale di Corsica, corrispondenti ad uno dei giorni della campagna MELBA,
ricavate dai due modelli.
Figura 4. 27 Mappe di corrente superficiale sul canale di Corsica
(TuscanyROMS/Mars3dCorse).
Come si osserva già nelle mappe ed è confermato dagli scatter plot riportati in
Figure 4.28, 4.29 e 4.30, non si ha un buon accordo tra i due modelli (in caso di
accordo i punti dovrebbero essere concentrati attorno alle linee continue).
Questo è evidenziato anche dagli alti valori dei parametri statistici riportati in
Tabella 4.1.
359

Figura 4. 28 Scatter plot delle velocità.
Figura 4. 29 Scatter plot delle direzioni.
360

Figura 4. 30 Scatter plot delle differenze tra direzioni.
Velocità Direzione
MBE -1.2 % circular MBE -18 %
MAE 57 % circular MAE 78 %
RMSE 71 % circular RMSE 97 %
r 0.13 circular r 0.07
Tabella 4. 1 Valori dei parametri statistici relativi al confronto tra TuscanyROMS e
Mars3dCorse.
Per avere un terzo termine di paragone, entrambi i modelli sono stati
confrontati con il modello MFS del progetto MyOcean. Tale modello ha una
risoluzione molto più bassa e corrisponde ad una media giornaliera, ma
rappresenta comunque un termine di paragone. Il confronto con il modello
TuscanyROMS è riportato in Figura 4.31 e Tabella 4.2, mentre il confronto con il
modello Mars3dCorse è riportato in Figura 4.32 e Tabella 4.3. Si osserva che il
terzo modello non presenta un buon accordo con i primi due, sebbene le
direzioni medie delle correnti sia più simili a quelle di Mars3dCorse che di
TuscanyROMS. Naturalmente il modelloMFS, a più bassa risoluzione, non è in
grado di evidenziare le strutture a scala più piccola rappresentate dagli altri
due.
361

Figura 4. 31 Mappe di corrente superficiale sul canale di Corsica
(TuscanyROMS/MyOceanMFS).
Velocità Direzione
MBE -56 % circular MBE 19 %
MAE 63 % circular MAE 119 %
RMSE 79 % circular RMSE 131 %
r -0.27 circular r 0.03
Tabella 4. 2 Valori dei parametri statistici relativi al confronto tra TuscanyROMS e
MyOceanMFS.
362

Figura 4.32 Mappe di corrente superficiale sul canale di Corsica
(Mars3dCorse/MyOceanMFS).
Velocità Direzione
MBE -54 % circular MBE -32 %
MAE 65 % circular MAE 99 %
RMSE 83 % circular RMSE 115 %
r -0.08 circular r -0.01
Tabella 4.3 Valori dei parametri statistici relativi al confronto tra Mars3dCorse e
MyOceanMFS.
Un ulteriore confronto può essere fatto tra i modelli TuscanyROMS del LaMMA
e Mars3dTuscany dell'IFREMER. Quest’ultimo modello è anch’esso basato su
Mars3d come il modello della Corsica, ma ha circa lo stesso dominio di
TuscanyROMS. Un esempio di comparazione è riportato nel seguito. In
particolare in Figura 4.33 sono messe a confronto le mappe di corrente,
corrispondenti ad uno dei giorni della campagna MILONGA, ricavate dai due
modelli, mentre in Tabella 4.4 sono riportati i rispettivi parametri statistici.
363

Figura 4. 33 Mappe di corrente superficiale sull’arcipelago toscano (Tuscany ROMS / Mars3D
Tuscany). Figura 4. 33 Mappe di corrente superficiale sull’arcipelago toscano (Tuscany ROMS / Mars3D
Tuscany).
Velocità Direzione
MBE Velocità -42 % circular Direzione MBE -4.3 %
MAE MBE 58 -42 % % circular circular MAE MBE 85 -4.3 % %
RMSE MAE 74 58 % % circular circular RMSE MAE 104 85 % %
RMSE r 0.20 74 % circular circular RMSE r 0.09 104 %
Tabella 4.4 Valori dei parametri r 0.20 statistici relativi circular al r confronto 0.09 tra TuscanyROMS e
Mars3dTuscany.
Tabella 4.4 Valori dei parametri statistici relativi al confronto tra TuscanyROMS e
Mars3dTuscany.
Tutti questi risultati indicano chiaramente che è necessario continuare ed
approfondire Tutti questi sia risultati l’approccio indicano sistematico chiaramente di intercalibrazione che è necessario tra modelli, continuare che le ed
metodologie approfondire di calibrazione sia l’approccio e validazione sistematico con di intercalibrazione dati sperimentali tra raccolti modelli, durante che le
campagne metodologie oceanografiche.
di calibrazione e validazione con dati sperimentali raccolti durante
Comunque, campagne grazie oceanografiche. alle campagne già svolte e all’utilizzo di dati satellitari, alla
comparazione Comunque, grazie tra modelli alle campagne è stato già già affiancato svolte e all’utilizzo un primo confronto di dati satellitari, con i dati alla
misurati. comparazione Per migliorare tra modelli la visualizzazione, è stato già affiancato la manipolazione un primo confronto e la comparazione con i dati
dei misurati. dati, sono Per state migliorare prodotte la visualizzazione, mappe in formato la manipolazione kml, visualizzabili e la comparazione
in Google
Earth. dei dati, Oltre sono ad state avere prodotte un’elevata mappe portabilità, in formato questo kml, formato visualizzabili permette in Google per
esempio Earth. Oltre di visualizzare ad avere facilmente un’elevata dati portabilità, e metadati, questo sovrapporre formato permette immagini, per
ingrandire esempio di aree visualizzare per un confronto facilmente più dati dettagliato, e metadati, rappresentare sovrapporre in immagini, modo
integrato ingrandire e compatto aree per tipologie un confronto di dati differenti. più dettagliato, rappresentare in modo
Alcuni integrato esempi e compatto di questo tipologie tipo di di rappresentazione dati differenti. sono riportate nelle figure
seguenti. Alcuni esempi In particolare, di questo le tipo Figure di rappresentazione 4.34, 4.35 e 4.36 rappresentano sono riportate nelle le mappe figure
(analoghe seguenti. a In quelle particolare, di Figure le 4.24, Figure 4.25 4.34, e 4.26) 4.35 di corrente, e 4.36 rappresentano temperatura e le salinità, mappe
rispettivamente, (analoghe a quelle visualizzate di Figure in 4.24, Google 4.25 Earth e 4.26) con di le corrente, rispettive temperatura scale di colore. e salinità,
rispettivamente, visualizzate in Google Earth con le rispettive scale di colore.
364

Figura 4. 34 Mappa di corrente in Google Earth (TuscanyROMS – LaMMA).
Figura 4. 35 Mappa di temperatura in Google Earth (TuscanyROMS – LaMMA).
365

Figura 4. 36 Mappa di salinità in Google Earth (TuscanyROMS – LaMMA).
In Figura 4. 37 sono rappresentate invece alcune traiettorie dei drifter lanciati
durante la campagna MILONGA. Osservando il tragitto di questi strumenti è
possibile individuare particolari strutture dinamiche delle masse d’acqua.
Inoltre si possono calcolare anche le velocità e direzioni delle correnti lungo le
traiettorie stesse.
366

Figura 4. 37 Traiettorie lagrangiane in Google Earth (drifters).
La Figura 4.38 rappresenta in modo compatto una mappa di tutte le misure
ADCP e CTD effettuate durante la campagna MILONGA. Spostando il cursore
sui punti indicati con un segnaposto, viene evidenziato il tipo di misura fatta.
Ciccando su tale segnaposto vengono mostrati sia i dati che i metadati del
profilo CTD, oppure i metadati del transetto ADCP (Figure 4.39 e 4.40).
367

Figura Figura 4. 38 Mappa 4. 38 Mappa in Google in Google Earth Earth delle misure delle misure ADCP ADCP (barchette) (barchette) e CTD e (punti) CTD (punti) durante durante la la
campagna campagna MILONGA. MILONGA.
Figura Figura 4. 38 Mappa 4. 38 Mappa in Google in Google Earth Earth delle misure delle misure ADCP ADCP (barchette) (barchette) e CTD e (punti) CTD (punti) durante durante la la
campagna campagna MILONGA. MILONGA.
Figura Figura 4. 39 Esempio 4. 39 Esempio di profilo di profilo CTD in CTD Google in Google Earth.
Earth.
Figura Figura 4. 39 Esempio 4. 39 Esempio di profilo di profilo CTD in CTD Google in Google Earth. Earth.
368

In Figura In Figura 4.40 sono 4.40 sono anche anche evidenti evidenti le velocità le velocità delle delle correnti correnti misurate misurate lungo lungo
alcuni alcuni transetti. transetti.
Figura Figura 4. 40 Esempio 4. 40 Esempio di transetto di transetto ADCP ADCP in Google in Google Earth. Earth.
Il formato Il formato kml permette kml permette un facile un facile confronto confronto anche anche tra i dati tra i del dati modello del modello e i dati e i dati
misurati, misurati, tramite tramite una semplice una semplice sovrapposizione delle delle immagini, immagini, come come illustrato illustrato
in Figura in Figura 4.41. 4.41. Tale Tale figura figura mostra mostra un buon un buon accordo accordo tra modello tra modello e misure, e misure, in in
corrispondenza di un di vortice un vortice di corrente; di corrente; in altri in altri casi l’accordo casi l’accordo con i con dati i dati
sperimentali sperimentali non è non così è buono. così buono.
369

Figura 4. 41 Confronto tra dati sperimentali e da modello (velocità e direzione delle correnti).
Oltre al confronto con i dati ricavati dalle campagne oceanografiche,
un’ulteriore comparazione può essere fatta anche con dati satellitari. In Figure
4.42 e 4.43 uno dei giorni della campagna MILONGA viene confrontato con i
dati di altimetria del database AVISO (i prodotti di altimetria sono stati generati
da SSALTO/DUACS e distribuiti da AVISO col supporto del CNES). Tali dati
permettono di ricavare le correnti geostrofiche, che rappresentano solo una
parte della circolazione e non tengono pienamente conto, per esempio, degli
effetti del vento, oltre ad essere dati giornalieri e a bassa risoluzione.
Nonostante questo essi permettono di evidenziare alcune strutture di
circolazione, come per esempio quella evidenziata in Figura 4.42 e riportata
ingrandita in Figura 4.43. Questa struttura si ritrova sia nei dati altimetrici che
in quelli del modello TuscanyROMS. D’altronde le correnti nell’area sud
presentano invece caratteristiche differenti.
In definitiva, come già detto, benché parte del lavoro sia già stato svolto, per
cercare di migliorare la previsione un lavoro sistematico di calibrazione e
validazione è tuttora in corso.
370

Figura 4. 42 Confronto tra modello TuscanyROMS e misure altimetriche.
Figura 4. 42 Confronto tra modello TuscanyROMS e misure altimetriche.
Figura Figura 4. 42 4. Confronto 42 Confronto tra modello tra modello TuscanyROMS e misure e misure altimetriche.
Figura 4.43 Confronto tra modello TuscanyROMS e misure altimetriche dal database AVISO
Figura (l’area 4.43 Confronto riportata corrisponde tra modello al TuscanyROMS rettangolo rosso e misure di Figura altimetriche 4.42 ). dal database AVISO
(l’area riportata corrisponde al rettangolo rosso di Figura 4.42 ).
Figura Figura 4.43 Confronto 4.43 Confronto tra modello tra modello TuscanyROMS e misure e misure altimetriche dal database dal database AVISO AVISO
(l’area (l’area riportata riportata corrisponde al rettangolo al rettangolo rosso rosso di Figura di Figura 4.42 ). 4.42 ).
371

5. I modelli a scala limitata: il caso di studio del Golfo di Orosei e
dell’Asinara
Pierluigi Cau, Maria Gabriella Mulas, Mariano Pintus, Giuliana Erbì, Roberto
Coni, Martina Coni, Rita Casula, Simone Manca, Antioco Vargiu, Davide
Muroni, Costantino Soru, Elisaveta Peneva.
La capacità di condividere strumenti di monitoraggio, di gestione e analisi
rappresenta per le aree marino costiere, da una parte, una via obbligata per
sfruttare in maniera ottimale le risorse di dati, conoscenze, metodi e strumenti,
dall’altra, questa è anche l’unica via percorribile per delineare politiche comuni
basate su conoscenze condivise, che sono necessarie nella gestione di un
ambiente che non ha confini naturali.
L'analisi numerica rappresenta nell'ambito delle scienze ambientali, uno
strumento di esplorazione fondamentale per estrarre dai dati le informazioni
relative ai rapporti fra diversi fattori all'interno del sistema studiato. La
struttura dei modelli, le scelte operative da effettuarsi tramite lo sviluppo di un
modello concettuale idoneo, deve quindi partire dall’analisi dei meccanismi
naturali e dall’identificazione delle interazioni più rilevanti, da prendere in
considerazione in relazione agli obiettivi prioritari.
La scelta della configurazione da adottare dipende anche dal dettaglio spaziale
dei dati a disposizione e da ciò che si decide necessario per i parametri da
ricostruire nelle aree di interesse. I modelli in generale sono guidati infatti dalle
condizioni iniziali e al contorno e può essere necessario il ricorso a uno o più
livelli di nesting (su domini innestati) (Lazure et al., 2008), per passare dalla
risoluzione delle condizioni iniziali e al contorno disponibili (fornite da modelli
di grande scala), a quella voluta per l’area di interesse (modello a scala locale).
La scelta della configurazione del modello di circolazione marina deve tenere in
conto il dettaglio spaziale dei dati a disposizione per la corretta inizializzazione
dei processi idrodinamici. La consistenza di tale processo di downscaling va
comunque verificata in base alle caratteristiche dei dati di partenza e
all’attendibilità richiesta per i valori prodotti.
In seno al progetto MoMar è stata sviluppata una catena modellistica atta allo
studio dei fenomeni marino-costieri ad elevata risoluzione spaziale. La catena
poggia su due codici idrodinamici complementari: il General Estuarine
Transport Model (GETM) (Burchard et al., 2012) elaborato per la risoluzione
generale dell’evoluzione idro-termodinamica marina e il General Ocean
Turbulence Model (GOTM) (Umlauf et al., 2012), realizzato per supportare
diverse modellazioni di diffusione turbolenta verticale e per fornire un kernel
basico di processi biogeochimici.
La catena è stata accoppiata ad un modello di fiume (SWAT) e ad un modello
lagrangiano di dispersione di inquinanti. La modularità della catena permette
una facile integrazione con sistemi di gestione ambientale di tipo DPSIR.
372

Durante il progetto, si è voluto valorizzare la replicabilità delle procedure
spingendo il software verso l’operazionalità. Nell'ottica di un servizio di
previsione integrale del ciclo idrico, sia di terra a scala di bacino, sia in ambiente
marino per le acque di costa, la catena previsionale è stata quindi integrata nel
framework tecnologico web-based in stretta connessione con la modellazione
idrologica. Di conseguenza i task relativi alla creazione dei setup di GETM, al
run del modello, al postprocessing e relativa archiviazione dei risultati sono
gestiti da procedure standardizzate e flessibili per riconfigurare velocemente la
catena previsionale su nuovi domini.
5.1 Il modello GETM
L’evoluzione temporale di un sistema marino è un tipico problema di
fluidodinamica studiato mediante diverse relazioni costitutive di base:
conservazione della massa (equazione di continuità), conservazione della
quantità di moto (equazione vettoriale di Navier Stokes), equazione di trasporto
e diffusione termica, equazione di trasporto e diffusione per la salinità,
equazione di stato per la densità.
In una formulazione tipica del problema (nel caso euleriano le variabili sono
calcolate su punti fissi del sistema), le equazioni costitutive del modello sono
espresse in termini di equazioni differenziali. GETM è un modello euleriano di
circolazione oceanica ottimizzato per risolvere problemi marino-costieri
caratterizzati da bassa batimetria, fenomeni tidali, apporti fluviali con eventuali
agenti biogeochimici (Burchard et al., 2002). Le caratteristiche principali per cui
è stato scelto GETM sono:
Modellazione della fisica:
- Equazioni tridimensionali per il flusso, la temperatura, la salinità e per le
grandezze scalari.
- Approssimazione idrostatica per la terza componente dell’equazione del
momento.
- Approssimazione di Boussinesq (fluido basicamente incomprimibile,
variazioni di densità mediante equazione di stato per i termini di
galleggiamento).
- Calcolo altezza della superficie libera mediante l’equazione di continuità.
- Modellazione in accoppiamento con GOTM 8 per i flussi turbolenti della
velocità e dei traccianti scalari (temperatura, salinita', etc).
Implementazione numerica:
- Griglia di calcolo con metodi numerici ai volumi e alle differenze finite.
- Coordinate verticali generalizzate “terrain following”.
8 L.Umlauf,H.Burchard,K.Bolding.GOTM. Per documentazione sul codice e test case:
http://www.gotm.net
373

- Scomposizione dell’integrazione temporale in contributi barotropici
bidimensionali (equazioni del moto mediate verticalmente) e baroclini
tridimensionali.
- Avvezione orizzontale integrata mediante schemi TVD (Total variation
diminishing) di alto ordine.
Caratteristiche computazionali:
- Codice scritto in FORTRAN 90/95 con struttura modulare.
- Possibilità di esecuzione codice in parallelo mediante tecnica di “domain
decomposition” in ambiente MPI.
- Possibilità di rilanciare facilmente il run mediante file di “hotstart”.
- Input/Output dei dati nel formato standard netcdf.
Per integrare le equazioni idro-termodinamiche, il modello marino GETM
necessita di opportune condizione iniziali e al contorno. Considerando che i
contorni di un generico dominio di calcolo sono: interfaccia superiore
atmosfera-mare, il fondale marino, eventuale interfaccia acqua-acqua in
condizioni di “open boundary”, eventuali immissioni fluviali, è necessario
porre (per ciascuna di tali interfacce) delle condizioni sui flussi di massa, di
momento e di energia. In Figura 5.1 sono schematizzate le interfacce e le relative
forzanti esterne che agiscono su un tipico dominio di calcolo di GETM.
Figura 5.1 Interfacce e le forzanti esterne che agiscono su un dominio di calcolo di GETM.
Per calcolare le forzanti all’interfaccia atmosfera-mare devono essere fornite le
seguenti grandezze meteorologiche sul dominio di integrazione:
Vento a 10m (o eventualmente il loro effetto sulla superficie del mare, il
“wind stress”).
Temperatura superficiale del mare.
Temperatura a 2m.
Pressione atmosferica.
374

Umidità relativa a 2m.
Copertura nuvolosa totale.
Tali dati tipicamente sono forniti da modelli meteorologici a scala limitata
(LAM). Le condizioni sul fondale marino sono poste mediante “non slip
conditions” con un opportuno smorzamento del flusso in prossimità del fondo.
Le condizioni marine (profili verticali di temperatura e di salinità) invece sono
ottenute generalmente da sistemi di monitoraggio oceanografici (ad esempio il
sistema globale di boe ARGO 9) e da modelli operazionali a scala globale e
regionale. Tali profili quindi vengono interpolati nel dominio per fornire la
condizione iniziale e eventualmente utilizzati come boundary conditions.
5.1.1 Accoppiamento GETM-GOTM
Per risolvere gli effetti del mixing verticale sulle equazioni del moto e sugli
scalari passivi, GETM si appoggia ai metodi di turbolenza codificati in GOTM
(modello monodimensionale per profili verticali) (Burchard et al., 1998).
GOTM può essere considerato una libreria di solutori di turbolenza verticale di
diversa complessità e costo computazionale. La selezione e la configurazione
del particolare solutore è fatta mediante un file di “namelist” in formato testo
(gotmturb.nml). Per la chiusura dei flussi turbolenti è possibile selezionare
semplici solutori algebrici, solutori di primo o secondo ordine.
L'interfaccia tra GETM-GOTM è bidirezionale: GETM fornisce a GOTM le
informazioni sul flusso e sulle boundary conditions per ciascun profilo verticale
del dominio, GOTM aggiorna le variabili di turbolenza come “eddy viscosity ”,
“eddy diffusivity”, energia cinetica turbolenta e parametri di stabilità della
colonna d'acqua.
Con una struttura simile alle chiamate di turbolenza, GOTM (v. 4.0)
implementa quattro moduli di modellazione biogeochimica:
1) NPZD: Il più semplice modello biogeochimico implementato in
GOTM è il NPZD composto dalle quattro variabili di stato: nutrienti,
fitoplancton, zooplancton, detriti (Figura 5.2).
2) IOW (ERGOM): Il modello, sviluppato da Neumann et al., consiste di
10 variabili di stato. Le variabili che definiscono i nutrienti sono costituite
da ammonio, nitrati e fosfati.
3) Fasham: Il modello, sviluppato da Fasham et al., consiste di 7 variabili
di stato. L'azoto è elemento base di scambio, considerato anche come il
principale costituente del macronutriente. Si compone di sette variabili di
stato.
9 Argo Data Management, http://www.argodatamgt.org/Access-to-data/Argo-data-selection
375

4) O-N-S-P-Mn-Fe RedOxLayer Model (ROLM): Il modello studia i
processi reattivi di questi elementi in sospensione in condizioni
subossiche o anossiche.
Figura 5.2
GOTM inoltre fornisce due ulteriori moduli: uno per la modellazione della
materia in sospensione, l'altro per lo sviluppo di modelli biogeochimici
“customizzati”.
Le attuali release ufficiali di GETM (versioni 1.8 e 2.0) non supportano
pienamente le routine biogeochimiche di GOTM: sebbene in tali versioni di
GETM siano previste chiamate ai moduli bio, tali chiamate non risultano
compatibili con le interfacce di GOTM. Si sono rese necessarie alcune modifiche
sia in GETM che in GOTM per testare l'accoppiamento bio tra i due modelli.
5.2 Modellazione oil-spill
Nel 2010 il numero di eventi riconducibili all’oil spill (da corrosione ed
incidente) è aumentato rispetto agli anni precedenti, nonostante le crescenti
risorse economiche immesse per il miglioramento dei processi produttivi e per
il controllo e la sicurezza. Il numero maggiore di incidenti è stato registrato
nella vicine acque del mare di Libia, dove, solo a marzo 2010, a seguito di
un'errata manovra sono stati sversati circa 2.000 barili di idrocarburi. Tuttavia
anche le coste italiane, interessate sempre maggiormente dal movimento dei
natanti, sono state oggetto di eventi di oil spill dovuti ad incidenti più o meno
importanti (come a Porto Torres nel Gennaio 2011). Questi eventi evidenziano
l’inefficienza dei sistemi di controllo e la mancanza di strumenti di analisi
efficaci.
376

In seno al progetto Momar è stato sviluppato e testato un modello
avvettivo/dispersivo bidimensionale a traccianti lagrangiani per simulare
eventi di oil-spill (rilascio di inquinante petrolifero in mare). Il modello utilizza
le correnti superficiali di GETM per trasportare un certo numero di traccianti
(ipotizzati, in questa fase, perfettamente aderenti alla superficie marina), in
accoppiamento con un modello stocastico che simula la dispersione turbolenta
rispetto al trasporto avvettivo. Il modello è stato implementato operativamente
a valle delle simulazioni di GETM ed è possibile lanciare le simulazioni
mediante interfaccia web.
Quindi sempre con lo stesso impianto modellistico si affronta il problema del
oil spill causato da sversamenti (anche accidentali) di idrocarburi. Il sistema
permette di prevedere gli impatti diretti degli sversamenti, quindi l’evoluzione
temporale delle aree interessate dai fenomeni di inquinamento (aree/spiagge
inquinate).
Il modello sviluppato è particolarmente adatto agli eventi di inquinamento di
breve durata, e si rivela utile a supportare il pianificatore nelle mettere in opera
strategie per il monitoraggio dei fenomeni di inquinamento: quindi
l’individuazione dei punti e della temporizzazione dei controlli. L’obiettivo
ambientale di questa parte del lavoro è quindi migliorare il controllo e la
gestione dell’area di costa con attivazioni di programmi di gestione ottimizzati,
migliorare la ricostruzione nel breve-medio-lungo periodo della dinamica
spazio temporale degli inquinanti evidenziando trend, correlazioni, ecc..
5.3 Configurazioni per le simulazioni operazionali
Per eseguire un run di GETM è necessario predisporre un opportuno ambiente
di lavoro con i file di configurazione ed i dati di input (condizioni meteo e
marine). Considerando una simulazione standard di GETM-GOTM su un
dominio “open boundary” sono necessari i seguenti file di configurazione:
- Batimetria in formato netcdf (file topo.nc) e definizione delle “open
boundary”, file di testo bdyinfo.dat.
- File di configurazione di GETM (getm.inp).
- File di configurazione di GOTM (gotmturb.nml).
I dati di input marini sono distinti in condizioni iniziali e in boundary
conditions, tale separazione permette di ottimizzare le risorse di storage in
quanto in questi ultimi file sono codificati solo i punti di open-boundary.
I dati marini sono:
1. Condizioni iniziali marine tridimensionali: temperatura e salinità di tutto
il dominio codificate in un file netcdf.
2. Boundary Condition marine tridimensionali: temperatura e salinità dei
soli punti di open- boundary oppurtunamente codificati in un file netcdf.
377

3. Boundary Condition marine di superficie: elevazione e flusso
barotropico dei soli punti di open boundary oppurtunamente codificati
in un file netcdf.
I dati meteo invece vengono specificati mediante una lista (meteofiles.dat) che
indirizza al loro archivio (file netcdf). A differenza dei dati marini, le scadenze
meteo necessarie per un intero run possono essere codificate in più file.
È intuitivo che per predisporre un run di GETM su un dominio arbitrario, è
vincolante che su quel dominio siano disponibili le informazioni di batimetria e
le forzanti meteo-marine relative al periodo di simulazione. Non sempre tali
informazioni sono pubblicamente disponibili con la qualità e la precisione
necessaria per eseguire un downscaling dinamico del GETM su griglie ad
altissima risoluzione.
In particolare i task relativi alla configurazione della catena modellistica si
posso sintetizzare in:
1. Creazione batimetria del dominio di studio.
2. Compilazione dei sorgenti di GETM, GOTM in dipendenza del dominio
scelto.
3. Configurazione e ottimizzazione dei principali “setting “della catena in
funzione del dominio scelto.
4. Creazione dei dati di input meteo-marini.
5.4 Applicazioni del modello a scala limitata all’area dell’Asinara e di Orosei
Per testare la catena modellistica marino-costiera sono state individuate in
Sardegna due aree pilota di particolare interesse per il loro ecosistema marino e
di pregio turistico: il golfo di Orosei, sul quale insiste la foce del fiume Cedrino
e il Golfo dell'Asinara su cui grava la zona industriale e portuale di Porto Torres
e dell'hinterland di Sassari (Vargiu et al., 2010). Su entrambi i siti quindi sono
significative le pressioni antropiche dovute all'urbanizzazione, all'attività
industriale ed agricola, al trasporto marino, ecc. Il sito del Golfo di Orosei
risulta ottimale per testare l'accoppiamento della modellistica idrologica (SWAT
applicato al bacino del Cedrino) con quella marino costiera, mentre nel sito del
Golfo dell'Asinara è stato possibile testare realisticamente il modulo di oil-spill
su un caso di sversamento accaduto in gennaio 2011. In Figura 5.3 sono
evidenziate le aree pilota selezionate per il progetto Momar.
378

Golfo dell’Asinara
Figura 5.3 Aree pilota selezionate per il progetto Momar.
Di seguito vengono elencate le diverse operazioni per la realizzazione,
l’esecuzione del modello e la visualizzazione dei risultati.
Creazione batimetria
Per simulazioni sulle zone marino-costiere della Sardegna la topografia di
riferimento GEBCO10 (topografia globale a 30'' di risoluzione) è stata integrata
con dati batimetrici costieri ad altissima risoluzione forniti dalla R.A.S.
ottenendo così una batimetria intorno alla Sardegna di alta qualità alla
risoluzione di 0.0016°. I particolari domini di studio vengono ritagliati da
questa batimetria mediante opportune procedure. Tali procedure producono
anche i file per dimensionare gli array di GETM in fase di compilazione e i file
di configurazione delle open-boundary. Per le aree pilota sono state realizzate
due configurazioni, una alla massima risoluzione (0.0016°) ed una ad una
10 http://www.gebco.net/
379
Golfo di Orosei e il bacino del
Cedrino

isoluzione intermedia (0.0048°). Tali configurazioni sono ottimizzate per
procedure di nesting.
Creazione delle IC e BC meteo
Attualmente la catena previsionale GETM-GOTM utilizza come forzanti meteo i
dati del modello globale NCEP-GFS11 alla risoluzione di 0.5°. Una procedura
programmata giornalmente su crontab si occupa di scaricare le scadenze del
GFS sull'area euro-mediterranea. Quindi la procedura processa tali dati in
modo che possano essere letti correttamente da GETM.
Creazione IC, BC marine
Poiché le misurazioni nel Mediterraneo delle principali forzanti marine
(correnti, temperatura, salinità, moto ondoso) sono eccessivamente rade
spazialmente e temporalmente per descrivere correttamente le condizioni
marine in prossimità della costa sarda, la catena modellistica deve appoggiarsi
ad un altro modello marino da cui interpolare le forzanti. Tale configurazione è
chiamata “one way nesting” e il modello che fornisce le condizioni è chiamato
“driver”. Considerando due tipiche configurazioni della catena modellistica,
climatologica e operativa, sono stati individuati due dataset di riferimento per il
Mediterraneo occidentale: il dataset Medar12 (1998-2001) per studi climatici
oceanografici e biochimici, e il modello operativo a circolazione regionale
MARS3D-MENOR sviluppato dall'IFREMER in seno al progetto PREVIMER13. In riferimento alla configurazione operativa, giornalmente viene aggiornato un
database locale dei run MARS3D-MENOR necessari a coprire una previsione
fino a 6 giorni. La procedura che crea le IC per GETM seleziona il file di
MARS3D di start, da questo ritaglia i campi tridimensionali di temperatura e
salinità di MARS3 sul particolare dominio di GETM interpolando verticalmente
su livelli standard di profondità e orizzontalmente sulla griglia di GETM. La
procedura quindi interpolala iterativamete sulle open boundary di GETM i
campi di MARS3D necessari a creare le BC tridimensionali e bidimensionali.
5.4.1 RUN del modello
Una volta completato l'ambiente di lavoro di GETM con i file di configurazione
del run e le forzanti meteo-marine è possibile lanciare il run. In funzione del
dominio e della risoluzione, il run richiede risorse di calcolo e di archiviazione
poco compatibili con le configurazioni hardware office desktop. È opportuno
lanciare il modello su hardware dedicato, possibilmente multiprocessore per
gestire contemporaneamente più run o per eseguire il run in parallelo. In tali
casi è conveniente implementare anche un gestore di code, quale ad esempio
11 http://www.emc.ncep.noaa.gov/GFS/
12 http://www.ifremer.fr/medar
13 http://www.previmer.org/
380

l'open source Sun Grid Engine 14. Per il progetto MoMar è stato dedicato
hardware specifico in modo da ricreare un ambiente di calcolo ad alte
prestazioni per gestire almeno quattro run concomitanti di GETM.
5.4.2 Gli output del modello di circolazione
In output GETM produce due file di dati (in formato netcdf) contenenti le
principali variabili prognostiche bidimensionali e tridimensionali. Le variabili
in uscita del modello e il passo temporale di analisi sono settabili nel file di
configurazione getm.inp. Per i casi dell’Asinara e di Orosei vengono salvati,
analizzati e archiviati le seguenti variabili:
File 2D: batimetria, elevazione, corrente bidimensionale media integrata
verticalmente, forzanti meteorologiche come vento e relativi sforzi sulla
superficie, pressione superficiale, temperatura e umidità, radiazione
solare incidente, divergenza e residuo della corrente integrata
verticalmente.
File 3D: spessore del volume di integrazione, flusso tridimensionale,
salinità, temperatura, densità differenziale dell’acqua, radiazione solare
filtrata, energia cinetica e dissipazione turbolenta, frequenza di
galleggiamento (Brunt-Vaisala) e frequenza di shear (derivata seconda
del flusso rispetto a z).
Poiché le variabili tridimensionali in output sono salvate sui livelli verticali
sigma, si esegue un'interpolazione su livelli standard (piani z) per avere le
informazioni a quote note. Quindi le variabili interpolate vengono convertite in
geotiff e opportunamente archiviate per poter essere visualizzate nell'ambiente
web-gis del portale.
Infine una procedura stima l'accordo tra il modello driver (MARS3D) e il run di
GETM calcolando gli scostamenti medi tra i due modelli a grande scala.
5.5 Alcuni risultati significativi
Di seguito vengono riportate alcuni risultati significativi del lavoro per le due
aree campione. In aggiunta alle analisi idrodinamiche per le due aree di studio,
per l’area dell’Asinara/Porto Torres, l’impianto modellistico è stato testato in
relazione all’evento di Oil Spill del 11-01-2011.
5.5.1 Simulazioni a scala limitata nel golfo di Orosei
Tramite il modello di circolazione è stato possibile studiare e simulare i processi
di circolazione nella zona di costa del golfo di Orosei e dell’Asinara.
14 http://wikis.sun.com/display/GridEngine/Home
381

Vengono mostrate l’evoluzione dell’effetto dell’immissione di acqua dolce dal
fiume Cedrino nel golfo di Orosei. L’idrodinamica costiera del golfo è
fortemente influenzata dagli apporti di acqua dal fiume Cedrino e dal campo
meteorologico locale. In particolare nelle mappe di Figura 5.4, si evidenzia il
campo delle velocità (correnti di superficie) e la distribuzione della salinità.
L’immissione di acqua dolce dal fiume crea un gradiente di salinità in
prossimità della foce e di conseguenza si instaurano gradienti di densità, moti
convettivi e mixing delle acque limitrofe. L'immissione fluviale è modellata nel
setup operativo del golfo di Orosei a 0.0048° utilizzando le portate medie
mensili di SWAT calcolate sul bacino del Cedrino.
Figura 5.4 Campo delle velocità superficiali e distribuzione della salinità.
382

La forzante fluviale in GETM è gestita in maniera opportuna dal programma e
permette di inserire parallelamente immissioni di acqua dolce da più corsi
d’acqua. In questa maniera vengono definiti i fiumi che insistono sui domini di
calcolo e le relative forzanti: portata, temperatura, salinità, ecc.
Di seguito (Figura 5.5) viene mostrata la distribuzione spaziale della
temperatura simulata per il giorno 15-11-2011 alle 0:00 lungo la superficie del
mare. Un’applicazione del portale permette inoltre di analizzare il profilo delle
temperature simulate lungo la verticale per ogni punto del dominio.
Figura 5.5 Distribuzione spaziale della temperatura simulata.
5.5.2 Test case oil-spill Porto Torres 11 Gennaio 2011: il modello dell’Asinara
Lo sversamento accidentale o peggio doloso di idrocarburi in prossimità delle
coste è riconosciuto come una delle principali cause di inquinamento delle
acque marine ed ha un grave impatto sia biologico che economico in
particolare. Nel Mediterraneo, a causa dell'alta frequenza di incidenti, sono stati
ratificati diversi trattati e convenzioni tra le nazioni costiere per la prevenzione,
il monitoraggio e la gestione di sversamenti. Il riferimento operativo per la
gestione di tali eventi è l'ente internazionale “Regional Marine Pollution
Emergency Response Centre for the Mediterranean Sea” (REMPEC15), che
fornisce supporto e procedure standardizzate per la risposta ad emergenze di
inquinamento marino.
Per fornire un servizio di assistenza alle gestione degli sversamenti in
prossimità dalla costa, un modello di oil-spill lagrangiano è stato sviluppato e
accoppiato alla catena modellistica marino-costiera ed è stato testato sul recente
evento accaduto a Porto Torres. Il modello di oil-spill si basa sui risultati del
15 http://www.rempec.org/index.asp
383

modello di circolazione dell’Asinara, sfruttando il campo delle velocità
superficiali. Di seguito venie descritto l'incidente, la metodologia del test-case e
i limiti dell’applicazione.
Descrizione Evento
La mattina del 11/01/2011, durante le operazioni di scarico della nave cisterna
Emerald presso il molo industriale di Porto Torres, una quantità stimata di 48,5
m3 di Orimulsion16 viene rilasciata in mare a seguito di una falla nell'oleodotto
trasportante il combustibile nella vicina centrale termoelettrica E.ON.
La dinamica dell'evento e la portata dello sversamento non sono state
prontamente ed esaustivamente denunciate da parte della ditta energetica,
cosicché anche l'azione di contenimento è stata tardiva ed inefficace.
La macchia è stata sospinta verso est, inquinando diffusamente il litorale di
Platamona. Nei giorni successivi si è riscontrato catrame anche nelle coste di
Castelsardo e Aglientu. Successivamente i venti di levante hanno fatto spostare
verso ovest l'inquinante coinvolgendo inizialmente le spiagge meridionali di
Stintino e successivamente la spiaggia della Pelosa e l'isola Piana.
A fine gennaio la maggior parte del catrame risultava spiaggiato, coinvolgendo
complessivamente un centinaio di chilometri del golfo dell'Asinara.
Figura 5.6
In Figura 5.6 è mostrata la mappa delle coste in cui è stato segnalato
inquinamento a seguito dello sversamento.
16 Approfondimenti sulle caratteristiche dell'Orimulsion e del suo impatto ambientale sono
disponibili nel sito del “U.S. Environmental Protection Agency”:
http://www.epa.gov/nrmrl/pubs/600r01056/600r01056.htm
384

Metodologia dei test
Considerando le frammentarie informazioni sulla dinamica dell'evento, si sono
predisposti diversi setup (sia della catena idrodinamica sia del modello di oil
spill) che tenessero conto delle incertezze dell'evento.
La catena modellistica è stata eseguita in modalità nesting GETM 0.0048°-
GETM 0.0016°, con run di spinup per entrambe le configurazioni (Cau et. Al,
2011). Il periodo di test, dal 10 al 30 gennaio, è stato coperto considerando una
configurazione operativa di quattro run discontinui: sei giorni di previsione
per il setup a 0.0048°, cinque giorni di previsione per quello a 0.0016°. Inoltre si
sono testate le configurazioni con forzante di vento GFS e quello di MARS3D.
Una volta prodotte le previsioni marine di riferimento si è proceduto a testare e
calibrare il modello di oil-spill. Per verificare quale configurazione fosse più
rispondente alla dinamica dell'incidente, si sono perturbate progressivamente le
condizioni iniziali variando posizione, tempistica e quantità dell'inquinante
sversato, contemporaneamente si sono testati diversi valori di dispersione
turbolenta. I vari test sono stati confrontati con le immagini satellitari diffuse
dalla società e-GEOS 17 , specializzata in telerilevamento ed osservazioni
terrestri.
Di seguito sono evidenziati alcuni risultati, suddivisi per forzante eolica. Per i
vari test la condizione iniziale è costruita modellando la prima immagine
satellitare disponibile (11 gennaio ore 10.10 UTC), ovvero riprendendo la forma
macroscopica dell'inquinate nelle prime ore di rilascio.
Setup GETM 0.0016 con vento GFS
Vedi Figure 5.7, 5.8 e 5.9.
Figura 5.7 GETM 0.0016°. Fase iniziale 11 jan, h 09.00 - Immagine di riferimento e-GEOS.
17 http://www.e-geos.it
385

Figura 5.8 GETM 0.0016°. Istante del 14 jan, h 06.00 - Immagine di riferimento e-GEOS.
Figura 5.9 GETM 0.0016°. Istante del 28 jan, h 18.00 Immagine di riferimento e-GEOS.
I test con vento GFS mostrano un buon accordo con la fase iniziale dell'evento
(inquinamento della parte orientale del golfo), tuttavia i test non predicono
sufficientemente bene l'inquinamento a fine mese nelle coste di Stintino e in
prossimità dell'Asinara. In particolare, confrontando la rilevazione satellitare
dell'inquinante in data 14 Gennaio, si nota un discreto accordo con il baricentro
della dispersione lagrangiana. Per il 28 gennaio la rilevazione satellitare non
segnala macroscopiche aree di idrocarburi (flag “clean sea”), mentre nella
simulazione vi è una certa quantità di inquinante nelle acque di Platamona in
lenta deriva verso Stintino. Le cause di queste differenze possono essere
ricercate nella scala di rilevazione satellitare che non ha lo stesso grado di
risoluzione spaziale dell’analisi modellistica, nella scarsa risoluzione delle
forzanti meteorologiche, nell’incertezza dei volumi sversati di idrocarburi.
Tuttavia al di là delle comprensibili differenze il modello ha colto gli aspetti
salienti del processo di inquinamento.
386

Setup GETM 0.0016 con vento MARS3d
Vedi Figure 5.10, 5.11, 5.12 e 5.13.
Figura 5.10 GETM 0.0016°. Cond. iniziale 11 jan, h 09.00 - Immagine di riferimento e-GEOS.
Figura 5.11 GETM 0.0016°. Cond. iniziale 11 jan, h 09.00 - Immagine di riferimento e-GEOS.
Figura 5.12 GETM 0.0016°. Istante del 14 jan, h 06.00 - Immagine di riferimento e-GEOS.
387

Figura 5.13 GETM 0.0016°. Istante del 28 jan, h 18.00 - Immagine di riferimento e-GEOS.
I test con vento MARS3D tendono a trasportare eccessivamente la macchia di
inquinate verso ovest, come mostra il confronto con l'immagine satellitare del
14 gennaio. Segue che la parte orientale del golfo risulta marginalmente
coinvolta nell'evento. Infatti a fine test, immagine del 28 gennaio, si nota che la
maggior parte dell'inquinante viene trasportato verso le coste di Stintino,
sopravalutando in quella zona la portata dell'evento.
Anche in questo caso la simulazione ha evidenziato alcuni elementi importanti
d’accordo con le frammentarie informazioni disponibili ma anche di
differenziazione.
I tanti test, portati avanti in questa attività, hanno messo ulteriormente in
evidenza la necessità di disporre di previsioni meteorologiche affidabili alle
scale locali e di avere una caratterizzazione dell’incidente (quando, dove,
quanto inquinante) affidabile per limitare gli elementi di incertezza che
altrimenti devono essere introdotti nella simulazione.
388

6. L’impatto della modellistica idrologica a scala di bacino per la gestione
delle aree costiere
Pierluigi Cau, Luca Angeli, Maria Gabriella Mulas, Mariano Pintus, Giuliana
Erbì, Roberto Coni, Martina Coni, Rita Casula, Simone Manca, Antioco Vargiu,
Davide Muroni, Costantino Soru, Elisaveta Peneva, Raffaella Ferrari, Roberto
Costantini.
Le fonti di inquinamento di origine terreste costituiscono la quota
preponderante delle pressioni che insistono sul delicato ambiente del mar
Mediterraneo. In aggiunta ai processi produttivi agro-zootecnici, sono gli
intensi processi di urbanizzazione e industrializzazione degli ultimi decenni che
stanno provocando nelle regioni costiere seri problemi sanitari e ambientali
all’ecosistema del bacino del Mediterraneo.
Lo studio delle acque marino costiere non può prescindere dall’analisi e dalla
corretta caratterizzazione dei processi atmosferici, di quelli idrologici che
avvengono nel bacino drenante gravante sulla zona di litorale (vedi per
esempio Figura 6.1) (ciclo dell’acqua e dei nutrienti con la determinazione delle
pressioni e dei relativi impatti da fonti diffuse e puntuali sulla acque di costa),
dalla valutazione dell’impatto delle opere a mare, del traffico dei natanti, degli
scarichi diretti a mare anche derivanti da eventi accidentali, dell’acqua-coltura e
più in generale di tutte le pressioni antropiche (delle aree a vocazione turistica,
industriale e/o fortemente antropizzate).
Figura 6.1 Fasi dell’evoluzione del modello.
Durante il progetto è stata avviata un’attività di modellistica idrologica a scala
di bacino per valutare i carichi di acqua dolce, sedimenti e nutrienti che dal
bacino idrografico si versano a mare. L’attività ha riguardato, nello specifico,
l’analisi dell’impatto delle pressioni antropiche (civile, agro zootecnica, e
industriale), per il bacino del Cedrino (Sardegna), e per quello dell’Ombrone
(GR) in Toscana.
I due domini ad altissima risoluzione, sul Golfo di Orosei e sull’area
dell’Arcipelago Toscano attorno alla Foce dell’Ombrone, si appoggiano
389

ispettivamente sul modello GETM, a cura di Sardegna Ricerche, e sui modelli
MARS3D e ROMS, a cura di IFREMER e LAMMA. In entrambe le aree si è
adottata la scelta comune di utilizzare i dati del modello idrologico SWAT che
permette la valutazione, oltre del deflusso fluviale, anche di variabili importanti
quali sedimenti e nutrienti.
L’idea dell’iniziativa è valutare la fattibilità tecnica dell’utilizzo congiunto di
modelli a scala di bacino e di modelli di circolazione marina a scala limitata.
L’obiettivo è sviluppare e sperimentare uno strumento di analisi integrato dal
bacino drenante al mare.
6.1 Il modello SWAT
Il Soil Water and Assessment Tool (SWAT), sviluppato originariamente come
estensione del Simulator for Water Resources in Rural Basins (SWRRB) dal
Texas Water Resource Institute in College Station. SWAT è un modello di
bacino continuo e spazialmente semidistribuito, che opera su spazi di tempo
giornalieri. Esso simula il movimento del deflusso, dei sedimenti, dei nutrienti e
dei pesticidi attraverso un bacino idrografico e consente di valutare le risorse
idriche e l’inquinamento da fonti diffuse in grandi bacini. Il modello è stato
messo a punto da USDA (United States Department of Agriculture) ed è stato
sviluppato come un’estensione del SWRRB (Simulator for Water Resources in
Rural Basins). In particolare, i modelli che hanno contribuito significativamente
allo sviluppo di SWAT sono: il CREAMS (Chemicals, Runoff, andErosion from
Agricultural Management Systems) (Knisel, 1980), il GLEAMS (Groundwater
Loading Effects on Agricultural Management Systems) (Leonard et al.1987) e
l’EPIC (Erosion-Productivity Impact Calculator).
Le diverse fasi dell’evoluzione del modello sono rappresentate nella figura
riportata di seguito (Figura 6.2).
390

Figura 6.2 Fasi dell’evoluzione del modello.
SWAT viene utilizzato in ambiente GIS (ESRI Arcview con l'estensione di
Spatial Analyst). L’interfaccia GIS in particolare crea dei file che vengono
utilizzati come input del modello, e oltre a fornire uno strumento di
visualizzazione dei risultati, permette di effettuare anche analisi statistiche di
vari scenari sulla quantità e qualità della risorsa idrica del bacino.
Il modello SWAT è un sistema di modellizzazazione deterministico, quasidistribuito,
che è stato creato principalmente per valutare gli effetti a lungo
termine della gestione del territorio sull’acqua, sedimenti e sostanze chimiche in
bacini idrografici estesi e complessi, caratterizzati da diversi tipi di suolo, usi
del territorio e da diverse tipologie di gestione del suolo. Il modello non è
invece stato progettato, ad esempio, per la simulazione di singoli eventi di
piena.
Il modello ha una base fisica, non incorpora equazioni di regressione per
descrivere le relazioni tra le variabili d’ingresso e di uscita, ma necessita di
specifiche informazioni sul clima, sulle proprietà del suolo, sulla topografia,
sulla vegetazione e sulle pratiche agronomiche, civili e industriali che
avvengono nel bacino. SWAT è efficiente dal punto di vista computazionale,
consente cioè di studiare processi particolari, come il trasporto dei batteri e
incorpora un generatore di clima per analizzare gli impatti a lungo termine
delle diverse strategie di gestione del territorio anche in assenza di dati
osservati. Il modello riesce a ben simulare il trasporto solido all’interno del
bacino anche in alcuni casi viene sottostimato nei mesi in cui i corsi d’acqua
presentano una portata elevata. La maggior quantità di sedimento e di
inquinante viene trasportato durante gli eventi estremi di breve durata e quindi
la predizione di questi eventi è fondamentale per fronteggiare i problemi di
inquinamento non localizzato.
391

Il modello suddivide l'area di studio in aree specifiche dette HRU (Hydrologic
Response Unit) caratterizzate da parametri omogenei di elevazione, pendenza,
tipo di suolo, uso del suolo, dati agricoli, e valuta per queste il bilancio
idrologico e l'erosione del suolo su un arco temporale maggiore di un anno.
Questa funzionalità particolarmente utile in presenza di aree caratterizzate da
diversi usi del territorio e da diverse tipologie di suoli. Le equazioni vengono
calcolate per ogni HRU separatamente; il ruscellamento superficiale e il calcolo
della portata sono direzionate alla HRU adiacenti fino ad arrivare allo sbocco di
ogni sottobacino (Arnold et al., 1999).
La simulazione dei fenomeni che avvengono nel bacino è suddivisa in due
parti:
a) la prima parte è la “land phase of the hydrologic cycle” ovvero la
fase terrestre del ciclo idrologico nella quale si analizzano i carichi idrici,
di sedimenti, di nutrienti e di pesticidi originati in ciascun sub-bacino e
immessi nel canale principale.
b) la seconda parte è la “routing phase of the hydrologic cycle“ o fase
dell'acqua nella quale viene valutato il trasferimento di acqua, sedimenti,
etc. attraverso la rete idrografica sino all’uscita dal bacino.
Poiché le componenti del bilancio dell’acqua condizionano tutti i processi che
avvengono nel bacino, per prevedere con un buon grado di attendibilità il ciclo
dei sedimenti e dei nutrienti, il ciclo idrologico deve essere calibrato e validato
per primo.
6.2 Il caso di studio del Cedrino
Il bacino idrografico del fiume Cedrino, è ubicato nella Sardegna centroorientale
e interessa aree territoriali appartenenti alle regioni del Nuorese, della
Barbagia di Ollolai e della Baronia, tutte comprese nella Provincia di Nuoro. Il
fiume Cedrino nasce dal monte Novo San Giovanni e scorre per circa 60 Km
lungo un percorso, dapprima in direzione Sud-Nord con andamento irregolare,
poi in direzione Ovest-Est sino al Golfo di Orosei dove sfocia nel Mar Tirreno.
Lungo il suo percorso il Cedrino incontra una serie di affluenti, fra i quali
ricordiamo il Rio de Su Gremini, il Rio Flumineddu e il Rio Isalle.
392

Figura 6.3 Bacino idrografico del Cedrino (Sardegna Orientale, Italia).
Complessivamente l'intero bacino del Cedrino si estende per circa 1090 km 2 , ed
è delimitato a Nord da rilievi minori, a Sud dalle propaggini settentrionali del
Massiccio del Gennargentu, a Ovest dall'altopiano nuorese e a Est dal Mar
Tirreno (Figura 6.3).
Il clima è prevalentemente di tipo mediterraneo con notevoli variazioni
dipendenti dalla vicinanza al mare, dall'altitudine e dall'esposizione. In
generale, nel complesso del bacino, a inverni miti si alternano estati aride e
calde.
La piovosità ha discreti valori solo in corrispondenza dei rilievi più alti, circa
1400 mm sui monti del Gennargentu, meno di 500 mm nelle pianure e nelle aree
costiere.
Il bacino del Cedrino presenta formazioni geomorfologiche assai eterogenee sia
per età sia per origine e tipologia, che danno vita a paesaggi assai diversificati
fra di loro. Il territorio è costituito essenzialmente da graniti e metamorfiti,
nonché da rilievi calcarei-dolomitici. Nei rilievi calcarei risalenti al mesozoico
non è infrequente l'azione del carsismo, sia con forme di superficie tipo karren,
doline o canyon, sia con forme sotterranee.
Il paesaggio è estremamente variegato e suggestivo, va da ambienti aspri e
spogli a zone verdi e ricche di vegetazione; da ampie vallate e pianori a pareti
rocciose e valloni spesso ricchi di insenature; da altopiani granitici a paesaggi
carsici.
Più esattamente la vegetazione spontanea è per lo più intatta nelle zone interne
ed impervie, mentre nelle zone abitative la pressione antropica, lo sfruttamento
del suolo, i pascoli e gli incendi hanno spesso modificato il paesaggio naturale.
393

L'attività agricola prevalente è data dalla viticoltura e dall'olivicoltura, minore è
la coltivazione dei frutteti e dei cereali.
La gran parte del territorio ha componente arborea ed arbustiva (olivastri, lecci,
sugherete, corbezzoli e lentischi) ed è adibita al pascolo di ovini, bovini, suini
ed equini.
6.2.1 L'idrografia superficiale e sotterranea del Cedrino
Al bacino del Cedrino fanno capo un numero considerevole di corsi d'acqua in
gran parte a regime torrentizio con portata massima nel periodo autunnoinvernale
e minima in estate.
Per quanto riguarda le acque sotterranee si ha una considerevole circolazione
idrica sopratutto nei complessi ad alta permeabilità calcareo-dolomitici
mesozoici delle Baronie di Siniscola e Dorgali, del Supramonte di Oliena e di
Orgosolo e dei tacchi della Barbagia. Queste formazioni rocciose, con i loro vasti
sistemi di grotte e con altre cavità carsiche, nutrono le più importanti sorgenti
dell'isola, prima fra tute quella de “Su Gologone”.
Il più importante dei laghi artificiali ricadenti nel bacino idrografico, il lago del
Cedrino, costituisce la fonte di alimentazione per gli usi irrigui, potabili ed
industriali di diversi centri di domanda e per la produzione di energia elettrica.
La diga sul Fiume Cedrino a Pedra e' Ottoni, situata nel comune di Dorgali, è
stata completata nel 1984 sul fiume omonimo mediante un sbarramento di tipo
rockfill, che ha portato alla creazione di uno specchio lacustre la cui superficie
alla quota di massima regolazione (103 metri s.l.m.) può ricoprire un'area di 1,7
km 2.
Il lago, delimitato sulla sinistra dalle alte pareti basaltiche dell'altopiano di
“Gallei su Giuncu”, è alimentato anche da diverse sorgenti carsiche.
In diversi periodi dell'anno le acque del fiume Cedrino originano stagni e
impaludamenti, tipici di una foce intermittente, tra cui la palude di Osalla, che
occupa la depressione retrodunare. La palude si sviluppa in una stretta fascia di
territorio, di ampiezza massima di circa 100 metri, in cui sono conservati i
paleo-alvei e i canali di magra delle antiche foci del Cedrino.
6.2.2 Messa in opera del modello
La fedeltà della riproduzione dei diversi fenomeni che avvengono all’interno
del bacino idrografico è strettamente correlata alla quantità e alla qualità dei
dati forniti al modello.
La distribuzione spaziale dei dati rende i modelli HWQ (Hydrologic and Water
Quality) integrati ai sistemi GIS (Sistemi Geografici Informativi), strumenti
potenti per la descrizione dei fenomeni che avvengono nel bacino idrografico.
394

In questa fase del lavoro i dati archiviati negli archivi della regione sono stati
attentamente valutati e utilizzati per la messa in opera del modello idrologico
per il caso di studio. In particolare sono stati usati dati descrittivi della
geometria del bacino (DEM, idrografia superficiale e spartiacque), del suolo
(tipologie, spessori e caratteristiche) e della sua copertura e uso.
Definizione degli spartiacque e della rete idrografica
I valori dell’elevazione del terreno costituiscono il supporto indispensabile delle
analisi idrologiche. Il profilo altimetrico del bacino viene generalmente
rappresentato nei modelli integrati ai sistemi GIS attraverso i modelli digitali
(Digital Elevation Model, DEM) e più precisamente se riferiti al terreno dal
DTM (Digital Terrain Model). I risultati del modello sono condizionati dalla
risoluzione e dalla qualità del DTM, dipendenti pertanto dalla qualità e
distribuzione spaziale dei dati di elevazione utilizzati.
Per il caso di studio è stato valutato sia l’utilizzo del DTM (SAR) passo 10 mt
elaborato nel 2004 dal TIN della DIGITALIA, sistema di riferimento Gauss-
Boaga, fornito dalla RAS (Assessorato Enti Locali, Finanze e Urbanistica), sia
l’elaborazione del DTM sulla base del database topografico multi precisione
(DBMS) in coordinate WGS84, predisposto dalla stessa RAS e reso disponibile
nel maggio del 2010.
Sulla base di queste informazioni è stato quindi delineato il reticolo fluviale
virtuale e i relativi punti di connessione nelle diverse ramificazioni,
localizzando in tal modo le sezioni di chiusura dei sub-bacini (Outlet nella
nomenclatura di SWAT). Il grado di sviluppo delle ramificazioni e quindi il
numero dei relativi punti di giunzione sono condizionati dal valore minimo
dell’area drenante impostato dal modellatore, nel nostro caso pari a 1000 ha.
Sulla base delle giunzioni delle rete idrografica virtuale e dell’orografia si
delineano gli spartiacque dei sub-bacini, che costituiscono l’entità di dettaglio di
maggiori dimensioni suscettibile di ulteriori partizionamenti e
contemporaneamente, in funzione della sezione di chiusura indicata, lo
spartiacque principale. Alternativamente è possibile introdurre nel modello una
rete idrografica predefinita.
395

Figura 6.4 Sub-bacini e rete idrografica virtuale ricostruita dal modello.
In questa fase sono state inoltre definite le specifiche sezione di chiusura
intermedie di interesse (Outlet) in corrispondenza delle stazioni di rilevamento
delle portate o di monitoraggio della qualità dell’acqua, la posizione delle fonti
puntuali (Inlet) quali depuratori civili o industriali e la posizione delle opere di
ritenuta (diga Pedr’e Othoni).
Per l’analisi del bacino idrografico delineato da SWAT si è scelto di utilizzare il
modello del terreno specificatamente creato dal database DBMP per la maggior
aderenza alla realtà in studio.
Definizione delle unità di risposta idrologica (hru)
Il modello SWAT permette la suddivisione dei sottobacini idrografici in aree
omogenee di estensione ridotta soggette agli eventi atmosferici distribuiti e
condizionate dai processi idrologici delle aree adiacenti.
In SWAT le aree o unità omogenee di risposta idrologica (HRU) vengono
individuate sulla base dell’uso del suolo, dei parametri pedologici del suolo e
della pendenza del terreno. Le diverse pratiche di uso del territorio sono
ovviamente determinanti anche sui carichi degli inquinanti di origine agrozootecnica.
Ciascuna HRU, caratterizzata dalla combinazione unica di detti parametri, ha
una specifica risposta idrologica, la somma delle cumulate di ogni sub-bacino
costituirà la risposta complessiva allo spartiacque. La definizione delle HRU è
condizionata dal livello di dettaglio di descrizione del territorio richiesta al
396

modello. Il valore minimo è costituito da un'unica HRU per ciascun sub-bacino
individuata sulla base dell’uso e tipologia di suolo dominante e un'unica classe
di pendenza, mentre precisioni più elevati possono essere raggiunti scegliendo
di definire HRU multiple, in questo ultimo caso è possibile definire delle soglie
di area minima considerabile (in valore percentuale) che permettono di
trascurare eccessive parzializzazioni dei suoli.
Uso del suolo (Landuse)
Le informazioni sull’uso del suolo utilizzate sono state dedotte dalla carta
dell’uso del suolo della Sardegna realizzata dalla RAS nel 2008. E’ una carta
costruita, con alcuni adeguamenti alla specificità regionale, secondo la
metodologia di classificazione standard delle entità territoriali della legenda
CORINE (Coordination Information Enviroment) Land Cover (CLC). La
legenda è organizzata gerarchicamente secondo la classificazione di dettaglio
delle cinque categorie CLC fino a 5 livelli. La scala di riferimento è 1:25.000,
l'unità minima cartografata è di 0,5 Ha all'interno dell'area urbana e di 0,75 Ha
nell'area extra urbana.
Le diverse tipologie di uso del suolo rappresentate nel database secondo la
codifica CORINE sono state comparate e associate alle rispettive specifiche
utilizzate dal modello SWAT e quindi inserite in una tabella (lookup table).
Successivamente attraverso le funzionalità GIS, la carta dell’uso del suolo,
suddivisa nelle due parti, forme lineari e poligonali è stata “ritagliata” secondo
la linea dello spartiacque e quindi convertita in formato GRID.
La mappa è stata quindi processata dal modello e alle diverse entità territoriali
rappresentate, tramite la tabella denominata “lookup table”, sono stati associati i
rispettivi codici dell’uso del suolo specifici del modello. La distribuzione degli
usi del suolo è riportata nella Figura 6.5.
397

Figura 6.5 Uso del suolo ricostruito sulla base della studio Corine LandCover.
Un elemento di incertezza e di complessità, quasi sempre presente nelle analisi
idrologiche, viene introdotto dallo scarto temporale tra il periodo di
realizzazione della carta e quello analizzato nella modellazione. La variabilità
della copertura del suolo (vegetazione, usi, ecc.) può essere determinate, tra
l’altro, in territori come quelli della Sardegna dove sono numerosi gli incendi.
Caratteristiche del suolo (Soil):
Per la definizione delle caratteristiche dei suoli si è fatto riferimento ad un
database geo-pedologico (Cadeddu e Lecca 2003) realizzato secondo la struttura
del database dei suoli interno al modello e quindi direttamente interfacciabile
allo stesso. I dati del tipo di suolo utilizzati per la creazione della banca dati
derivano da diversi studi geopedologici precedenti (Arangino, et al., 1986; Aru
et al., 1991; Montanarella, 1999).
La distribuzione spaziale dei profili del suolo è rappresentata nella carta geopedologica
da poligoni opportunamente codificati. Anche in questo caso la
mappa è stata “ritagliata” secondo la linea dello spartiacque e quindi convertita
in formato GRID.
398

Figura 6.6 Distribuzione tipologie suoli ricadenti nel bacino idrografico in studio.
Si evidenzia che all’interno dello stesso poligono che rappresenta un’unita
territoriale possono essere presenti diverse tipologia di suolo, attraverso
l’opzione “Stmuid” utilizzata viene considerato il profilo dominante. La
distribuzione delle tipologie di suolo è riportata nella tabella di seguito.
SWAT consente di introdurre nella zona di evapotraspirazione o “root zone”,
identificata generalmente come suolo, dieci diversi orizzonti.
Una volta definita la distribuzione dell’uso e delle tipologie di suolo è possibile
procedere con la creazione delle HRU.
Nel nostro caso la metodologia selezionata, prevede la definizione delle HRU
con gli usi e le tipologie dei suoli, ovvero le unita territoriali dominanti nel subbacino,
considerando inoltre un'unica classe di pendenza.
399

Figura 6.7 Caratteristiche e distribuzione dei suoli dominanti nel bacino
6.2.3 Calibrazione del modello idrologico
La calibrazione manuale è intuitiva e utile come esercizio, tuttavia è assai
laboriosa e i risultati sono spesso soggettivi. Durante il lavoro si è applicata una
procedura di ottimizzazione della funzione obiettivo (FO) che consente di
minimizzare gli scarti tra le portate simulate e quelle osservate, fornendo
contestualmente il grado di incertezza dei valori attribuiti ai vari parametri.
Gli algoritmi che ottimizzano la FO fondati su un campionamento casuale,
esplorano l’intero spazio dei parametri superando le diverse regioni di
attrazione dovute alla presenza di ottimi locali. Il software SWAT-CUP è stato
utilizzato per l’ottimizzazione. Questa è un‘interfaccia che collega il modello
SWAT alle metodologie GLUE (Generalized Likelihood Uncertainty Estimation,
Beven and Binley 1992), PARASOL (Parameter Solution, van Griensven and
Meixner 2006), SUFI-2 (Sequential Uncertainty FItting, Abbaspour et al. 2007) e
MCMC (Markov Chain Monte Carlo, Kuczera and Parent, 1998).
Nel caso di studio si è utilizzata la procedura SUFI-2, una procedura
concettualmente similare a GLUE in cui l’incertezza dei parametri include tutte
le fonti di incertezza come quelle relative alle variabili principali (ad es. le
precipitazioni), al modello, ai parametri e ai dati osservati. Il grado d’incertezza
complessivo è quantificato dal valore dell’indice P-factor, che rappresenta la
percentuale dei dati registrati, ricadenti all’interno dell’intervallo
corrispondente a un’incertezza nella previsione del 95% (95PPU).
Gli estremi dell’intervallo 95PPU corrispondono alla probabilità del 2,5% e del
97,5% della distribuzione dei valori della variabile di output, che riflette tutte le
forme di incertezza, ottenuta attraverso un campionamento Latin Hypercube.
Un altro indicatore utilizzato per quantificare i risultati dell’analisi di incertezza
e di calibrazione è l’R-factor che è dato dal rapporto tra la larghezza media della
banda 95PPU e la deviazione standard dei dati misurati.
Il concetto fondamentale sintetizzato nella metodologia SUFI-2 esprime la
relazione tra l’aumento dell’incertezza dei parametri e il corrispondente
aumento dell’incertezza dei risultati della modellazione. Quindi inizialmente
400

prevede un ampia incertezza del parametro, all’interno di un intervallo
fisicamente
prevede un
congruo,
ampia incertezza
affinché i dati
del parametro,
misurati inizialmente
all’interno
cadano
di un
all’interno
intervallo
fisicamente
della banda
congruo,
95 PPU,
affinché
successivamente
i dati misurati
procedendo
inizialmente
per
cadano
iterazioni,
all’interno
riduce
l’incertezza
della
l’incertezza
banda
e monitorizza
95 PPU, successivamente
gli indici P-factor
procedendo
e l’R-factor. In
per
ciascuna
iterazioni,
iterazione
riduce
il
l’incertezza
precedente intervallo
e monitorizza
dei valori
gli indici
dei
P-factor
parametri
e l’R-factor.
viene sistematicamente
In ciascuna iterazione
ridotto in
il
precedente
modo che sia
intervallo
centrato
dei
attorno
valori
alla
dei
simulazione
parametri viene
migliore.
sistematicamente ridotto in
modo che sia centrato attorno alla simulazione migliore.
Teoricamente i valori del P-factor variano nell’intervallo 0-100% mentre l’R-
Teoricamente i valori del P-factor variano nell’intervallo 0-100% mentre l’Rfactor
è compreso tra 0 e . Un valore di P-factor pari a 1 e un R-factor pari a 0
sono
factor
sono caratteristici
è compreso tra
di
0
una
e .
simulazione
Un valore di
che
P-factor
corrisponde
pari a 1 e
esattamente
un R-factor pari
ai dati
a 0
misurati.
sono
misurati.
caratteristici di una simulazione che corrisponde esattamente ai dati
misurati.
L’applicazione della procedura prevede diverse fasi. Inizialmente, una volta
selezionata
L’applicazione
selezionata la funzione
della procedura
obiettivo
prevede
da ottimizzare
diverse
(l’indice
fasi. Inizialmente,
di Nash-Sutcliffe
una volta
nel
caso
selezionata
caso in esame),
la funzione
vengono
obiettivo
individuati
da
i
ottimizzare
parametri da
(l’indice
utilizzare
di Nash-Sutcliffe
nella calibrazione
nel
e
caso
e gli
in
intervalli
esame), vengono
di variazione.
individuati
Gli
i parametri
estremi degli
da utilizzare
intervalli
nella
dei
calibrazione
parametri
mantengono
e
mantengono
gli intervalli
senza
di
eccezione
variazione.
uno specifico
Gli estremi
significato
degli
fisico.
intervalli dei parametri
mantengono senza eccezione uno specifico significato fisico.
Parametro
Parametro
Sub-bacini
Sub-bacini
Intervallo di
Intervallo
variazione
di
variazione
SURLAG.bsn
SURLAG.bsn
1 58
1 58
1
1
15
15
ALPHA_BF.gw ALPHA_BF.gw
ALPHA_BF.gw
1 1 58 58
1 58
0 0
0
1 1
1
GW_DELAY.gw
GW_DELAY.gw
1 58
1 58
0
0
100 100
100
GWQMN.gw
GWQMN.gw
1 58
1 58
0
0
1000
1000
EPCO.hru
EPCO.hru
1 58
1 58
0
0
1 1
1
ESCO.hru
ESCO.hru
1 58
1 58
0
0
1
1
CH_K2.rte
CH_K2.rte
1 58
1 58
0
0
130
130
CH_N2.rte
CH_N2.rte
1 58
1 58
0.03
0.03
0.3
0.3
CN2.mgt CN2.mgt
CN2.mgt
1 1 58 58
1 58
50 50
50
90 90
90
Tabella 6.1 Intervallo di variazione dei parametri nella calibrazione con il software
Tabella 6.1 Intervallo di variazione SWATCUP.
dei parametri nella calibrazione con il software
SWATCUP.
Viene impostato il numero dei campionamenti Latin Hypercube,
corrispondente
Viene
corrispondente
impostato
al numero
il numero
delle simulazioni
dei campionamenti
previste, inseriti
Latin
i valori
Hypercube,
dei dati
osservati
corrispondente
e viene
al
quindi
numero
selezionato
delle simulazioni
il periodo
previste,
da analizzare.
inseriti
Sulla
i valori
base di
dei
questi
dati
osservati
dati viene
e viene
eseguito
quindi
il programma
selezionato il
di
periodo
simulazione
da analizzare.
e le variabili
Sulla base
di interesse
di questi
simulate,
dati
simulate,
viene
corrispondenti
eseguito il programma
ai dati osservati,
di simulazione
vengono estratte
e le variabili
dai risultati
di interesse
ottenuti.
In
simulate,
In questa
corrispondenti
fase viene inoltre
ai dati
calcolato
osservati,
il
vengono
valore della
estratte
funzione
dai risultati
obbiettivo
ottenuti.
g.
Nell’ultima
In questa fase
fase
viene
vengono
inoltre
in ordine
calcolato
calcolate:
il valore della funzione obbiettivo g.
Nell’ultima fase vengono in ordine calcolate:
401

- una matrice di sensitività J della funzione obiettivo g(b), composta da un
numero di righe pari al numero di tutte le possibili combinazioni di due
simulazioni e da un numero di colonne uguale al numero di parametri;
- l’equivalente di una matrice Hessiana H, trascurando le derivate di
ordine superiore
H= JT J
- una matrice di covarianza dei parametri C;
- l’intervallo di confidenza al 95 % dei parametri;
- una matrice di correlazione r;
- la sensitività dei parametri attraverso una regressione multilineare;
- il valore dell’incertezza dei parametri.
I valori degli indici di riferimento derivanti dall’esecuzione di 1500 simulazioni
per il periodo 1957-1973 sono riportati nella tabella seguente:
N° simulazioni FO: Indice di Nash-Sutcliffe P-factor R-factor
1500 0,41 0,81 0,89
Tabella 6.2 Valori finali degli indici rappresentati la bontà di adattamento e l’incertezza della
calibrazione.
I risultati ottenuti, relativamente all’incertezza, sono più che soddisfacenti; il
valore del P-factor indica che l’81% dei dati misurati rientra all’interno della
banda 95PPU, mentre la larghezza della banda, quantificata dal R-factor, indica
un basso grado di incertezza della portata simulata. Valori del R-factor e del Pfactor
prossimi all’unità sono indicati quali valori ottimali (Abbaspour 2007).
Figura 6.8 Portale nel periodo settembre 1957- febbraio 1958 successivamente alla
calibrazione del modello con SUFI2.
402

Il modello è stato poi validato con una serie indipendente di portate giornaliere
(periodo 1965-1973). L’indice di Nash Sutcliffe è risultato in questo caso pari a
0.59.
6.2.4 Simulazione del ciclo idrologico
Il ciclo idrologico viene innanzitutto simulato nello stato naturale, non
considerando quindi l’influenza delle attività antropiche (prelievo di risorse
idriche per i diversi usi, immissione reflui, opere idrauliche, etc). Il regime
idrologico tipicamente marittimo per l’area in studio, è caratterizzato da eventi
pluviometrici prettamente autunno-primaverili e da valori minimi
dell’evapotraspirazione reale nei mesi estivi in conseguenza della carenza
d’acqua nel suolo.
L’afflusso medio annuo è di 905 mm, di cui il 36% viene perso in
evapotraspirazione, il16% si trasforma in deflusso superficiale mentre la resa
idrica ovvero il deflusso medio annuo alla sezione di chiusura è di 540 mm. Il
bacino è caratterizzato da un coefficiente di deflusso elevato, pari allo 0,60 circa
e dal contributo secondario del deflusso superficiale (surface runoff) rispetto
alle altre componenti del ciclo idrologico. Nei mesi invernali, tuttavia, la
presenza importante del flusso laterale o sub-superficiale determina una rapida
risposta del bacino come rilevabile dalla Figura 6.9.
Figura 6.9 Valori delle componenti del ciclo idrologico successivamente alla calibrazione del
modello
403

In Figura 6.10 e Figura 6.11 vengono proposti rispettivamente l’andamento del
regime idrometrico e la curva delle durate delle portate riferite all’intero arco
della simulazione [1953 - 2007].
Figura 6.10 Regime idrometrico all’uscita del bacino idrografico.
Figura 6.11 Curva delle durate.
404

6.3 Valutazione dei carichi dei nutrienti e formulazione di scenari
6.3 Valutazione dei carichi dei nutrienti e formulazione di scenari
Sulla base della calibrazione, il modello è stato utilizzato per la valutare il
Sulla bilancio base dei della nutrienti calibrazione, e dei sedimenti il modello nelle è condizioni stato utilizzato attuali per di sfruttamento la valutare il del
bilancio territorio dei e in nutrienti modalità e dei scenari. sedimenti nelle condizioni attuali di sfruttamento del
territorio e in modalità scenari.
La modellazione degli aspetti qualitativi delle acque orientata alla previsione
La del modellazione ciclo dei nutrienti degli aspetti nella rete qualitativi idrografica, delle richiede acque orientata un’analisi alla integrata previsione che
del
include
ciclo
la
dei
valutazione
nutrienti nella
dei
rete
fenomeni
idrografica,
erosivi
richiede
negli orizzonti
un’analisi
superficiali
integrata che
del
include
suolo. Ciò
la
evidentemente
valutazione dei
sia
fenomeni
per gli effetti
erosivi
direttamente
negli orizzonti
connessi
superficiali
alla rimozione
del
suolo. Ciò evidentemente sia per gli effetti direttamente connessi alla rimozione
delle componenti dell’azoto e del fosforo presenti nel terreno sia per le
delle componenti dell’azoto e del fosforo presenti nel terreno sia per le
ripercussioni sul ciclo di crescita delle piante in conseguenza della riduzione
ripercussioni sul ciclo di crescita delle piante in conseguenza della riduzione
dello strato agrario.
dello strato agrario.
Il modello SWAT permette la valutazione dei carichi giornalieri che si gettano a
Il modello SWAT permette la valutazione dei carichi giornalieri che si gettano a
mare sulla base delle principali pratiche di gestione del territorio.
mare sulla base delle principali pratiche di gestione del territorio.
Particolarmente completo è il database interno al modello dei principali
Particolarmente completo è il database interno al modello dei principali
fertilizzanti
fertilizzanti
utilizzati
utilizzati
normalmente
normalmente
in
in
agricoltura.
agricoltura.
Di
Di
seguito
seguito
viene
viene
mostrato
mostrato
il
il
bilancio
bilancio
dei
dei
sedimenti
sedimenti
per
per
diversi
diversi
scenari
scenari
(variazione
(variazione
delle
delle
intensità
intensità
delle
delle
piogge piogge intense intense (30’)) (30’)) legati legati alla alla variabilità variabilità degli degli eventi eventi intensi. intensi.
Figura
Figura
6.12
6.12
Bilancio
Bilancio
dei
dei
sedimenti
sedimenti
per
per
diversi
diversi
scenari
scenari
di
di
intensità
intensità
delle
delle
piogge
piogge
intense.
intense.
Sulla
Sulla
base
base
del
del
ciclo
ciclo
dell’acqua
dell’acqua
e
e
dei
dei
sedimenti
sedimenti
è
è
possibile
possibile
valutare
valutare
il carico
il carico
dei
dei
nutrienti alla foce del fiume Cedrino. In figura si evidenzia il carico dei nitrati
nutrienti alla foce del fiume Cedrino. In figura si evidenzia il carico dei nitrati
sversati a mare.
sversati a mare.
405

Figura 6.13 Carico dei nitrati sversati in mare.
Figura 6.13 Carico dei nitrati sversati in mare.
6.4 Il caso di studio dell’Ombrone
L’area di studio è costituita dal bacino naturale del fiume Ombrone, localizzato
nella parte meridionale della Regione Toscana. La sua estensione areale è di
3541 km2. 6.4 Il caso di studio dell’Ombrone
L’area di studio è costituita dal bacino naturale del fiume Ombrone, localizzato
nella parte Le meridionale quote variano della tra 0 Regione e 1800 m Toscana. slm mentre La sua le precipitazioni estensione areale tra 650 è e di
1450 3541 mm km annui. Il bacino presenta una forte variabilità spaziale dei parametri
morfometrici (altimetria, pendenze, ecc) e di conseguenza meteorologici
(precipitazioni, temperature, ecc).
2. Le quote variano tra 0 e 1800 m slm mentre le precipitazioni tra 650 e
1450 mm annui. Il bacino presenta una forte variabilità spaziale dei parametri
morfometrici (altimetria, pendenze, ecc) e di conseguenza meteorologici
(precipitazioni, temperature, ecc).
Figura 6.14 Area di studio: Bacino del fiume Ombrone
Figura 6.14 Area di studio: Bacino del fiume Ombrone
Il clima della zona rientra nella classe di clima Mediterraneo umido/semiarido
con Il clima una temperatura della zona rientra media nella annuale classe di di 15° clima C (+8° Mediterraneo C Gennaio, umido/semiarido
+24° C Luglio).
con una temperatura media annuale di 15° C (+8° C Gennaio, +24° C Luglio).
406

Presenta le criticità ambientali di un tipico bacino costiero Mediterraneo con
una netta distinzione fra stagione asciutta (estate) e umida (autunno-inverno),
un’alta richiesta di acqua durante i mesi estivi quando le risorse idriche
superficiali sono al loro minimo e di conseguenza una possibile contaminazione
della falda dovuta alla penetrazione del cuneo salino nelle aree costiere per
l’eccessivo emungimento sotterraneo.
Figura 6.15 Altimetria e precipitazioni dell’area di studio
Il territorio è per la maggior parte collinare (67%); comprende alcune zone
montane, circa il 6,2%, e una vasta pianura alluvionale costiera (il 26,9%). E’
ricoperto per quasi il 55% da aree coltivate che occupano prevalentemente la
pianura (seminativi), e le zone di medio-bassa collina (vigneti e oliveti); le zone
boscate rappresentano il restante 44,2%; solo l’1,1% è costituito da aree
modellate artificialmente dall’attività antropica.
Esso è, infine, caratterizzato da un’elevata erodibilità legata alla litologia dei
terreni attraversati dal fiume Ombrone, costituite in buona parte da formazioni
plioceniche argilloso-sabbiose, e al regime pluviometrico, caratterizzato da una
marcata stagionalità la quale provoca, durante il periodo delle precipitazioni
più intense (autunno e primavera), profonde incisioni erosive sulle pendici ad
uso seminativo.
6.4.1 Metodologia
Il modello SWAT, messo a punto per il calcolo del bilancio idrico del Bacino del
fiume Ombrone, ha richiesto il preliminare reperimento di tutti i dati di base
necessari e la loro integrazione, dopo un’accurata verifica dei rispettivi
contenuti informativi, allo scopo di renderli fruibili dal modello.
407

Di seguito sono elencati gli strati informativi utilizzati:
DTM con risoluzione a 25 m: ricavato del ricampionamento sull’area
di studio del DEM con risoluzione a 10 m del Servizio Geografico
della Regione Toscana;
suoli: dati ricavati a partire dalla Carta dei Suoli 1:250.000 della
Regione Toscana;
uso del suolo: carta derivata a partire dal CORINE 2000 in scala
1:100.000 con l’inserimento delle pratiche di gestione delle principali
colture agricole;
dati climatici giornalieri registrati negli anni 2000-2010: disponibili per
le stazioni meteorologiche del Centro Funzionale della Regione
Toscana (i parametri richiesti dal modello sono: temperatura minima e
massima, precipitazione cumulata, radiazione solare, velocità del
vento, umidità relativa);
dati di portata giornalieri relativi al periodo di calibrazione del
modello: forniti dall’Autorità di Bacino del fiume Ombrone.
L’elaborazione dei dati di input è avvenuta in due passi successivi:
Il primo, di calibrazione e validazione, ha reso possibile la messa a punto e la
taratura del modello sulla base dei dati di portata a disposizione e dell’area di
studio (anni 2000 – 2002).
Il secondo, di previsione, ha permesso il calcolo del bilancio idrico in
corrispondenza degli anni successivi, per i quali non sono noti i dati di portata
(2003-2010).
Il primo passo da svolgere nell’applicazione del modello SWAT è quello che
prevede la scelta e preparazione del modello digitale del terreno allo scopo di
ricavare il reticolo idrografico, la suddivisione in sottobacini e i principali
parametri morfometrici.
La Figura 6.16 rappresenta la finestra di dialogo (Automatic Delineation) per la
delineazione del bacino e dei sotto bacini.
Figura 6.16 Sottobacini e reticolo idrografico ottenuti
408

Dopo vari test realizzati sul bacino in esame, è risultato ragionevole un valore
di Threshold Area di 5000 ha che ha comportato la delineazione di 37
sottobacini.
Per definire le proprietà del suolo, 54 diverse classi sono state introdotte nel
modello. Per ciascuna di esse e per ciascun orizzonte che la compone, sono stati
assegnati parametri fisici caratteristici come profondità, conducibilità idraulica,
tessitura, contenuto di argilla, limo e sabbia, ecc.
Ogni tipo di suolo così definito è stato inserito nel database che il modello
utilizza nel calcolo del bilancio idrico.
Figura 6.17 Carta dei suoli
Il ruscellamento e l’erosione del sedimento dipendono molto dal tipo di uso del
suolo e dalla gestione della copertura vegetale. Poiché la classificazione dell’uso
del suolo è così critica, i dati disponibili sono stati esaminati accuratamente
prima di inserirli nel modello.
L'importanza dell’uso del suolo nel modello sta principalmente nel calcolo delle
superficie di ruscellamento che avviene tramite il metodo di curva SCS (Soil
Conservation Service, Arnold et al., 1999). Il modello include nel suo database
102 vari tipi di copertura vegetale ciascuno dei quali è caratterizzato da un
diverso valore del CNII (Curve Number). Infatti ogni coltura presenta un
diverso indice di copertura fogliare che protegge il terreno da fenomeni di
ruscellamento e di conseguenza influisce sul contenuto idrico.
Nel caso del bacino in esame sono stati individuati 27 diversi tipi di copertura
vegetale, ognuno dei quali è stato incrociato con l’appropriata classe di uso
suolo del database di SWAT.
409

Figura 6.18 Uso del suolo
L’incrocio degli strati informativi suolo e copertura vegetale determina le HRU
(Hydrologic Response Units) ovvero le unità di risposta idrologica identificate
in modo univoco dalla combinazione di copertura del suolo, tipo di suolo, e
pratica gestionale; ciò influisce direttamente sul deflusso superficiale e
sull’infiltrazione che alimenta la falda sotterranea.
Una volta definiti i due strati informativi sopraelencati il modello realizza le
HRU.
Nel caso in esame è stata scelta l’opzione di calcolo delle HRU di tipo
Dominant.
Le variabili climatiche, richieste da SWAT, consistono in:
• Precipitazioni giornaliere. Poiché le precipitazioni controllano
direttamente il ciclo idrologico, la loro distribuzione è simulata nel
modello in maniera molto accurata in termini sia spaziali sia temporali.
La precipitazione che arriva al suolo in un dato giorno può essere letta da
un database di input, oppure può essere generata dal modello. Maggiore
è il numero di stazioni pluviometriche e più accurato è il calcolo del
bilancio idrico.
• Temperature massime e minime. La temperatura influenza un notevole
numero di processi fisici, chimici e biologici. La produzione delle piante
è fortemente dipendente dalla temperatura così come lo sono i processi
di mineralizzazione e di decomposizione della sostanza organica. Nel
modello, i dati giornalieri di temperatura possono essere inseriti
dall’utente, oppure possono essere generati sulla base dei valori medi
mensili. La temperatura del suolo e quella dell’acqua sono derivate dalla
temperatura dell’aria.
410

• Radiazione solare. L’energia delle radiazioni solari è in pratica l’unica
fonte energetica che influenza i processi climatici che hanno luogo sulla
Terra. I dati della radiazione solare richiesti da SWAT sono dati
giornalieri che devono essere scritti nei file di input oppure fatti generare
dal modello
• Velocità del vento. I dati giornalieri della velocità del vento sono richiesti
dal modello nel caso in cui si utilizzi l’equazione di Penman-Monteith
per stimare l’evapotraspirazione potenziale e la traspirazione.
• Umidità relativa. I dati dell’umidità relativa sono richiesti da SWAT se si
utilizza l’equazione di Penman-Monteith o quella di Priestley-Taylor per
stimare l’evapotraspirazione potenziale.
Figura 6.19 Distribuzione spaziale delle stazioni meteorologiche
Nel caso in esame, anziché utilizzare le stime del modello, ciascun parametro è
stato inserito con cadenza giornaliera per l’intero arco di tempo analizzato che
va dal 2000 al 2010.
Nel bacino di studio le stazioni considerate e i parametri da esse misurati sono
elencati di seguito.
Il modello assegna a ciascun sottobacino un unico valore giornaliero relativo al
singolo dato climatico. Tale valore è calcolato sulla base della stazione reale più
vicina al baricentro del sottobacino. Per migliorare l’assegnazione di tale valore
e renderla dipendente non dal valore di una sola stazione ma dalla presenza
delle stazioni più prossime, è stata introdotta, tramite la messa a punto di un
apposito applicativo di calcolo, una preliminare spazializzazione sui centroidi
dei sottobacini dei dati disponibili con tecnica IDW corretta con le differenze di
quota, in modo da assegnare pesi diversi a stazioni con caratteristiche
topografiche molto differenti.
411

Il modello è stato fatto girare con i dati giornalieri disponibili ai quali sono stati
artificiosamente aggiunti 3 anni necessari per il warm-up (1997, 1998, 1999), ossia
la fase transitoria necessaria per inizializzare e mandare a regime i parametri
del modello.
La calibrazione di un modello consiste nella ricerca dei giusti parametri che
minimizzano l’errore tra grandezza misurata e grandezza stimata.
Allo scopo di valutare la bontà previsionale del modello SWAT è stata messa a
punto una fase di calibrazione e validazione sulla base dei dati di portata di una
stazione idrometrica all’interno del bacino in esame.
I dati disponibili riguardano le portate giornaliere misurate nel periodo 2000-
2002 dalla stazione di Poggi del Sasso ricadente nel sottobacino 28.
In tal modo il periodo di analisi è stato suddiviso in due: 2000-2002 per la
calibrazione-validazione e 2003-2010 per la previsione.
Figura 6.20 Stazione idrometrica di Poggi del Sasso
Facendo variare alcuni dei coefficienti di set up, come da suggerimento degli
sviluppatori del modello, sono state elaborate 12 differenti tarature per ciascuna
delle quali sono stati calcolati, come parametri di confronto, la correlazione R 2 ,
il RMSE e il coefficiente C di Nash-Sutcliffe raccomandato dall’ ASCE Task
Commettee on Evaluation Criteria for Watershed Models.
Sulla base dei risultati ottenuti (riportati in figura) è stata scelta la taratura
messa a punto per la calibrazione n° 11.
In letteratura (Wenzhi Cao et al, 2006) è noto come per bacini caratterizzati da
un’elevata variabilità spaziale dei parametri morfometrici (altimetria, pendenze,
ecc) e di conseguenza meteorologici (precipitazioni, temperature, ecc), la
calibrazione del modello necessiti di un processo lungo e oneroso. Pertanto
412

l’analisi condotta nel caso di studio del bacino dell’Ombrone che presenta tali
peculiarità, si pone come un primo passo i cui risultati sono migliorabili con
l’ausilio di ulteriori stazioni per la calibrazione-validazione e ulteriori anni di
confronto.
Tabella 6.3 Confronto tra le varie calibrazioni
Figura 6.21 Confronto giornaliero tra portate simulate e portate misurate
413

6.4.2 Risultati
Il ciclo idrologico è stato simulato nello stato naturale, non considerando cioè
l’influenza delle attività antropiche (prelievo di risorse idriche per i diversi usi,
immissione reflui, opere idrauliche, etc). Il regime idrologico dell’area in studio
è caratterizzato da eventi pluviometrici prettamente autunno-invernali e da
valori minimi dell’evapotraspirazione reale nei mesi estivi in conseguenza della
carenza d’acqua nel suolo.
L’afflusso medio annuo è di 773 mm, di cui il 53% viene perso in
evapotraspirazione, il10% si trasforma in deflusso superficiale mentre la resa
idrica ovvero il deflusso medio annuo alla sezione di chiusura è di 282 mm.
PARAMETRO VALORE
Precipitazioni 772.8 mm
Deflusso superficiale 77.01 mm
Deflusso laterale 98.29 mm
Ricarica della falda 163.55 mm
Evapotraspirazione reale 414.3 mm
Evapotraspirazione potenziale 1064.7mm
Sedimenti 112.201 t/ha
Tabella 6.4
Figura 6.22 Parametri idrologici del modello calibrato
414

Figura 6.23 Curva di durata delle portate
Il modello SWAT permette la valutazione dei carichi giornalieri che si gettano a
mare sulla base delle principali pratiche di gestione del territorio.
Sulla base del ciclo dell’acqua e dei sedimenti è possibile valutare il carico dei
nutrienti alla foce del fiume Ombrone.
Figura 6.24 Sedimenti trasportati negli anni 2000-2004
415

Figura 6.25 Azoto Organico nelgi anni 2000-2004
Figura 6.26 Nitrati negli anni 2000-2004
416

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419

Capitolo 6: MONITORAGGIO SATELLITARE
C. Lapucci 1 , F. Galgani 2 , F. Maselli 3 , C. Nuccio 4 , L. Massi 4 , , G. Ruberti 5 , M.
Iozzelli 5 , B. Gozzini 1 , A. Ortolani 1 , C. Brandini 1
1 LaMMA - Laboratorio di Monitoraggio e Modellistica ambientale per lo
sviluppo sostenibile, Via Madonna del Piano 10, 50019 Sesto Fiorentino (FI),
Italia
2 IFREMER LER/PAC, Centre de Méditerranée, Zone Portuaire de Brégaillon
BP 330 8350, la Seyne Sur Mer, Cedex, France
3 Istituto di biometeorologia, Consiglio Nazionale delle Ricerche (IBIMET-
CNR), Firenze, Italia
4 CIBM – Università di Firenze, Dipartimento di Biologia Evoluzionistica Via
P.A. Micheli, 1 50121 Firenze, Italia.
5 Regione Toscana, Settore Protezione e Valorizzazione fascia costiera e
dell’ambiente marino, Palazzo A, Via di Novoli 26 - 50127 Firenze, Italia
Abstract
Per lo studio della qualità ambientale del mare e delle sue coste si utilizzano
diverse metodologie, come tradizionalmente il prelievo e l’analisi di sedimenti e
campioni di acqua. Negli ultimi anni si è affiancata al monitoraggio in situ la
possibilità di verificare le condizioni dell’ambiente marino nei primi metri al di
sotto della superficie tramite lo studio di immagini satellitari. I dati raccolti
vengono analizzati al fine di approfondire lo stato delle acque e di risalire
quindi ai fattori che alterano il suo equilibrio.
Obiettivo dei recenti piani nazionali e dei programmi internazionali, in
particolare della Marine Strategy 2008/60/EC, è determinare quale sia il buono
stato ambientale e sviluppare programmi e misure per poterlo raggiungere: la
direttiva riunisce tutte le leggi precedenti secondo una strategia univoca, e pone
l’obiettivo di raggiungere il buono stato ambientale tramite la caratterizzazione
dello stato ecologico del mare, garantendo che l’uso dell’ecosistema marino
rimanga sostenibile.
Il mare, come tutti i sistemi acquatici, è esposto a pressioni esterne sempre
maggiori che possono agire insieme nel ridurre la qualità delle acque e nel
contribuire al deterioramento dell’ecosistema, compresa la distruzione di
habitat e la riduzione della biodiversità. La direttiva 2008/60/EC individua un
insieme comune di indicatori chiave della qualità dell'acqua che includono
elementi fisici, chimici e biologici. Con lo studio di questi parametri si valutano
le condizioni di flora e fauna marine, insieme a quella che potrebbe essere
definita la qualità dell'acqua. Nelle acque costiere e in mare aperto, le variabili
associate con un determinato “stato di qualità” possono cambiare su una vasta
gamma di scale spaziali e temporali, con conseguenti notevoli difficoltà
logistiche ed economiche nel monitorarli in modo appropriato. Questo
approccio utilizza di solito tecniche in situ, che corrispondono essenzialmente
420

ad un campionamento puntuale del sistema, progettato per determinare gli
elementi più rilevanti. È importante riconoscere che queste determinazioni in
situ sono estremamente preziose, anche se costose, e per diventare uno
strumento di gestione significativo devono essere attuate a intervalli regolari.
Tuttavia, un approccio in situ può raramente sostenere la frequenza di
ripetizione e la copertura spaziale che sono necessarie per supportare pratiche
di gestione efficaci in zone vulnerabili, in cui è necessario un monitoraggio più
intensivo. Il telerilevamento satellitare è particolarmente efficace
nell’individuare le proprietà dell'acqua a scale appropriate, perché il colore di
un corpo idrico, registrato da un satellite, dipende dalla capacità dei costituenti
dell'acqua di assorbire e diffondere le radiazioni solari a lunghezze d'onda
specifiche, perciò risulta possibile analizzare la distribuzione e le dinamiche di
alcuni parametri biogeochimici e fisici, quali ad esempio clorofilla a, SPM, SST
(Sea Surface Temperature) nello strato superficiale.
In questa ottica durante il progetto MOMAR, tramite la collaborazione tra
LaMMA, Ifremer e CIBM – Università degli Studi di Firenze, è stata effettuata la
caratterizzazione ecologica dell’area oggetto dello studio (da 7° a 12 °E, da 38° a
45° N), insieme a rilievi bio-ottici (riflettanze, assorbimenti e retrodiffusioni); i
dati sono stati utilizzati per verificare le performance di quattro algoritmi che
stimano la concentrazione di clorofilla a da dati satellitari MODIS: OC3M
(O’Reilly et al., 2000), MedOC3 (Santoleri et al., 2008), OC5 (Gohin et al., 2002) e
SAM_LT (Maselli et al., 2009).
È stato perciò approntato un sistema semioperativo di monitoraggio della
qualità di queste acque basato sulle concentrazioni della biomassa
fitoplanctonica, stimata mediante la concentrazione dei tre principali costituenti
otticamente attivi (assorbono e diffondono la radiazione sottomarina): il
fitoplancton con il suo contenuto pigmentario ed in particolare con quello
principale - la clorofilla a, la sostanza organica disciolta o CDOM di origine
continentale o marina, ed il particellato in sospensione o SPM (Suspended
Particulate Matter) derivante, oltre che dall’attività biologica, dagli apporti
fluviali o dalla risospensione dei sedimenti depositati sul fondale a causa del
moto ondoso. I dati sono stati raccolti durante le campagne oceanografiche
MOMAR, MELBA e Milonga, effettuate all’interno del progetto stesso.
Le acque dell’Arcipelago Toscano mostrano evidenti peculiarità ottiche in gran
parte legate alle caratteristiche geomorfologiche ed idrodinamiche dell’area di
studio. Queste acque infatti insistono sulla piattaforma continentale che si
estende in quest’area per molti chilometri verso il mare, costituendo un bacino
con ridotto idrodinamismo e scambi rispetto alla circolazione generale tirrenica
e ligure. In questa situazione gli apporti dei principali fiumi della Toscana ed i
fenomeni di risospensione danno un contributo significativo di SPM, CDOM e
nutrienti nelle acque superficiali. Questi contributi influenzano l’ecologia e le
proprietà ottiche dell’area. Le acque antistanti la regione Toscana risultano
dunque da un punto di vista ottico difficilmente classificabili poiché presentano
caratteristiche intermedie tra le tipiche acque costiere e le acque del largo,
generalmente più trasparenti e poco influenzate dagli apporti di materiali
421

particellati e disciolti. In queste acque i rapporti CDOM/Clorofilla a e
soprattutto quelli SPM/Clorofilla a risultano generalmente più alti di quelli
delle acque del largo del Mare Mediterraneo; inoltre nonostante il valore alto di
questi rapporti possa far pensare alla prevalenza di apporti esterni non collegati
alla biomassa fitoplanctonica, in realtà sia CDOM che SPM mostrano una
correlazione con la clorofilla a altamente significativa. Questa caratteristica
determina la necessità di un adeguamento degli algoritmi satellitari di stima
della clorofilla a che in generale sono calibrati per acque dove questi rapporti
sono significativamente più bassi. Allo scopo di migliorare le stime satellitari
dei componenti otticamente attivi e con la prospettiva di mettere a punto un
algoritmo di calcolo regionale che si basi su un modello semianalitico è stata
analizzata la variabilità degli assorbimenti e retrodiffusioni specifici di
fitoplancton e particellato non fitoplanctonico, che sono parametri
indispensabili per il modello (Massi et al., 2011).
Al fine di affiancare, nel monitoraggio marino nell’area di studio, i dati
satellitari ai dati in situ classicamente utilizzati, è stato effettuato il confronto tra
i dati in situ di clorofilla a (nella prima quota ottica del mare, la profondità entro
la quale il satellite è in gradi di “vedere”) raccolti nel corso delle campagne
effettuate all’interno del progetto MOMAR e la riflettenza satellitare in situ. I
dati di clorofilla a sono utili per verificare le performances dei quattro algoritmi
per la stima della concentrazione superficiale di clorofilla a presi in esame
nell’area di studio MOMAR: OC3M, MedOC3, OC5 e SAM_LT.
I risultati confermano che gli algoritmi standard OC3M e MedOC3, calibrati su
dati di acque oceaniche con basse concentrazioni di clorofilla, non danno buone
stime di clorofilla a nell’area di studio presa in considerazione: ciò è vero
soprattutto per le acque costiere e nei periodi primaverili e invernali (Lapucci et
al., in stampa). Gli algoritmi OC5 e SAM_LT mostrano performance migliori
rispetto ai primi due, e sono perciò buoni candidati per essere utilizzati a fianco
del monitoraggio puntuale.
L’algoritmo OC5, costruito sia per acque di caso 1 che per acque di caso 2,
potrebbe essere reso ancora più adatto all’area del Mediterraneo, in quanto
mostra buoni risultati nonostante che la look up table su cui si basa comprenda
solo pochi dati del Mar Meditarreneo (Gohin, comunicazione personale), e
l’algoritmo SAM_LT, calibrato per acque costiere, dovrebbe pure essere reso
più sensibile alle basse concentrazioni dei costituenti ottici. Queste attività
costituirebbero pertanto un importante proseguimento di quelle svolte nei tre
anni del progetto MOMAR.
L’elevata incidenza di inquinamento da idrocarburi nel Mar Mediterraneo ed il
conseguente incremento dei livelli di contaminazione dei bacini marini europei
è in questi anni motivo di grande preoccupazione per gli organismi nazionali e
locali di tutela e di ricerca in ambito ambientale. Per questo motivo Il LaMMA
insieme alla Regione Toscana hanno ritenuto opportuno richiedere la possibilità
di accesso al sistema CleanSeaNet (CSN), sviluppato dalla European Maritime
Safety Agency (EMSA), all’interno del progetto MOMAR, con lo scopo di
elaborare i prodotti del CSN per fornire statistiche sugli sversamenti, nonché
422

una “carta di rischio” delle zone costiere Toscane maggiormente esposte al
fenomeno.
423

6.1 Le opportunità del monitoraggio satellitare per la valutazione della
qualità dell’ambiente marino.
C. Lapucci 1 , F. Galgani 2 , F. Maselli 3 , C. Nuccio 4 , L. Massi 4 , G. Ruberti 5 , M. Iozzelli 5 ,
B. Gozzini 1 , A. Ortolani 1 , C. Brandini 1
1 LaMMA - Laboratorio di Monitoraggio e Modellistica ambientale per lo sviluppo
sostenibile, Via Madonna del Piano 10, 50019 Sesto Fiorentino (FI), Italia
2 IFREMER LER/PAC, Centre de Méditerranée, Zone Portuaire de Brégaillon BP
330 8350, la Seyne Sur Mer, Cedex, France
3 Istituto di meteorologia, Consiglio Nazionale delle Ricerche (IBIMET-CNR),
Firenze, Italia
4 CIBM – Università di Firenze, Dipartimento di Biologia Evoluzionistica Via P.A.
Micheli, 1 50121 Firenze, Italia.
5 Regione Toscana, Settore Protezione e Valorizzazione fascia costiera e
dell’ambiente marino, Palazzo A, Via di Novoli 26 - 50127 Firenze, Italia
Il monitoraggio marino, la verifica periodica della qualità dell’ambiente marino e
costiero, consiste nella sorveglianza delle fonti di inquinamento e dei parametri
sensibili al cambiamento climatico, e nelle analisi degli impatti che da queste
derivano. Per lo studio della qualità ambientale del mare e delle sue coste si
utilizzano diverse metodologie, come tradizionalmente il prelievo e l’analisi di
sedimenti e campioni di acqua. Negli ultimi anni si è affiancata al monitoraggio in
situ la possibilità di verificare le condizioni dell’ambiente marino (di superficie)
tramite lo studio di immagini satellitari. I dati raccolti vengono analizzati al fine di
approfondire lo stato delle acque e di risalire quindi ai fattori che alterano il suo
equilibrio.
I recenti piani nazionali e i programmi internazionali, come le ultime direttive
europee sul mare, la Direttiva Quadro Acque 2000/60/EC e la Marine Strategy
2008/56/EC, costituiscono l’applicazione del principio generale dell’ approccio
ecosistemico all’ambiente marino. Con la Quinta Conferenza delle Parti della
Convenzione sulla diversità biologica - CBD (1992) – è stato definito l’approccio
ecosistemico, uno dei principi più importanti della gestione ambientale sostenibile,
“una strategia per la gestione integrata delle risorse: suolo, acqua e di vita che
promuove la conservazione e l'uso sostenibile in un modo equo”: il mantenimento
della biodiversità è necessario per la produttività di un ecosistema. La comunità
umana è considerata parte integrante dell’ecosistema stesso e dei suoi meccanismi:
tutti gli elementi di un ecosistema sono collegati.
Obiettivo delle direttive europee sul mare è determinare dunque quale sia il buono
stato ambientale e sviluppare programmi e misure per poterlo raggiungere: in
particolare la Marine Strategy riunisce in un’unica direttiva tutte le leggi precedenti
secondo una strategia univoca, e pone l’obiettivo di raggiungere il buono stato
ambientale tramite la caratterizzazione dello stato ecologico del mare, garantendo
che l’uso dell’ecosistema marino rimanga sostenibile.
424

Il mare, come tutti i sistemi acquatici, è esposto a pressioni esterne sempre
maggiori, che possono essere di tipo fisico (es. rifiuti marini, rumore sottomarino),
cambiamenti nel regime termico o nel regime di salinità. Pressioni possono essere
dovute a contaminanti chimici e biologici, o all’immissione di sostanze pericolose.
Esistono pressioni di tipo biologico, ad esempio l’introduzione di patogeni
microbici, oppure legate al turismo, così come alla pesca intensiva e all’allevamento
di organismi marini. Queste pressioni possono agire insieme nel ridurre la qualità
delle acque e nel contribuire al deterioramento dell’ecosistema, compresa la
distruzione di habitat e la riduzione della biodiversità.
Le direttive europee sul mare affrontano questi problemi individuando un insieme
comune di indicatori chiave della qualità dell'acqua che includono elementi fisici,
chimici e biologici come l’ossigeno disciolto, il pH, la torbidità, la concentrazione
della biomassa, la materia totale in sospensione, gli agenti patogeni e la produzione
primaria. Nelle acque costiere e in mare aperto, le variabili associate con un
determinato “stato di qualità” possono cambiare su una vasta gamma di scale
spaziali e temporali, con conseguenti notevoli difficoltà logistiche ed economiche
nel monitorarli in modo appropriato.
Con lo studio di questi parametri si valutano le condizioni di flora e fauna marine,
insieme a quella che potrebbe essere definita la qualità dell'acqua. Questo
approccio utilizza di solito tecniche in situ, che corrispondono essenzialmente ad
un campionamento puntuale del sistema, progettato per determinare gli elementi
più rilevanti. È importante riconoscere che queste determinazioni in situ sono
estremamente preziose, anche se costose, e per diventare uno strumento di gestione
significativo devono essere attuate a intervalli regolari. Tuttavia, un approccio in
situ può raramente sostenere la frequenza di ripetizione e la copertura spaziale che
sono necessarie per supportare pratiche di gestione efficaci in zone vulnerabili, in
cui è necessario un monitoraggio più intensivo. Fenomeni quali le correnti costiere,
il trasporto solido proveniente da sistemi fluviali, il rimescolamento verticale
provocato dai venti, l’upwelling costiero, i flussi dei nutrienti e le fioriture di alghe
possono rapidamente modificare le proprietà delle acque marine, soprattutto
quelle costiere. È probabile che queste modifiche non siano individuabili dal
campionamento in situ anche su una adeguata scala spaziale e temporale. Al
contrario, il telerilevamento satellitare è particolarmente efficace nell’individuare le
proprietà dell'acqua a scale appropriate, perché il colore di un corpo idrico,
registrato da un satellite, dipende dalla capacità dei costituenti dell'acqua di
assorbire e diffondere le radiazioni solari a lunghezze d'onda specifiche.
Negli ultimi anni, diversi studi hanno dimostrato l'utilità delle misurazioni
satellitari del colore del mare (ocean color) per valutare la qualità dell'acqua (Prasad
et al., 1998). Molti indicatori sono direttamente o indirettamente legati al colore
(riflettenza) dell'acqua e, di conseguenza, potenzialmente accessibili dal
telerilevamento. Un parametro fisico rilevabile da dati satellitari è la Sea Surfece
Temperature (SST), per il calcolo della quale è da tempo attivo presso il LaMMA un
algoritmo operativo per l’area Mediterranea: esso utilizza i canali MSG
nell’infrarosso termico (IR) (Melani et al., 2007). MSG (METEOSAT Second
Generation) (Melani et al., 2007).
425

Le osservazioni di ocean color effettuate da satelliti che orbitano intorno alla Terra
consentono una visione dell’oceano che è impossibile ottenere da una nave o da
riva – di conseguenza, un quadro globale dell’attività biologica negli oceani del
mondo. L’utilizzazione di strumenti di monitoraggio e previsionali che consentano
un controllo su vaste aree delle condizioni degli ecosistemi marini con un grado
accettabile di approssimazione sui risultati, risparmiando sui costi di campagne di
misura in mare e di analisi di laboratorio, è una possibilità che si è sempre più
sviluppata.
Le tecniche di telerilevamento da satellite offrono il vantaggio di eseguire analisi
sinottiche su vasta scala, ad alta frequenza e a costi relativamente bassi. In effetti la
risoluzione spaziale, la risoluzione e l’accuratezza ottica nella banda del visibile e la
frequenza dei passaggi possono consentire un monitoraggio in tempo reale efficace
delle acque marine e della loro qualità. In particolare i dati satellitari hanno
consentito lo studio del colore del mare o ocean color (Morel e Prieur, 1977), ossia
della qualità dell’idrosol marino determinata essenzialmente dalle caratteristiche
bio-ottiche sia dell’acqua che dei tre principali costituenti otticamente attivi
(assorbono e diffondono la radiazione sottomarina): il fitoplancton 1 con il suo
contenuto pigmentario ed in particolare con quello principale - la clorofilla a, la
sostanza organica disciolta o CDOM2 di origine continentale o marina, ed il
particellato in sospensione o SPM (Suspended Particulate Matter) 3 derivante, oltre
che dall’attività biologica, dagli apporti fluviali o dalla risospensione dei sedimenti
depositati sul fondale a causa del moto ondoso.
1 Fitoplancton: insieme di alghe unicellulari che utilizzano la luce del sole e l'anidride carbonica
per la produzione di carbonio organico. Questo processo, la fotosintesi, è possibile per la
presenza di clorofilla, che cattura l'energia dalla luce solare. La clorofilla, che assorbe la luce a
lunghezze d'onda blu e rossa e trasmette nel verde, è anche responsabile del colore verde delle
piante marine e terrestri. Il fitoplancton è così importante perché sta alla base della catena
alimentare marina: cresce, si moltiplica e se ne cibano diverse categorie di consumatori
(zooplancton, pesci plantivori, ecc.).
2 CDOM (Colored Dissolved Organic Matter, o sostanza gialla): la sostanza gialla, chiamata
anche CDOM è costituita da un gruppo di sostanze disciolte di origine organica: acidi umici e
fulvici, provenienti dal decadimento della materia organica vegetale. Queste sostanze possono
avere un’origine locale, ad esempio dalla degradazione delle cellule di fitoplancton e di altre
particelle organiche, o possono essere trasportate in una località da un’origine distante. Per
esempio, i fiumi che scorrono attraverso regioni densamente boscose sono capaci di accumulare
un carico di sostanza gialla lungo il percorso.
3 SPM, Suspended Particulate Matter: in questa ampia categoria includiamo tutto il materiale
particolato inorganico. In mare aperto esso deriva dalla degradazione del fitoplancton stesso e
da attività biologica. Nei corpi idrici superficiali costieri, le onde e l'azione delle correnti
possono portare in sospensione i sedimenti del fondo, modificandone in modo significativo il
colore. I fiumi e gli estuari, le acque influenzate dalle foci dei fiumi, e le aree con grandi
escursioni di marea sono esempi di regioni in cui il materiale particolato in sospensione può
svolgere un ruolo importante nel determinare le proprietà ottiche dell'acqua. Il termine
"materiale sospeso" pertanto non si applica a un solo tipo di componente, ma ad una intera
famiglia di materiali con le proprie caratteristiche individuali.
426

La classificazione delle acque in base alla proprietà “colore del mare” è determinata
quindi dalla combinazione dei diversi contributi ottici in relazione alle
concentrazioni di ognuno dei componenti che variano, quindi, in relazione alle
caratteristiche del corpo d’acqua (Gordon e Morel, 1983; Morel, 1988). Le acque
costiere sono generalmente meno trasparenti ed otticamente differenziate in
relazione agli apporti terrigeni, la bassa profondità del fondale con le sue varie
tipologie e la generalmente alta concentrazione di biomassa fitoplanctonica. Quelle
del largo sono più trasparenti e otticamente meno diversificate in quanto la
biomassa fitoplanctonica, anche se a concentrazioni inferiori, risulta dominante
sugli altri componenti che generalmente si trovano a concentrazioni proporzionali
alla biomassa fitoplanctonica stessa. Queste ultime, secondo la classificazione ottica
più utilizzata, appartengono alle acque di caso 14 , mentre quelle costiere o
assimilabili appartengono alle acque di caso 25. Uno dei motivi principali per cui si studia il colore dell'oceano è proprio il
fitoplancton, che costituisce la base della catena alimentare del mare. Le direttive
europee Water Framework Directive e Marine Strategy individuano proprio la
clorofilla a misurata nello strato superficiale del mare come un indicatore
importante di biomassa autotrofa, perché la clorofilla a si trova in tutte le specie di
fitoplancton: la quantità di quest’ultimo (biomassa) che si trova nello strato
superficiale del mare è stimabile proprio tramite mappe satellitari di clorofilla a.
Proprio perché il fitoplancton si trova alla base della catena alimentare è possibile
ricavare dalle mappe satellitari di clorofilla a informazioni sulla produttività
primaria
6
, come anche informazioni su fenomeni di eutrofizzazione e sulle
fioriture algali, che possono anche essere determinate anche da specie nocive
(Harmful Algae).
Il fitoplancton, in termini di composizione, abbondanza e biomassa, è importante
anche come indicatore di inquinamento poiché comprende specie che sono sensibili
a inquinamento organico e inorganico, come anche a variazioni di salinità, di
temperatura e di fattori trofici, e varia in quantità e composizione nelle specie
secondo le stagioni. Dato che il fitoplancton dipende da condizioni specifiche per la
crescita, spesso è il primo ad essere colpito da un cambiamento ambientale. Con il
confronto di mappe di clorofilla a prese in tempi successivi si rilevano cambiamenti
che si verificano nel tempo: dato che il fitoplancton si muove insieme alla masse
d’acqua di superficie, i pattern di ocean color possono essere utilizzati anche per
studiare le correnti oceaniche, come anche le dinamiche degli inquinanti in casi
particolari, ad esempio oil spill.
4 definite come acque le cui proprietà ottiche sono determinate principalmente dal fitoplancton
(Gordon, 1983).
5 acque le cui proprietà ottiche sono significativamente influenzate dagli altri costituenti come
SPM e CDOM (Gordon, 1983).
6 Produttività primaria: gli organismi fotosintetici sono definiti produttori primari ed occupano
il livello trofico di base. La quantità totale di materia organica (o carbonio organico) prodotta
con la fotosintesi, valutata per unità di area - o volume - e per unità di tempo si definisce
produzione o produttività primaria.
427

Il fitoplancton presenta un’alta diversità tassonomica, dimensionale e fisiologica, in
relazione alla variabilità dei fattori ambientali. Ne deriva che è di fondamentale
importanza poter caratterizzare le specificità ecologiche e bio-ottiche di un’area
marina a partire dalle misurazioni in situ dei diversi componenti e della loro
variabilità, per una possibilità di utilizzazione e miglioramento dell’interpretazione
delle immagini satellitari per il monitoraggio.
Un grande impegno è stato rivolto alla sviluppo degli algoritmi di calcolo della
concentrazione superficiale della clorofilla a partire dalla riflettanza (rapporto fra la
radiazione in entrata e quella in uscita dalla superficie marina), quindi dal colore
del mare misurato dai sensori satellitari, in quanto la concentrazione della clorofilla
a può essere considerata uno dei principali indicatori della qualità delle acque
marine. I risultati ottenuti hanno consentito di migliorare la conoscenza della
distribuzione della clorofilla a e della produzione primaria marina globali.
L’utilizzazione delle stime satellitari di clorofilla a si è così consolidata ed estesa a
varie regioni marine anche se con risultati non sempre pienamente soddisfacenti
(Darecki e Stramski, 2004).
Un esempio della scarsa efficienza degli algoritmi generali di stima della
concentrazione della clorofilla a è proprio quello del Mare Mediterraneo
(D’Ortenzio et al. 2002; Volpe et al., 2007; Santoleri et al., 2008; Morel and Gentili,
2009) del quale recenti lavori hanno evidenziato alcune peculiarità ottiche.
Riguardo al particellato in sospensione Claustre et al. (2002) hanno sottolineato gli
effetti della presenza della sabbia portata dalle tempeste nel bacino Mediterraneo
dalle zone desertiche limitrofe; inoltre è stata evidenziata (D’Ortenzio et al., 2002;
Gitelson et al., 1996) la generale alta abbondanza nel fitoplancton di coccolitofori
che a causa delle loro microplacche calcaree producono una forte retrodiffusione.
Infine Lee e Hu (2006), analizzando le caratteristiche ottiche mediante dati
satellitari, hanno ipotizzato una concentrazione di CDOM insolitamente alta per le
tipiche acque oceaniche di caso 1. Successivamente Morel e Gentili (2009), anche
loro con una analisi satellitare, hanno confermato questa ipotesi mostrando come
l’assorbimento e quindi la concentrazione di CDOM nelle acque del Mediterraneo
risulti circa doppia rispetto a quella del vicino Oceano Atlantico alle stesse
latitudini. Quindi come conseguenza si riscontra: i) che gli algoritmi di calcolo di
tipo generale determinano una significativa sovrastima della clorofilla a; ii) la
necessità di mettere a punto algoritmi regionali che tengano conto di queste
peculiarità ottiche.
Da tempo, in collaborazione con IBimet-CNR e LaMMA-Regione Toscana, sono
state svolte ricerche sul mare della Toscana per stimare l’efficienza locale degli
algoritmi generali sulla base dei quali vengono calcolati i prodotti standard forniti
dagli enti spaziali NASA ed ESA, (Santini et al., 2003; 2004; 2005). Queste analisi
hanno mostrato come i prodotti ottenuti da algoritmi globali forniscano stime
inadeguate per le acque toscane, ad esempio le concentrazioni di clorofilla a
calcolate con l’algoritmo OC3M (standard MODIS per le acque di caso 1) risultano
sovrastimate fino a circa il doppio rispetto a quelle ottenute con l’analisi di
laboratorio di campioni prelevati in situ. Inoltre nel mare antistante la Toscana
anche l’utilizzazione di algoritmi specificatamente sviluppati per le peculiarità
428

ottiche del Mar Mediterraneo rispetto agli oceani aperti, ad esempio il MedOC3,
(Volpe et al., 2007) non ha fornito stime soddisfacenti (Massi et al., 2011; Lazzara et
al., 2010b; Lapucci et al., in stampa). Al contrario l’algoritmo OC5 (Gohin et al.,
2002) mostra buone performance in questa area di studio (Lapucci et al., in
stampa).
Le acque dell’Arcipelago Toscano hanno generalmente caratteristiche oligotrofiche
(concentrazione di clorofilla a bassa, inferiore a 0.1 mg m -3 ), più evidenti nell’area a
sud dell’Elba (fino a 1 mg m -3 ) e tendenti alla mesotrofia con punte eutrofiche nelle
aree costiere a nord della foce del fiume Arno e in corrispondenza delle principali
altre foci toscane, dove le concentrazioni massime inverno-primaverili di clorofilla
a possono arrivare fino a 5 mg m -3 (Mori et al., 1995). Le concentrazioni minime si
trovano tipicamente in estate, non superando generalmente 0.15 mg m -3 .
Il modello di riferimento per le variazioni stagionali della biomassa e delle
comunità fitoplanctoniche nelle acque toscane è quello delle regioni temperate
(Reynolds, 2006) nel quale si individuano due momenti di fioritura, uno invernoprimaverile
ed uno autunnale, in relazione ai periodi in cui si instaurano
condizioni favorevoli per l’accrescimento: lunghezza del fotoperiodo, disponibilità
nutritizia nello strato eufotico, stabilità della colonna d’acqua. Il più intenso bloom
fitoplanctonico inverno-primaverile, è stato più volte rilevato, sia in acque costiere
che di piattaforma con abbondanze cellulari comunque che non hanno mai
superato l’ordine di grandezza di 10 5 cell L -1 (Nuccio et al., 1995; Innamorati et al.,
2003; Cappella et al., 2008). E’ apparsa più differenziata e di più difficile
interpretazione la presenza di un secondo bloom autunnale, probabilmente legato
maggiormente alla variabilità meteo climatica interannuale, e registrato in
campionamenti puntuali stagionali (Nuccio et al., 1995) o in cicli di acque costiere
(Lenzi Grillini e Lazzara, 1980) ma non generalizzabile in tutte le acque toscane in
quanto altri dati acquisiti soprattutto nelle acque di piattaforma (Innamorati et al.,
2003; De Pasquale, 2004), hanno evidenziato un andamento unimodale del ciclo con
un singolo periodo di aumento della biomassa che inizia a fine autunno, raggiunge
un massimo nei mesi inverno-primaverili e si conclude in tarda primavera. Questa
modalità è stata messa in relazione al verificarsi di inverni più miti legati alla
variabilità della North Atlantic Oscillation (NAO), che recentemente sembrano
molto più frequenti (De Pasquale, 2004).
Per approfondire il confronto tra le stime satellitari e quello ottenute dai rilievi in
situ, sono state già caratterizzate otticamente le acque strettamente costiere. In
queste acque è emersa una elevata variabilità degli assorbimenti specifici delle
varie componenti, particolarmente per quanto riguarda il materiale particellato non
algale (Non Algal Particulate, NAP) e la sostanza organica disciolta (CDOM,
Chromophoric Dissolved Organic Matter) i cui assorbimenti specifici variano molto
in valore assoluto, ma non nelle caratteristiche spettrali (Maselli et al., 2009).
Proprio in considerazione di questa variabilità è stato messo a punto un algoritmo
di calcolo che si basa su un modello semianalitico del colore del mare con il quale
vengono contemporaneamente calcolate le concentrazioni di clorofilla a, CDOM ed
SPM utilizzando il confronto fra la forma spettrale di Rrs (Remote sensing
reflectance) MODIS misurata e quella stimata dal modello (Maselli et al., 2009).
429

Questo algoritmo ha mostrato ottime performance nella stima di Chl, CDOM ed
SPM (Suspended Particulate Matter) migliorando di gran lunga quelle sia degli
algoritmi di tipo generale ed anche di quelli specifici per il Mediterraneo (Maselli et
al., 2009; Lapucci et al., in stampa), sottostimando però le concentrazioni di
clorofilla a nelle acque del largo (Massi et al., 2011; Lapucci et al., in stampa).
Lo studio è stato quindi rivolto alle acque di caso 1 dell’intero bacino Mediterraneo,
e ha consentito una prima parametrizzazione delle relazioni fra la biomassa
fitoplanctonica con 1) le concentrazioni dei principali componenti otticamente attivi
(SPM e CDOM); 2) gli assorbimenti e retrodiffusione specifici (Massi et al., 2011).
Su questa base è stato messo a punto un sistema di classificazione multi opzione o
“fuzzy” delle acque che discrimina 10 posizioni intermedie passando da quelle
tipicamente di caso 1 a quelle di caso 2 (Massi et al., 2011). Questo tipo di
classificazione preliminare delle acque risulta molto efficace nel guidare nella scelta
dell’algoritmo da utilizzare, e con questa guida si migliorano molto le stime di
clorofilla a.
Nell’ambito del progetto MOMAR le esperienze accumulate durante queste
collaborazioni sono state indirizzate ad approntare un sistema semioperativo di
monitoraggio satellitare della qualità delle acque del mare della Toscana basato
sulle concentrazioni della biomassa fitoplantonica, stimata mediante la
concentrazione della clorofilla a (Chl), della sostanza organica disciolta cromoforica
(CDOM) e del materiale particellato non fitoplanctonico (NAP). Tali dati sono stati
utilizzati per la verifica delle performance di quattro algoritmi per la stima delle
clorofilla a (OC3M, MedOC3, OC5, SAM_LT) confrontando i dati ottenuti in situ
con le stime satellitari.
L’elevata incidenza di inquinamento da idrocarburi nel Mar Mediterraneo ed il
conseguente incremento dei livelli di contaminazione dei bacini marini europei è in
questi anni motivo di grande preoccupazione per gli organismi nazionali e locali di
tutela e di ricerca in ambito ambientale. Per questo motivo Il LaMMA insieme alla
Regione Toscana hanno ritenuto opportuno richiedere la possibilità di accesso al
sistema CleanSeaNet (CSN), sviluppato dalla European Maritime Safety Agency
(EMSA), all’interno del progetto MOMAR, con lo scopo di elaborare i prodotti del
CSN per fornire statistiche sugli sversamenti, nonché una “carta di rischio” delle
zone costiere Toscane maggiormente esposte al fenomeno. I risultati saranno
descritti nel paragrafo 6.6.
Nei prossimi paragrafi verranno illustrati i risultati delle campagne oceanografiche
effettuate all’interno del Progetto MOMAR: MOMAR, Melba, Milonga effettuate da
CIBM – Università di Firenze, Ifremer e LaMMA, nell’area di mare oggetto di
studio (Fig. 6.18), per quanto riguarda la caratterizzazione ecologica e bio ottica, e il
confronto tra questi dati e i corrispondenti prodotti ottenuti da dati satellitari, in
particolare la clorofilla a, in modo da poter fattivamente affiancare il monitoraggio
satellitare a quello puntuale in situ.
430

6.2. Le campagne di rilevamento in situ dello stato ecologico e delle proprietà
bio-ottiche
C. Nuccio * , L. Massi * , L. Lazzara * , F. Polonelli * , M. Mannucci * , C. Melillo * , G.
Mori * , E. Organelli * , F. Fani * , C. Lapucci 1 , F. Galgani 2
* CIBM – Università di Firenze, Dipartimento di Biologia Evoluzionistica Via
P.A. Micheli, 1 50121 Firenze, Italy.
1 LaMMA - Laboratorio di Monitoraggio e Modellistica ambientale per lo
sviluppo sostenibile, Via Madonna del Piano 10, 50019 Sesto Fiorentino (FI),
Italia
2 IFREMER LER/PAC, Centre de Méditerranée, Zone Portuaire de Brégaillon
BP 330 8350, la Seyne Sur Mer, Cedex, France
6.2.1. Campagne MOMAR
Abstract
Nell’ambito del progetto MOMAR le esperienze accumulate nello studio delle
caratteristiche ottiche delle acque dell’Arcipelago Toscano durante le
collaborazioni con IBIMET e LaMMA sono state indirizzate ad approntare un
sistema semioperativo di monitoraggio satellitare della qualità di queste acque
basato sulle concentrazioni della biomassa fitoplanctonica, stimata mediante la
concentrazione della clorofilla (Chl), della sostanza organica disciolta
cromoforica (CDOM) e del materiale particellato totale (SPM) e non
fitoplanctonico (NAP). In particolare la nostra attività è stata rivolta ad ottenere
una valutazione aggiornata delle proprietà ottiche del mare e dei principali
componenti otticamente attivi e delle loro relazioni con la biomassa
fitoplanctonica con lo scopo di migliorare gli algoritmi esistenti o proporne di
nuovi caratterizzati da una maggiore efficienza delle stime satellitari come ad es
sono quelli di tipo semianalitico. Sono state inoltre, indagate le influenze sulla
caratterizzazione bio-ottica della composizione tassonomica dei popolamenti
fitoplanctonici e delle condizioni fisiche e trofiche della colonna d’acqua.
Le acque antistanti la regione Toscana risultano da un punto di vista ottico
difficilmente classificabili rispetto ai modelli utilizzati evidenziando
caratteristiche intermedie sia rispetto alle tipiche acque costiere, generalmente
poco trasparenti, dove sono alti e molto variabili sia gli apporti di materiali
particellati (trasporto fluviale, risospensione di sedimenti) che disciolti
(sostanze organiche disciolte cromoforiche); sia rispetto a quelle del largo,
generalmente più trasparenti e poco influenzate dai fenomeni sopra ricordati,
nelle quali generalmente sono prevalenti gli effetti del fitoplancton, che
comunque è presente in concentrazioni generalmente più basse rispetto a quelle
costiere. Quindi le classificazioni ottiche più utilizzate, che normalmente si
usano per guidare la scelta degli algoritmi satellitari migliori da utilizzare,
431

isultano in queste acque di poca utilità, per le quali, data la loro complessità e
peculiarità, sono molto più rispondenti alla realtà ed utili ai fini pratici quelle
che in maniera continua “fuzzy” prevedono una serie di condizioni intermedie
fra i due estremi.
In queste acque i rapporti CDOM/Chl e soprattutto quelli SPM/Chl risultano
generalmente più alti di quelli delle acque del largo del Mare Mediterraneo,
inoltre nonostante che il valore alto di questi rapporti possa far pensare alla
prevalenza di apporti esterni non collegati alla biomassa fitoplanctonica, in
realtà entrambi CDOM e SPM mostrano una correlazione con la Chl altamente
significativa. Questa peculiare caratteristica determina la necessità di un
adeguamento degli algoritmi satellitari di stima della Chl che in generale sono
calibrati per acque dove questi rapporti sono significativamente più bassi.
Inoltre allo scopo di migliorare le stime satellitari dei componenti otticamente
attivi e con la prospettiva di mettere a punto un algoritmo di calcolo regionale
che si basi su un modello semianalitico è stata analizzata la variabilità degli
assorbimenti e retrodiffusioni specifici (per unità di concentrazione di materiale
assorbente o retrodiffondente) di fitoplancton e particellato non fitoplanctonico
che sono parametri indispensabili per il modello. Per quanto si riferisce agli
assorbimenti specifici è stata rilevata una forte variabilità in termini assoluti, la
quale, però, è gran parte spiegata dalle variazioni delle concentrazioni di Chl.
Il fitoplancton si presenta in queste acque con una composizione tassonomica
altamente differenziata, con popolamenti in cui coesistono molte classi in
proporzioni notevolmente variabili tra loro, determinando variabilità sia
nell’assorbimento in relazione alla differente composizione pigmentaria, sia
nella retrodiffusione molto differenziata fra le classi e maggiore nei coccolitofori
che risultano il gruppo dominante. Non sono state rilevate fioriture “anomale”,
né condizioni trofiche che oltrepassino lo stato oligo-mesotrofico, anche se sono
evidenti le particolari caratteristiche ecologiche influenzate dalla diluizione,
anche a lunga distanza, delle acque dolci continentali.
In conclusione le acque dell’Arcipelago Toscano mostrano evidenti peculiarità
ottiche in gran parte legate alle caratteristiche geomorfologiche ed
idrodinamiche dell’area dell’Arcipelago Toscano. Queste acque insistono sulla
piattaforma continentale che si estende molto davanti alla costa toscana,
costituendo un bacino con ridotti (di lungo periodo, su scala stagionale)
idrodinamismo e scambi rispetto alla circolazione generale tirrenica e ligure. In
questa situazione gli apporti dei principali fiumi della Toscana ed i fenomeni di
risospensione danno un contributo significativo di SPM, CDOM e nutrienti
nelle acque superficiali. Questi contributi influenzano quindi l’ecologia e le
proprietà ottiche dell’area.
6.2.2. Premessa
432

Nell’ambito dello sviluppo di un sistema semioperativo di monitoraggio
satellitare della qualità delle acque del mare della Toscana (vedi Par. 6.1.)
l’attività del gruppo CIBM-Università di Firenze, è stata rivolta ad ottenere una
valutazione aggiornata delle proprietà ottiche del mare e dei principali
componenti otticamente attivi e delle loro relazioni con la biomassa
fitoplanctonica con lo scopo di migliorare o proporre nuovi algoritmi
caratterizzati da una maggiore efficienza nelle stime di Chl, CDOM e NAP.
Sono state inoltre, indagate le influenze sulla caratterizzazione bio-ottica della
composizione tassonomica dei popolamenti fitoplanctonici e delle condizioni
fisiche e trofiche della colonna d’acqua. In questa relazione viene sinteticamente
presentata l’attività svolta e vengono analizzati i primi risultati ottenuti dalle
indagini.
6.2.3. Misure ed analisi effettuate
Sono state svolte 5 campagne di rilevamento per mezzo della M/n Blue Dream
su tre transetti (Fig. 6.1) dove sono state effettuate misure e campionamenti in
tre stazioni poste a 3, 10 e tra 25 e 30 km dalla costa. Nella Fig. 6.1 sono indicate
anche le coordinate delle stazioni e in Tabella 6.1 sono sinteticamente riportate
le misure e le analisi effettuate.
43.5
43
42.5
200 m
Mar
Tirreno
SR28
SR10
SR3
P25
P10
200 m
9.5 10 10.5 11
P3
T30
T10
T3
433
Staz. Lat. Long.
SR3 43° 44.80' 10° 14.26'
SR10 43° 44.80' 10° 08.90'
SR28 43° 44.80' 09° 55.28'
P3 42° 58.00' 10° 26.10'
P10 42° 58.00' 10° 22.15'
P25 42° 58.00' 10° 10.00'
T3 42° 32.86' 11° 05.65'
T10 42° 32.28' 11° 00.00'
T30 42° 30.31' 10° 46.00'
Fig. 6.1. Ubicazione dei transetti e coordinate delle stazioni di prelievo.
In ogni stazione sono state eseguiti: 1) profili CTD con sonda multiparametrica
(Idronaut Ocean Seven); 2) misure di irradianza quantica PAR superficiale e
sottomarina, contemporaneamente sono state effettuate misure della

fluorescenza naturale della clorofilla a e della temperatura (PUV 510
Biospherical); 3) spettri dell’irradianza discendente sulla superficie marina ed a
varie profondità nella colonna d’acqua (5, 10, 25 e 50 m) e spettri dell’irradianza
ascendente a 5 e 10 m (spettroradiometro LI-COR LI 1800UW). Da queste
misure in ogni stazione sono stati ricavati il coefficiente di attenuazione
verticale dell’irradianza (k(λ)) e la riflettanza spettrale subsuperficiale (R(λ)).
Tabella 6.1. Date di campionamento e informazioni sulle misure e analisi complessivamente
effettuate.
Date campagne Stazioni
23/03/2010
24/03/2010
16/04/2010
19/07/2010
21/07/2010
22/07/2010
13/01/2011
14/01/2011
09/02/2011
12/04/2011
19/04/2011
20/04/2011
12/07/2011
29/07/2011
campionate
T3, T10, T30
P3, P10, P25
SR3, SR10, SR28
SR3, SR10, SR28
P3, P10, P30
T3, T10, T30
T3, T10, T30
P3, P10, P30
SR3, SR10, SR28
SR3, SR10, SR28
T3, T10, T30
P3, P10, P30
T3, T10, T30
P3, P10, P30
434
Campioni
prelevati
Totali 42 137 254
10
10
9
9
10
10
10
10
9
9
12
9
10
10
Misure in situ
(per stazione)
CTD
irradianza globale
PAR sottomarina
irradianza spettrale
sottomarina
riflettanza spettrale
fluorescenza variabile
Parametri analizzati N.ro analisi
nitriti, nitrati, fosfati, silicati 548
clorofilla a 137
particellato sospeso (SPM) 137
sostanza organica disciolta (CDOM) 137
diversità pigmentaria 137
composizione tassonomica fitoplancton 137
assorbimento della luce 137
Totale analisi 1370

Allo scopo di acquisire dati in situ relativi alle stime satellitari della produzione
primaria, sono state effettuate misure di fluorescenza variabile modulata
(WaterPAM, Walz) secondo il protocollo previsto nelle linee guida ISPRA
(Lazzara et al., 2010b) per ottenere le curve P-E dei popolamenti fitoplanctonici
naturali. Le misure sono state realizzate sui campioni delle stazioni di San
Rossore, Piombino e Talamone superficiali costieri (3 km) e del largo (30 km) e
su quelli profondi del solo largo, subito dopo il prelievo e se non possibile,
dopo 24 ore, durante le 5 campagne stagionali di campionamento.
Per le analisi da effettuare successivamente in laboratorio, sono stati prelevati
campioni d’acqua mediante bottiglie tipo Niskin (10 l) alle profondità di 0, 10,
25, 50 m.
Le concentrazioni della clorofilla a e dei principali pigmenti fitoplanctonici
(filtrazione su filtri Whatman GF/F Ø 47 mm ed estrazione in acetone 90%)
sono state misurate tramite cromatografia liquida ad alta risoluzione – HPLC –
(SHIMADZU Class VP) secondo Vidussi et al. (1996) e Barlow et al. (1997).
Come indicatore della biomassa fitoplanctonica è stata usata la somma di
clororofilla a + divinil clorofilla a + clorofillide a, denominata in seguito Chl.
Le misure ponderali del materiale particellato in sospensione (SPM) sono state
effettuate (filtrazione su filtri Whatman GF/F Ø 47 mm prepesati e mantenuti
successivamente a 75°C per 24 h) secondo Strikland e Parson (1972) modificato
da Van der Linde (1998) per l’eliminazione del sale residuo.
Le misure degli spettri di assorbimento del fitoplancton e del materiale
particellato non fitoplanctonico (NAP) sono state effettuate secondo Massi e
Lazzara (2010) mediante spettroradiometro LI-COR LI1800UW equipaggiato
con sfera integratrice LI-COR LI1800-12S, raccogliendo il particellato totale su
filtri Whatman GF/F Ø 25 mm e utilizzando il metodo T-R (Tassan e Ferrari,
1995). La suddivisione dell’assorbimento del fitoplancton da quello del
particellato non fitoplanctonico (NAP) è stata effettuata facendo misure prima e
dopo estrazione (metanolo assoluto) del contenuto pigmentario del fitoplancton
(Kishino et al., 1985).
La concentrazione della sostanza organica disciolta cromoforica (CDOM) è stata
stimata su campioni d’acqua prefiltrati su filtri Whatman GF/F Ø 47 mm e
successivamente su Nuclepore PC 0.2 µm, mediante la misura del suo
assorbimento a 400 nm (aCDOM(400)). Questo valore è stato ottenuto a partire
dagli spettri di densità ottica (Shimadzu UVPC2501) trasformati in spettri
assorbimento (Bricaud et al., 1981). aCDOM(400) ed il parametro S, che descrive le
caratteristiche spettrali della CDOM, sono stati ottenuti mediante
interpolazione non lineare degli spettri di assorbimento fra 300 e 700 nm
(Stedmon et al., 2000; Twarkowsky et al., 2004).
Sono state inoltre determinate le concentrazioni dei principali nutrienti
inorganici disciolti (nitriti, nitrati, ortofosfati, silicati) e di azoto e fosforo totali
secondo le metodologie standard (Socal et al., 2010) mediante AutoAnalyzer
435

Bran Lubbe. Con la sigla DIN, utilizzata in seguito, si intende la somma della
concentrazione di nitrato + quella di nitrito.
500 ml di acqua sono stati fissati con formalina (concentrazione finale 1.5%) per
il conteggio e la determinazione della componente micro- e nanofitoplanctonica
effettuati al microscopio ottico rovesciato (Zeiss IM, IM35, 20x, 40x) dopo
sedimentazione di volumi variabili tra 50 e 100 ml (Zingone et al., 2010). Per
l’identificazione tassonomica si fa riferimento ai testi citati in Zingone et al.
(2010).
6.2.4. Risultati
6.2.4.1. Condizioni idrologiche e trofiche
L’analisi delle condizioni idrologiche (Fig. 6.2) nei primi 100 m della colonna
d’acqua mostra la evidente scala stagionale di variazione tra i mesi invernoprimaverili
con una situazione termica (Fig. 6.2 a, b, c) relativamente omogenea
lungo la colonna d’acqua e la presenza di un termoclino nel periodo estivo.
436

10 15 20 25 30
0
25
50
75
m
100
34 35 36 37 38
0
25
50
75
m
100
d) 3 km
a) 3 km
34 35 36 37 38
0
25
50
75
100
10 15 20 25 30
0
25
50
75
100
San Rossore prim '10
San Rossore est '10
San Rossore inv '11
San Rossore prim '11
e) 10 km
b) 10 km
Piombino prim '10
Piombino est '10
Piombino inv '11
Piombino prim '11
Piombino est '11
437
34 35 36 37 38
0
25
50
75
100
10 15 20 25 30
0
25
50
75
100
f) 30 km
c) 30 km
Talamone prim '10
Talamone est '10
Talamone inv '11
Talamone prim '11
Talamone est '11
Fig. 6.2. Profili di temperatura (°C): a) st. a 3 km, b) st. a 10 km, c) st. a 30 km, e profili di salinità
(psu): d) st. a 3 km, e) st. a 10 km, f) st. a 30 km.
Le condizioni di maggiore omogeneità termica sono state rilevate nel
campionamento invernale del 2011, con le più alte temperature superficiali
(14.8°C) a T30 e le più basse a SR (circa 11°C), che mantiene comunque le più
basse temperature anche in profondità (Fig. 6.2c). Già nei campionamenti
primaverili, sia del 2010 che del 2011, si nota l’instaurarsi del riscaldamento
superficiale, che porta ad un gradiente termico molto pronunciato nei primi 10
metri che continua più gradualmente nella colonna sottostante. La primavera
del 2011 presenta temperature superficiali più alte (fino a circa 19°C) rispetto al
2010 (non oltre 15.5°C), sempre rilevate a SR. In estate si rileva la formazione di
uno strato omeotermo superficiale e quindi rimescolato che comincia a
strutturarsi nei primi 10-20 metri, separato dallo strato sottostante dal
°C
psu

termoclino che limita quindi il mescolamento della colonna d’acqua. I profili di
salinità (Fig. 6.2d, e, f) mostrano come le stazioni dei transetti Piombino e
Talamone presentino una relativa omogeneità lungo tutta la colonna d’acqua,
tranne che per qualche variazione nei primi 25 m soprattutto per Talamone (Fig.
6.2d, e) in estate, dove sono visibili intrusioni di acque meno salate dovute
probabilmente a fenomeni locali. Nel transetto SR, particolarmente nei mesi
inverno-primaverili, è evidente la bassa salinità superficiale (fino a circa 34.5)
dovuta agli apporti delle acque dolci continentali che sono visibili fino a 10 e 28
km soprattutto in inverno-primavera, corrispondenti ai periodi di maggiore
portata dei fiumi. In Tabella 6.2 sono riportate le concentrazioni medie dei
nutrienti fitoplanctonici, della clorofilla a, delle densità cellulari, del particellato
in sospensione (SPM) e della sostanza organica disciolta cromoforica (CDOM),
utili alla caratterizzazione ecologica e bio-ottica dell’area.
Tabella 6.2. Concentrazioni medie (+ dev. st.) di nutrienti (µM), clorofilla a (mg m-3 ), densità
cellulare (cell L-1 ), particellato sospeso (SPM, mg L-1 ) e sostanza organica disciolta (CDOM,
aCDOM(400) m-1 ). 3 km, 10 km, 30 km = medie alle stazioni alle relative distanze dalla costa.
DIN= NO2+NO3. Area = media generale (N=137).
Staz. SiO2 PO4 DIN Chl cell L-1 SPM CDOM
SR3 1.534+0.88 0.092+0.06 0.412+0.31 1.233+0.89 3.6 105 +2.9 105 1.387+0.42 0.109+0.05
P3 0.958+0.53 0.056+0.05 0.372+0.42 0.316+0.30 4.8 104 +3.5 104 1.126+0.28 0.031+0.02
T3 1.207+0.60 0.047+0.02 0.337+0.26 0.516+0.49 7.3 104 +4.6 104 1.427+0.67 0.039+0.02
3 km 1.178+0.66 0.060+0.05 0.367+0.33 0.588+0.63 1.2 105 +1.8 105 1.299+0.61 0.051+0.04
SR10 1.287+0.63 0.090+0.06 0.507+0.39 0.762+0.56 1.6 105 +1.4 105 1.543+0.54 0.085+0.03
P10 0.915+0.52 0.048+0.03 0.272+0.18 0.313+0.30 5.2 104 +3.5 104 1.101+0.29 0.030+0.02
T10 1.066+0.66 0.058+0.02 0.282+0.27 0.321+0.27 6.5 104 +2.8 104 1.248+0.27 0.038+0.01
10 km 1.079+0.61 0.064+0.04 0.343+0.30 0.444+0.43 8.7 104 +8.9 104 1.283+0.41 0.049+0.03
SR28 1.269+0.60 0.080+0.03 0.405+0.30 0.352+0.21 7.4 104 +7.6 104 1.126+0.20 0.060+0.03
P25 1.068+0.62 0.049+0.02 0.253+0.24 0.277+0.25 4.9 104 +2.7 104 1.354+0.24 0.036+0.02
T30 0.991+0.48 0.057+0.03 0.260+0.24 0.294+0.26 6.4 104 +2.4 104 1.210+0.25 0.045+0.03
30 km 1.096+0.57 0.061+0.03 0.298+0.26 0.305+0.24 6.1 104 +4.6 104 1.237+0.23 0.046+0.03
Area 1.113+0.61 0.061+0.04 0.331+0.29 0.426+0.45 8.6 104 +1.1 105 1.268+0.49 0.048+0.03
Le concentrazioni di nutrienti e Chl evidenziano una generale oligo-mesotrofia,
con i massimi valori nel transetto San Rossore, in particolare SR3, la
diminuzione dei valori dalla costa al largo (Tabella 6.2) e oscillazioni
prevalentemente in relazione alle variazioni stagionali. Una rappresentazione
sintetica della variazione stagionale delle concentrazioni medie di DIN, PO4 e
clorofilla a per ogni stazione è visibile in Fig. 6.3.
Le maggiori concentrazioni sono invernali e primaverili per tutta l’area e lungo
tutta la colonna d’acqua. In questi periodi il DIN generalmente raggiunge 1 µM
come massimo valore invernale (1.6 µM a P3), particolarmente a San Rossore e
PO4 non supera 0.1 µM tranne che per pochi valori sempre a San Rossore e P3.
Chl, intorno a 0.5 nel transetto Piombino, supera spesso 1 mg m -3 a San Rossore,
dove si arriva a oltre 2.6 mg m -3 , e T3. E’ visibile una differenza tra primavera
2010 e primavera 2011, soprattutto nei transetti Piombino e Talamone dove i
valori del 2011 sono più simili a quelli estivi (Fig. 6.3), probabilmente in
relazione alla variabilità interannuale delle fasi di sviluppo delle fioriture
438

fitoplanctoniche. I minimi sono estivi, quando Chl è prevalentemente minore di
0.1 mg m -3 e decresce fino a valori minori di 0.05 mg m -3 soprattutto nel
transetto Piombino.
Da una osservazione preliminare emerge quindi una variazione stagionale
tipica per le acque dell’Arcipelago Toscano, dove il periodo di maggiore
sviluppo fitoplanctonico si instaura a partire dalla fine inverno e, anche se con
fasi alterne di aumenti e diminuzioni relative, si prolunga durante la primavera,
in relazione prevalentemente al fotoperiodo e alla disponibilità nutritizia. Nel
periodo estivo si ha la fase di maggiore scarsità di biomassa fitoplanctonica,
evidente rispetto agli altri periodi sia al largo che sottocosta, dove è presumibile
che anche gli apporti terrigeni risentano delle più scarse portate dei corsi
d’acqua. Queste acque presentano dunque caratteristiche idrologiche e trofiche
influenzate dalle condizioni meteo-climatiche stagionali, su cui insistono le
peculiarità locali, come le acque lungo il transetto di San Rossore, interessate
dai flussi d’acqua dolce. Prendendo in esame la variazione reciproca delle
concentrazioni di azoto e fosforo, possiamo valutare la distribuzione del
rapporto N/P (Fig. 6.4). Considerando che N/P=16 è il rapporto atomico con
cui i due elementi compongono mediamente la biomassa fitoplanctonica, il
valore del rapporto nell’acqua è legato alla mineralizzazione della biomassa
fitoplanctonica ed alla modalità con cui il fitoplancton assimila i due nutrienti
(generalmente in fase di crescita esponenziale vengono assimilati proprio con
questo rapporto N/P=16). I rapporti calcolati nelle acque possono risultare
probabilisticamente rappresentativi di una situazione di azoto carenza quando
N/P16 (Innamorati, 1989). I nostri dati
(Fig. 6.4) sono distribuiti generalmente intorno alla media generale di N/P≅4.0,
che evidenzia quindi una limitazione da azoto, che aumenta dall’inverno
all’estate.
439

µM
µM
µM
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
1.4
1.2
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
PO 4
DIN
Chl
SR28 SR10 SR3 SR28 SR10 SR3 SR28 SR10 SR3 SR28 SR10 SR3
aprile 2010 luglio 2010 febbraio 2011 aprile 2011
P25 P10 P3
440
S. Rossore
Piombino
marzo 2010 luglio 2010 gennaio 2011 aprile 2011 luglio 2011
T30 T10 T3
P25 P10 P3
T30 T10 T3
P25 P10 P3
T30 T10 T3
P25 P10 P3
T30 T10 T3
P25 P10 P3
Talamone
T30 T10 T3
marzo 2010 luglio 2010 gennaio 2011 aprile 2011 luglio 2011
Fig. 6.3. Medie (0-10m, 0-25m, 0-50m, in relazione ai campionamenti) delle concentrazioni di
DIN e PO4 (µM) e Chl (mg m-3) per ogni stazione nelle diverse stagioni.
Questa era apparsa come una tipica condizione delle acque superficiali
dell’Arcipelago Toscano negli anni ’80, variata poi nel decennio successivo
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
1.4
1.2
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
mg m -3
mg m -3
mg m -3

verso valori più alti (Innamorati et al., 1995; 2001) per un tendenziale aumento
dell’azoto e una diminuzione del fosforo. In base ai risultati odierni, che
mostrano una diminuzione delle concentrazioni di azoto rispetto a quelle
precedentemente riportate e concentrazioni di fosforo simili se non in aumento,
queste osservazioni preliminari, senz’altro da approfondire, ci portano a
ipotizzare una ulteriore fluttuazione della dinamica trofica avvenuta nelle
acque dell’Arcipelago.
log (DIN)
0.5
0.0
-0.5
-1.0
-1.5
-2.0
N=32P
N=16P
N=4P
-2.5 -2.0 -1.5 -1.0 -0.5 0.0
log (PO4 )
441
gen-feb
mar-apr
lug
Fig. 6.4. Distribuzione dei logaritmi delle concentrazioni (µM) di DIN (NO2+NO3) e PO4. Sono
tracciate le rette indicanti rapporti N/P costanti e la retta di regressione (r=0.33 ** p

Serchio) che fertilizzano maggiormente l’area, probabilmente non solo tramite i
nutrienti inorganici (Fig. 6.3), ma anche con apporti maggiori di sostanza
organica (Tabella 6.2) utilizzata, come è noto, dagli organismi planctonici della
rete trofica pelagica.
Dalle analisi microscopiche di ogni campione è stata ottenuta la composizione
tassonomica delle comunità fitoplanctoniche. Gli organismi micro- e
nanoplanctonici contati e determinati a livelli tassonomici diversi appartengono
a diatomee, dinoflagellati, coccolitofori, cryptophyceae. In una ulteriore
categoria denominata “altre classi” sono stati raggruppati organismi
appartenenti a Chlorophyceae, Chrysophyceae, Prymnesiophyceae non
coccolitofori, flagellati nanoplanctonici non identificati e altro nanoplancton di
incerta collocazione tassonomica e prevalentemente eterotrofo.
Generalmente il popolamento è dominato dalla frazione nanoplanctonica e la
composizione tassonomica è molto diversificata, con la coesistenza, nella
maggior parte dei casi, di molti gruppi differenti per filogenesi, fisiologia e
dimensioni. Su questa base comune si innestano le variazioni più peculiari
legate alla dominanza stagionale delle classi e la differenza evidente delle acque
superficiali del transetto SR.
Una sintetica e preliminare rappresentazione della variazione della
composizione tassonomica nello strato superficiale comune a tutte le stazioni è
visibile in Fig. 6.5. Le diatomee dominano le densità totali in gennaio-febbraio,
oltre 3 10 5 cell L -1 , a SR3 e SR10, e sono presenti, seppure in quantità ridotta, non
oltre 2.5 10 4 cell L -1 , anche a Piombino e Talamone (Fig. 6.5), dove appaiono in
percentuale maggiore coccolitofori e cryptophyceae. Anche in aprile a San
Rossore dominano le diatomee maggiormente che negli altri siti, dove
prevalgono soprattutto le cryptophyceae. I dinoflagellati sono maggiormente
presenti in estate e, tranne che nel periodo invernale, è visibile spesso una larga
parte del popolamento attribuita al gruppo “altre classi” (Fig. 6.5). In questo
gruppo la classe spesso più abbondante è quella delle Prasinophyceae
(Pyramimonas spp., Tetraselmis spp., Pseudoscourfieldia marina).
Queste prime indicazioni appaiono coerenti con quanto noto dell’Arcipelago,
particolarmente: l’abbondante presenza di diatomee nelle acque di SR e la loro
minore presenza al largo, anche in inverno-primavera, particolarmente dovuta
a tipiche specie microplanctoniche (Chaetoceros spp., Asterionellopsis glacialis,
Thalassionema spp., Pseudonitzschia spp.); l’importanza al largo delle
cryptophyceae (Plagioselmis prolonga, Teleaulax sp.); la presenza diffusa di
Emiliania huxleyi come principale specie tra i coccolitofori; la prevalenza estiva
dei dinoflagellati con piccoli tecati (Heterocapsa spp.) e molte diverse
Gymnodiniaceae.
442

cell L -1
cell L -1
cell L -1
1.5e+5
1.0e+5
5.0e+4
0.0
0.0
8e+5
6e+5
4e+5
2e+5
0
1.5e+5
1.0e+5
5.0e+4
SR3 SR10SR28 SR3 SR10SR28 SR3 SR10SR28 SR3 SR10SR28
aprile 2010 luglio 2010 febbraio 2011 aprile 2011
443
San Rossore
Piombino
P3 P10 P25 P3 P10 P25 P3 P10 P25 P3 P10 P25 P3 P10 P25
marzo 2010 luglio 2010 gennaio 2011 aprile 2011 luglio 2011
Talamone
T3 T10 T30 T3 T10 T30 T3 T10 T30 T3 T10 T30 T3 T10 T30
marzo 2010 luglio 2010 gennaio 2011 aprile 2011 luglio 2011
Diatomee Dinoflagellati Coccolitofori Cryptophyceae Altre classi
Fig. 6.5. Medie (0-10 m) delle densità (cell L -1 ) delle classi fitoplanctoniche nelle stazioni e nei
periodi indicati
6.2.4.3. Stime di Produzione Primaria da Curve Fotosintesi – Irradianza (P-I)
La produzione primaria marina è fondamentalmente limitata dalla disponibilità
di radiazione luminosa in acqua, perciò i modelli di stima della produzione
primaria telerilevata si basano principalmente sulla relazione fotosintesi –
irradianza (curve P-E) ed in particolare su corrette misure dei parametri di foto-

adattamento alpha, beta, Pmax ed Ek, capaci di definire le caratteristiche sciafile
ed eliofile dei popolamenti naturali. Tramite fluorescenza variabile modulata
sono state quindi misurate le curve P-E sui popolamenti fitoplanctonici naturali.
ETR
ETR
San Rossore inverno - omogeneità temperatura
1.2
1.0
a
SR30, 25m
SR 30, 3m
0.8
SR3, 3m
0.6
0.4
0.2
0.0
0.0
0 200 400 600 800 1000 1200 1400
PAR
San Rossore primavera - stratificazione salinità
1.2
c
SR30, 50m
1.0
SR30, 3m
SR3, 3m
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
0 200 400 600 800 1000 1200 1400
PAR
Piombino estate - stratificazione temperatura
1.2
1.0
0.8
b
P25, 50m
P25, 3m
P3, 3m
0.6
0.4
0.2
444
0 200 400 600 800 1000 1200 1400
PAR
Ek curva (µE) Ek medio (µE)
Assenza di stratificazione - inverno
SR3m3_inv11 76 76 ± 7
SR30m3_inv11 80 75 ± 7
SR30m25_inv11 76 70 ± 8
Stratificazione per temperatura - estate
P3m3_est10 126 107 ± 21
P25m3_est10 120 135 ± 24
P25m50_est10 65 67 ± 11
Stratificazione per salinità - primavera
SR3m3_pri10 133 131 ± 6
SR30m3_pri10 75 90 ± 9
SR30m50_pri10 58 54 ± 8
Fig. 6.6. Curve fotosintetiche dei popolamenti fitoplanctonici della costa toscana in tre diverse
condizioni di colonna d’acqua: (a) invernale rimescolata, (b) estiva stratificata e (c) primaverile
con stratificazione costiera da salinità. Il parametro di fotoadattamento Ek viene riportato in
tabella nelle tre diverse condizioni di colonna, come ottenuto sia dalla curva media interpolata
che dai singoli replicati. Il comportamento eliofilo (Ek > 120) è evidente nel fitoplancton
superficiale solo in condizioni di stratificazione.
In Fig. 6.6 sono mostrate alcune delle curve medie ottenute per interpolazione
da 4 replicati. Le curve invernali di San Rossore risultano omogenee: alpha e
Pmax coincidono e gli Ek sono simili (76-80 µE m -2 s -1 ) indicando così che i
popolamenti superficiale e profondo, costiero e del largo sono tutti adattati alle
condizioni di bassa irradianza invernali (curve sciafile) in una colonna d’acqua
rimescolata (omogenizzazione termica) dove gli organismi trascorrono molto
tempo anche alle profondità elevate. Al contrario durante l’estate, in
conseguenza della stratificazione termica, gli organismi fitoplanctonici di
superficie vengono mantenuti in acque ben illuminate ed infatti le curve P-E dei
3 m risultano eliofile (Ek 120-126 µE m -2 s -1 ), quella profonda (P25 50 m) è invece

sciafila (Ek 65 µE m -2 s -1 ) con pronunciate caratteristiche di fotoinibizione. In
primavera, solo il campione costiero SR3 3 m, che risulta confinato in superficie
per una stratificazione alina, appare fotoadattato a condizioni eliofile (Ek 133 µE
m -2 s -1 ) mentre quello profondo risulta decisamente sciafilo. In tabella vengono
riportati come valori sintetici ed esemplificativi dei pararametri fotosintetici,
quelli degli Ek nelle varie condizioni di foto-adattamento, al fine di una loro
implementazione negli specifici algoritmi di calcolo della PP dei mari toscani,
utilizzando dati tele-rilevati (Lazzara et al., 2010a).
I valori di rendimento fotosintetico (Yield) più elevati sono stati misurati in
inverno con valori >0.6 che indicano il raggiungimento di un’efficienza di
fotosintesi potenziale massima (condizioni ottimali dell’apparato fotosintetico),
al contrario i minimi sono solitamente estivi (

quelle a 10 km (specialmente San Rossore e Talamone) stanno sotto la retta
mentre quelle a 30 km si collocano sopra. In generale quindi risulta che queste
acque appartengono ad una condizione intermedia fra quelle tipicamente di
caso 1 e quelle di caso 2. La retta di regressione ottenuta (Fig. 6.7) ha un
coefficiente di correlazione molto alto e quindi differente da 0 in maniera
altamente significativa e incrocia quella di separazione a concentrazioni medie
di Chl di circa 1 mg m -3 evidenziando che a concentrazioni superiori le acque
tendono ad avere le caratteristiche più tipiche del caso 2, mentre alle
concentrazioni più basse le caratteristiche ottiche sono quelle più tipiche delle
acque di caso 1.
log Chl
1.0
0.5
0.0
-0.5
-1.0
y = -2.1811x + 3.0892
R 2 = 0.7886
-1.5
1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2 2.4
log Z eu
446
T3
P3
SR3
T10
P10
SR10
T30
P25
SR28
Morel 1-2
Regression
Fig. 6.7. Relazioni fra profondità della zona eufotica zeu (m) e concentrazione media di clorofilla
(Chl) nella zona eufotica (mg m -3 ). Sono riportati i parametri della retta di regressione ed il
coefficiente di determinazione R 2 , N=36.
6.2.4.4.2. Relazioni fra Chl, SPM e CDOM
Lo studio delle relazioni quantitative fra Chl e le concentrazioni delle sostanze
otticamente attive particellate e disciolte risulta un aspetto fondamentale per la
caratterizzazione e la classificazione ottica delle acque. In primo luogo perché
da un punto di vista ottico fino dagli inizi tutte le classificazioni delle acque
sono state incentrate sul ruolo diretto ed indiretto della biomassa
fitoplanctonica stimata con Chl, in più Chl può essere utilizzata anche come un
indice delle condizioni ecologiche medie degli ecosistemi acquatici.

6.2.4.4.2.1. SPM
Le relazioni fra SPM e Chl nelle acque indagate sono riportate in Fig. 6.8. La
concentrazione media di SPM è 1.269 ± 0.486 mg L-1 con un valore minimo di
0.277 mg L-1 alla stazione SR28 50 m di aprile 2010 e massimi molto vicini a 3
mg L-1 registrati a T3 in superficie in primavera 2010 e 2011 e a SR28 in
superficie in aprile 2011. I valori più alti di SPM generalmente si trovano a SR e
T3 e si collocano temporalmente nel periodo inverno- primaverile.
SPM (mg L -1 )
4
3
2
1
Chl (mg m -3 0
0.0 0.5 1.0 1.5
)
2.0 2.5 3.0
447
y = 1.4166 x 0.1311
R 2 = 0.1354
T3
T10
T30
P3
P10
P25
SR3
SR10
SR28
Fig. 6.8. Relazioni fra le concentrazioni di Chl e SPM. Sono riportati i parametri della
regressione di potenza ed il coefficiente di determinazione R 2 , N=137.
Il rapporto medio SPM/Chl è 4.95 g/mg ed è abbastanza alto (circa il doppio)
se confrontato con quello di altre zone costiere del Mediterraneo (Babin et al.,
2003). Valori così alti sono già stati trovati per le acque di caso 1 del bacino
Mediterraneo e specialmente nelle zone più oligotrofiche dove questo rapporto
può essere ancora maggiore (Massi et al., 2011). Nelle acque indagate
comunque, questo rapporto risulta alto anche se le concentrazioni medie di Chl
(0.427 mg m -3 ) sono abbastanza alte. La concentrazione di SPM aumenta
all’aumentare di Chl, ed i loro rapporti comunque non sono costanti, ma
tendono a diminuire all’aumentare di Chl. Questa modalità di variazione è stata
interpolata con l’equazione di potenza di Fig. 6.8 il cui coefficiente di
correlazione, seppure non altissimo, è diverso da 0 in maniera altamente
significativa. I punti che si collocano a maggior distanza dalla curva
appartengono essenzialmente al transetto di San Rossore e alle stazioni più
costiere di quello di Talamone, campioni per i quali sono molto probabili

significativi apporti terrigeni e fenomeni di risospensione dei sedimenti.
Confrontando queste relazioni con quelle di Babin et al. (2003) emerge che, oltre
ai già citati alti valori di SPM/Chl, la concentrazione di SPM varia molto di
meno al variare di Chl, in particolare perché i valori di SPM a basse Chl
risultano alti.
6.2.4.4.2.2. CDOM
In Figura 6.9 sono riportate le modalità di variazione di CDOM in relazione a
Chl. La concentrazione di CDOM stimata mediante aCDOM(400) ha un valore
medio di 0.0484 ±0.0328 m -1 , passando da un minimo di 0.0022 m -1 alla stazione
P3 alla profondità di 10 m a luglio 2011 ad un massimo di 0.184 m -1 alla stazione
SR3 in superficie ad aprile 2011, e risulta abbastanza differenziata fra le stazioni
e le stagioni. In generale le stazioni SR ed in particolare quelle più costiere,
influenzate dalle acque del fiume Arno, mostrano gli assorbimenti più alti con i
massimi in primavera e inverno. Come si evince dalla Fig. 6.9 aCDOM(400)
aumenta con Chl secondo le modalità descritte dall’equazione di potenza della
curva interpolante che ha un coefficiente di correlazione diverso da 0 in
maniera altamente significativa. La parametrizzazione mostra che CDOM
aumenta con Chl, il loro rapporto CDOM/Chl medio risulta 0.159 m 2 mg -1 ed
aumenta fino a 4.77 m 2 mg -1 a basse Chl, mentre ai valori massimi di Chl è
0.0280 m 2 mg -1 . Questi valori sono molto più bassi rispetto a quelli trovati in
alcune acque Mediterranee di caso 2 (Babin et al., 2003). Al contrario i rapporti
CDOM/Chl e le loro modalità di variazione sono simili a quelli rilevati da
alcuni autori per le acque del largo del bacino Mediterraneo. Massi et al. (2011)
hanno proposto una equazione di potenza analoga a quella di Figura 6.9 con
esponente simile, ma con il coefficiente di Chl minore. Morel e Gentili (2009),
sulla base dell’elaborazione di dati satellitari, hanno descritto l’incremento di
CDOM all’aumentare di Chl con una equazione di potenza analoga con il
coefficiente di Chl praticamente uguale, ma con esponente maggiore. E’ proprio
sulla base di questi dati che, gli stessi autori, asseriscono la peculiarità ottica
delle acque del Mar Mediterraneo.
448

a CDOM (400) (m -1 )
0.25
0.20
0.15
0.10
0.05
0.00
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
Chl (mg m -3 )
449
y = 0.0689 x 0.4277
R 2 = 0.4017
T3
T10
T30
P3
P10
P25
SR3
SR10
SR28
Fig. 6.9. Relazioni fra le concentrazioni di Chl e CDOM. Sono riportati i parametri della
regressione di potenza ed il coefficiente di determinazione R 2 , N=137.
6.2.4.4.3. Assorbimento del fitoplancton
L’assorbimento del fitoplancton è stato analizzato in relazione alla
concentrazione di Chl, calcolando le regressioni a tutte le lunghezze d’onda nel
visibile fra 400 e 700 nm utilizzando il modello delle equazioni di potenza. Su
questa base è stata successivamente ottenuta la parametrizzazione della
variazione dell’assorbimento specifico rispetto a Chl.
Come esempio delle relazioni fra l’assorbimento del fitoplancton e Chl sono
riportate in Fig. 6.10 a, b la distribuzione dei punti sperimentali e la relativa
regressione alle 443 e 675 nm dove il fitoplancton mostra i massimi di
assorbimento. Il coefficiente di correlazione è, in entrambi i casi, altamente
significativo. L’assorbimento del fitoplancton aumenta con Chl ed il loro
rapporto, cioè l’assorbimento specifico, diminuisce all’aumentare di Chl (Fig.
6.10 c, d). I parametri delle equazioni di regressione (Fig. 6.10) sono simili a
quelli della parametrizzazione generale per le acque del caso 1 del
Mediterraneo (Massi et al., 2011; Organelli et al., 2011).

a ph (443) (m -1 )
a* ph (443) (m -1 )
0.12
0.10
0.08
0.06
0.04
0.02
0.00
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
0.16
0.12
0.08
0.04
Chl (mg m -3 )
y = 0.0486 x -0.3329
R 2 = 0.9297
y = 0.0486 x 0.6671
R 2 = 0.9297
0.00
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
Chl (mg m -3 )
T3
T10
T30
a ph (675) (m -1 )
P3
P10
P25
450
0.05
0.04
0.03
0.02
0.01
0.00
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
SR3
SR10
SR28
Chl (mg m -3 )
y = 0.0198 x 0.8398
R 2 = 0.938
a b
c
a* ph (675) (m -1 )
0.05
0.04
0.03
0.02
0.01
y = 0.0198 x -0.1602
R 2 = 0.938
0.00
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
Chl (mg m -3 )
Fig. 6.10. Relazioni fra Chl e l’assorbimento del fitoplancton a 443 nm (a); e 675 nm (b) insieme
con quelle dei relativi assorbimenti specifici a 443 nm (c) e a 675 nm (d). Sono riportati i
parametri delle regressioni di potenza ed i coefficienti di determinazione R 2 , N=124.
Gli spettri di assorbimento specifico del fitoplancton (a*ph ()) sono
rappresentati in Fig. 6.11 a, dalla quale si evince che a*ph (443) passa da circa
0.022 a SR10 a 20 m nella primavera 2011, a circa 0.17 m 2 mgChl -1 a P10 a 10 m
del luglio 2010. Analogamente a*ph (675) passa da circa 0.01 a 0.045 m 2 mgChl -1
con una variazioni di circa 7 volte nel massimo nel blu e circa 4,5 volte nel
massimo nel rosso. Per valutare meglio queste modificazioni in Fig. 6.11 b sono
riportati lo spettro medio del coefficiente di assorbimento specifico del
fitoplancton insieme con lo spettro del coefficiente di variazione. Il CV si
mantiene fra 0.42 e 0.52 nella banda spettrale 400-625 nm e diminuisce alle
maggiori fino ad un minimo (0.28) corrispondente al massimo di assorbimento
nel rosso. Il livello generale del CV può essere essenzialmente spiegato dalle
variazioni delle modalità di impacchettamento dei pigmenti nelle cellule e dalle
dimensioni cellulari medie (package-effect). Inoltre in alcune bande dello
d

spettro del CV sono presenti dei massimi corrispondenti ai massimi di
assorbimento di alcuni pigmenti accessori (460-470; 500; 560-570; 600; 650 nm).
Questi molto probabilmente dipendono dalle modificazioni dei rapporti fra la
concentrazione del pigmento e quella della clorofilla a e sono influenzati dalla
composizione tassonomica e dagli adattamenti ecofisiologici del fitoplancton
(Garver et al., 1994; Bricaud et al., 1995; Sosik et al., 1995). Gran parte della
variabilità dell’assorbimento specifico del fitoplancton è comunque spiegata
dalla variazione di Chl (Fig. 6.10 c, d).
a* ph (λ) (m 2 mgChl -1 )
a* ph (λ) (m 2 mgChl -1 )
0.16
0.12
0.08
0.04
0.00
400 450 500 550 600 650 700
0.10
0.08
0.06
0.04
0.02
Media
CV
0.00
0.0
400 450 500 550 600 650 700
λ (nm)
451
a
b
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
CV
T3
T10
T30
P3
P10
P25
SR3
SR10
SR28
Fig. 6.11. Spettri di assorbimento specifico del fitoplancton (a); spettri della media e del
coefficiente di variazione (CV) degli spettri di assorbimento specifico (b).

6.2.4.4.4. Assorbimento del NAP
Analogamente all’assorbimento del fitoplancton anche quello del NAP è stato
analizzato in relazione alla concentrazione di Chl, calcolando le regressioni a
tutte le lunghezze d’onda nel visibile tra 400 e 700 nm utilizzando il modello
delle equazioni di potenza. Per gli assorbimenti del NAP inoltre sono state
anche analizzate le relazioni con SPM calcolandone le regressioni alle stesse
λλ. A partire da queste regressioni sono state ottenute le parametrizzazioni
della variazione degli assorbimenti specifici del NAP rispetto a Chl e SPM.
a NAP (443) (m -1 )
a* NAP (443) (m -1 )
0.12
0.10
0.08
0.06
0.04
0.02
0.00
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
y = 0.0528 x 0.5796
R 2 = 0.5785
Chl (mg m -3 )
y = 0.0528 x -0.4204
R 2 = 0.5785
0.0
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
Chl (mg m -3 )
T3
T10
T30
a NAP (443) (m -1 )
P3
P10
P25
452
0.12
0.10
0.08
0.06
0.04
0.02
0.00
0 1 2 3 4
SR3
SR10
SR28
SPM (mg L -1 )
y = 0.025 x 0.772
R 2 = 0.1468
a b
a* NAP (443) (m -1 )
0.16
0.12
0.08
0.04
0.00
0 1 2 3 4
SPM (mg L -1 )
y = 0.025 x -0.228
R 2 = 0.1468
c d
Fig. 6.12. Relazioni fra l’assorbimento del particellato non fitoplanctonico a 443 nm e (a) la
concentrazione di Chl, (b) e la concentrazione di SPM. Assorbimento specifico del NAP rispetto
a Chl in relazione a Chl (c); assorbimento specifico del NAP rispetto a SPM in relazione a SPM
(d). Sono riportati i parametri delle regressione di potenza ed i coefficienti di determinazione R 2 ,
N = 138.
Le relazioni fra l’assorbimento del NAP con Chl e SPM sono state analizzate a
tutte le λλ, e a titolo esemplificativo, sono riportate quelle a 443 nm,
rispettivamente in Fig. 6.12 a e Fig. 6.12 b. L’assorbimento di NAP aumenta in
relazione a Chl e SPM secondo le modalità delle equazioni di potenza riportate.

In entrambi i casi sono presenti punti che si collocano distanti dalla curva di
regressione che appartengono essenzialmente al transetto SR e alle stazioni più
costiere di quello di Talamone. I coefficienti di correlazione risultano entrambi
altamente significativi, anche se per la regressione fra aNAP(443) vs Chl è molto
più alto. Da ciò emerge che in queste acque Chl spiega meglio le variazioni di
assorbimento aNAP(443) rispetto a quanto non faccia SPM. Gli assorbimenti
specifici del NAP rispetto a Chl e SPM in relazione rispettivamente a Chl ed a
SPM (Fig. 6.12 c, d) diminuiscono all’aumentare di Chl e SPM, fra queste le
regressioni fra gli assorbimenti specifici del NAP rispetto a Chl vs Chl quelle
migliori confermando le considerazioni precedenti.
Gli spettri di assorbimento specifico del NAP (aNAP(λ)/Chl; aNAP(λ)/SPM) sono
riportati rispettivamente in Fig. 6.13 a e Fig. 6.13 b. Da entrambe si può avere
una idea sia delle variazioni del valore assoluto che delle modificazioni
spettrali. La stessa informazione può essere ottenuta in maniera quantitativa
analizzando gli spettri medi ed i loro CV (Fig. 6.13 c, d). In entrambi i casi il CV
risulta molto alto e con modificazioni spettrali abbastanza contenute, fra 1 e 1.3
negli spettri di assorbimento specifico del NAP rispetto alla Chl, fra 0.8 e 0.86 in
quelli normalizzati rispetto a SPM. Questi dati confermano quelli delle acque
strettamente costiere del mare della Toscana (Maselli et al., 2009) per l’elevata
variabilità poco differenziata alle diverse λλ e quindi essenzialmente legata
all’ampiezza degli spettri di assorbimento specifico del NAP e non alla loro
forma. Come si evince chiaramente dalla regressione di Fig. 6.12 c, gran parte di
questa variabilità dell’assorbimento specifico NAP rispetto a Chl è legata alla
variazione di Chl stessa.
453

a* NAP (λ) (m 2 mgChl -1 )
a* NAP (λ) (m 2 gSPM -1 )
0.9
0.6
0.3
0.0
400 450 500 550 600 650 700
0.3
0.2
0.1
0.0
400 450 500 550 600 650 700
λ (nm)
T3
T10
T30
0.20
a c
0.16
0.12
0.08
0.04
0.00
0.0
400 450 500 550 600 650 700
0.06
454
P3
P10
P25
Media
CV
b d
0.05
0.04
0.03
0.02
0.01
λ (nm)
SR3
SR10
SR28
1.5
1.2
0.9
0.6
0.3
0.00
0.0
400 450 500 550 600 650 700
Fig. 6.13. Spettri di assorbimento specifico del NAP normalizzati rispetto alla concentrazione di:
(a) Chl; ( b) SPM e rispettivi spettri della media e del coefficiente di variazione (CV) (c , d).
6.2.4.4.5. Budget degli assorbimenti dei vari componenti
Una modalità molto utilizzata per rappresentare il contributo all’assorbimento
totale dei vari componenti marini otticamente attivi, è quello del diagramma
triangolare di Fig. 6.14 nel quale l’assorbimento totale è costituito dalla somma
dei contributi di fitoplancton NAP e CDOM. Questo totale è stato calcolato
escludendo il contributo dell’acqua pura che risulta costante in termini assoluti.
Il bilancio degli assorbimenti alla di 443 nm dei 124 campioni analizzati
evidenzia come in queste acque l’assorbimento del fitoplancton non supera in
alcun caso il 60 % dell’assorbimento totale, e solo qualche campione del
transetto di Piombino in primavera ed inverno supera il 50 %. Similmente anche
l’assorbimento della CDOM raramente supera il 50 % del totale (campioni tra 25
e 50 m P3 aprile 2011 e T30 e T10 luglio 2010) ed in un solo campione (T30 35 m
di aprile 2011) supera il 60 %. L’assorbimento del NAP è superiore al 60 % in
una decina di campioni superficiali e sub-superficiali essenzialmente
provenienti dal transetto di Talamone ed in maggioranza appartenenti alle
1.2
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
CV
CV

stazioni T3 e T10 del luglio 2011. Nella maggioranza dei campioni gli
assorbimenti sono abbastanza ben distribuiti fra i 3 componenti, o presentano
una leggera prevalenza dell’assorbimento del NAP.
Secondo le classificazioni che si basano sul budget di assorbimento (Prieur e
Sathyendranath, 1981; Babin et al., 2003; IOCCG, 2000) queste acque, siccome
l’assorbimento del fitoplancton non risulta mai essere dominante, sono da
classificare come appartenenti al caso 2. Confrontando questa distribuzione del
budget degli assorbimenti con quello della precedente indagine effettuata nella
stessa zona solo su stazioni a 1 e 3 km dalla costa (Massi et al., 2004) emerge una
situazione abbastanza simile, con la maggioranza di campioni in cui i 3
componenti contribuiscono in maniera simile all’assorbimento totale, seppure
una frazione maggiore di campioni risultava dominata dall’assorbimento del
NAP che in alcuni casi (prevalentemente le stazioni ad 1 Km) raggiungeva
valori di oltre 80 % del totale.
90
a CDOM (443)
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Caso 1
100
0
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
100
a NAP (443)
90
80
70
60
50
a ph (443)
40
30
Fig. 6.14. Diagramma triangolare della ripartizione % degli assorbimenti dei 3 principali
componenti otticamente attivi, rispetto all’assorbimento totale a cui è stato sottratto quello
costante dell’acqua.
6.2.4.4.6. Proprietà ottiche del mare.
Le principali proprietà ottiche del mare quali l’attenuazione dell’irradianza (k) e
la riflettanza (R) sono proprietà ottiche apparenti in quanto determinate non
solo dalle proprietà inerenti, ma anche dalle condizioni di misura. Queste
possono però essere facilmente interpretate (specialmente la riflettanza) in
termini di proprietà ottiche inerenti della totalità dei componenti otticamente
attivi dell’idrosol marino.
455
20
10
T3
P3
SR3
T10
P10
SR10
T30
P25
SR28

L’attenuazione dell’irradianza (k) risulta sempre minore dell’attenuazione (c,
proprietà ottica inerente) che è il risultato della somma di assorbimento (a,
proprietà ottica inerente) + diffusione (b, proprietà ottica inerente). Infatti
risulta che k=a+xb, con 0

k (λ) (m -1 )
k (λ) (m -1 )
k (λ) (m -1 )
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
400 450 500 550 600 650 700
1.2
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
400 450 500 550 600 650 700
1.2
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
400 450 500 550 600 650 700
λ (nm)
a
b
457
c
T3
T10
T30
P3
P10
P25
SR10
SR28
P3
P10
P25
T3
T10
T30
SR3
SR28
SR3
SR10
Fig. 6.15. Spettri di attenuazione verticale dell’irradianza nello strato superficiale interessato dal
telerilevamento (0-zeu/4.6) suddivisi in gruppi in relazione alla loro forma.

6.2.4.4.6.2. Spettri della riflettanza sub-superficiale
Nella Fig. 6.16 sono stati riportati gli spettri di riflettanza sub-superficiale
misurati in situ durante le campagne MOMAR. Gli spettri sono stati suddivisi
in 4 gruppi in relazione alla loro forma spettrale che è determinata dal rapporto
fra gli spettri di retrodiffusione totale e quelli di assorbimento totale (Morel e
Prieur, 1977). Gli spettri di riflettanza del primo gruppo (Fig. 6.16 a) sono
caratterizzati da valori massimi minori di 0.05 intorno ai 400 nm, gli spettri si
mantengono più o meno costanti o leggermente decrescenti fino a circa 480 nm
per poi diminuire più bruscamente fino a circa 520 nm e poi di nuovo fino a
circa 600 nm. Questi spettri di riflettanza appartengono alle acque più
oligotrofiche e trasparenti in cui sia l’assorbimento del materiale particellato e
disciolto, sia quello del fitoplancton sono bassi, così come è bassa la
retrodiffusione, si tratta prevalentemente delle stazioni P e T estive. Negli
spettri di riflettanza del secondo (Fig. 6.16 b) gruppo si nota che i massimi sono
slittati verso maggiori fra 450 e 500 nm. Intorno a 400 nm risulta evidente la
diminuzione di R() in relazione all’incremento di assorbimento di CDOM e
NAP. In questo gruppo di spettri compaiono dei massimi a circa 685 nm alcuni
anche molto evidenti, si tratta della fluorescenza naturale della clorofilla a
(Gordon, 1979). Questi spettri di riflettanza provengono essenzialmente dalla
stazioni P e T in primavera. All’aumentare dell’assorbimento di fitoplancton,
CDOM e NAP ed anche della retrodiffusione si ottengono gli spettri del terzo
gruppo (Fig. 6.16 c) caratterizzati da un evidente massimo intorno a 500 nm,
con minimi a circa 400 (in relazione alla significativa presenza di CDOM e NAP
che assorbono fortemente in questa banda) e 600 nm. Anche in alcuni spettri di
questo gruppo risultano evidenti i massimi a 685 nm legati alla fluorescenza
della clorofilla a. Gli spettri, che provengono dalle stazioni T e P più costiere
primaverili ed invernali e alcune SR28, pur avendo in generale una forma simile
sono caratterizzati da marcate differenza nel valore assoluto dei massimi
intorno ai 500 nm, si passa infatti da valori bassi (0.035 a P3 di gennaio 2011)
che fanno pensare ad una bassa retrodiffusione, a valori molto più alti (0.1 a
SR28 del febbraio 2011), dove al contrario si suppone una forte componente di
retrodiffusione. Nell’ultimo gruppo di spettri (Fig. 6.16 d), provenienti tutti
dalle stazioni SR3 e SR10, i massimi si spostano ulteriormente in avanti fino a
circa 550 nm con valori assoluti che non oltrepassano mai 0.08, mentre i valori a
400 nm sono sempre bassi (0.02-0.03). Si tratta di spettri determinati da un forte
assorbimento sia del fitoplancton che di CDOM e NAP. All’interno di ognuno
degli ultimi 3 gruppi gli spettri che presentano un netto massimo nel rosso a
685 nm sono anche quelli che raggiungono i valori più alti all’interno del
gruppo, indicando che il contributo del fitoplancton alla retrodiffusione risulta
sempre significativo.
458

R
R
0.06
0.05
0.04
0.03
0.02
0.01
0.00
400 450 500 550 600 650 700
0.12
0.10
0.08
0.06
0.04
0.02
0.00
400 450 500 550 600 650 700
λ (nm)
T3
T10
T30
459
0.06
a b
0.05
0.04
0.03
0.02
0.01
0.00
400 450 500 550 600 650 700
0.10
c d
0.08
0.06
0.04
0.02
0.00
400 450 500 550 600 650 700
P3
P10
P25
λ (nm)
SR3
SR10
SR28
Fig. 6.16. Spettri di riflettanza sub superficiale suddivisi in gruppi in relazione alla loro forma.
In Fig. 6.17 sono riportate le relazioni fra le concentrazioni di Chl e le
modificazioni spettrali delle riflettanze valutate mediante il rapporto
blu/verde. Queste relazioni sono molto frequentemente utilizzate per stimare
Chl dalla riflettanza, negli algoritmi di tipo empirico. La regressione ottenuta ed
il suo coefficiente di correlazione, diverso da 0 in maniera altamente
significativa, mostrano come, anche per queste acque, si possa stimare Chl a
partire dal rapporto blu/verde della riflettanza, sebbene alcuni punti
appartenenti alle stazioni costiere SR e T si collochino abbastanza sotto alla retta
di regressione probabilmente per elevato assorbimento nel blu legato ad alte
concentrazioni di CDOM e NAP. Inoltre sono presenti alcuni punti delle
stazioni costiere T e P che si collocano sopra alla retta di regressione, in questo
caso si tratta probabilmente di campioni con elevata retrodiffusione. Il
coefficiente di regressione e l’ordinata all’origine della retta di regressione sono
essenzialmente determinati dalle proprietà ottiche delle sostanze otticamente

attive e dalle proporzioni fra la biomassa fitoplanctonica stimata con Chl e gli
altri componenti. Quindi questi coefficienti possono essere diversificati
regionalmente e temporalmente, cosicché per un buon algoritmo di calcolo è
necessaria una ampia disponibilità di dati provenienti dalla zona e dalle
stagioni per le quali si vogliono produrre le stime, ed inoltre gli algoritmi
standard più diffusi, che sono stati messi a punto prevalentemente per le acque
oceaniche, se applicati in altre zone possono dare stime poco attendibili.
log R(443)/R(550)
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
-0.2
-0.4
-1.5 -1.0 -0.5 0.0 0.5 1.0
log Chl
460
y = -0.4038x + 0.0379
R 2 = 0.6159
T3
T10
T30
P3
P10
P25
SR3
SR10
SR28
Figura 6.17. Relazione fra i rapporti fra la riflettanza sub superficiali a 443 nm e quella a 550
(R(443)/R(550)) in relazione a Chl. Sono riportati i parametri della retta di regressione ed il
coefficiente di determinazione R 2 , N=42.
6.2.4.4.7. Proprietà bio-ottiche: considerazioni conclusive
L’analisi delle proprietà ottiche del mare ed in particolare della riflettanza
misurata in situ mostra come le concentrazioni di Chl, CDOM e NAP
influenzino soprattutto la forma degli spettri di riflettanza, ma anche i loro
valori assoluti. E’ stato evidenziato che il rapporto fra la riflettanza nel blu
rispetto a quella nel verde può essere utilizzato per stimare Chl. Questa
modalità di usare i dati di riflettanza, sfruttando il rapporto fra 2 bande spettrali
è utilizzata negli algoritmi di tipo empirico, i quali stabiliscono statisticamente
delle relazioni fra la riflettanza e la concentrazione dei costituenti basandosi su
dati sperimentali contemporanei di concentrazione e riflettanza. Algoritmi di
questo tipo sono facili da calcolare e danno risultati stabili. Questi risultati però
hanno solo validità locale perché sono molto sensibili ai cambiamenti nella
composizione o nei rapporti fra i costituenti, con forti discrepanze regionali e

stagionali. A questo tipo di algoritmi si contrappongono quelli semianalitici
basati su un modello teorico semplificato che descrive le relazioni fra i
componenti dell’acqua marina ed il colore del mare. La semplificazione,
necessaria per poter arrivare ad una inversione ed utilizzazione pratica del
modello, consiste nella possibilità di introdurre dati spettrali delle proprietà
ottiche inerenti dei componenti marini dell’area da indagare, ottenibili
mediante un loro studio statistico preliminare (IOCCG, 2000). In questi casi un
modo di procedere abbastanza utilizzato per ottenere le stime delle
concentrazioni delle sostanze otticamente attive è quello di minimizzare le
differenze fra le riflettanze ottenute dal modello e quelle misurate da satellite,
utilizzando procedure di ottimizzazione non lineare (Bukata et al., 1995; Maselli
et al., 2009) con le quali si arriva a determinare stime simultanee della
concentrazione di tutti i costituenti marini. Il vantaggio di questo modo di
procedere sta nell’utilizzazione delle proprietà ottiche inerenti degli specifici
componenti l’acqua marina che vengono direttamente accoppiati con il modello
teorico della riflettanza, sfruttando tutta l’informazione contenuta negli spettri
di riflettanza e non solo quella di alcune bande. I risultati sono generalmente
abbastanza accurati quando sono applicati a specifiche aree marine di cui le
proprietà bio-ottiche sono conosciute.
Dalla ripartizione degli assorbimenti nel mare toscano risulta che i contributi
all’assorbimento totale dei tre maggiori componenti otticamente attivi,
fitoplancton, CDOM e NAP, risultano in generale abbastanza simili, e nessun
componente (se si escludono alcuni campioni costieri in cui domina il NAP)
risulta preponderante e caratterizzante otticamente le acque. Questa condizione
è individuata da molti autori come quella che comporta la massima complessità
da un punto di vista ottico (IOCCG, 2000) e rende più difficile la possibilità di
ottenere buone stime delle concentrazioni di questi componenti e quindi la
possibilità di un eventuale realizzazione di un monitoraggio satellitare. Queste
difficoltà possono essere superate ampliando il corpo dati regionale al fine di
ottenere parametrizzazioni delle relazioni fra le proprietà ottiche e le
concentrazioni dei componenti statisticamente più robuste.
Dai risultati ottenuti la classificazione delle acque del mare antistante la regione
Toscana e dell’Arcipelago Toscano risulta abbastanza incerta. Secondo la
classificazione che si basa sul budget di assorbimento queste acque risultano
appartenenti al caso 2 in quanto il fitoplancton non è il componente ottico
preponderante. Contemporaneamente risulta che Chl è correlata in maniera
altamente significativa con le concentrazioni degli altri componenti otticamente
attivi, ovvero che per ogni livello di Chl ne corrisponde probabilisticamente
uno di ognuno dei componenti CDOM, SPM e NAP. I criteri generali di
appartenenza delle acque al caso 1 prevedono che il fitoplancton sia l’agente
ottico preponderante e/o che gli altri componenti otticamente attivi siano
covarianti con il fitoplancton stesso, quindi sulla base di questo possono essere
valutati i loro contributi (Gordon e Morel, 1983). Questa ultima specifica,
verificata per le acque in oggetto, ne determina l’inclusione nel gruppo di quelle
461

di caso 1. In effetti utilizzando il criterio operativo della classificazione ottica di
Morel (1988) si collocano a cavallo dei due tipi.
Da ciò appare evidente che la classificazione ottica di queste acque non
risponde al semplice dualismo caso 1 e caso 2. Questa schematizzazione, molto
utile per guidare la scelta degli algoritmi di calcolo nei due casi estremi, sembra
essere poco utile e superata nelle acque otticamente più complesse come quelle
qui indagate (Mobley et al., 2004; Moore et al., 2009; Massi et al., 2011). In queste
acque risultano molto più rispondenti alla realtà ed utili ai fini pratici di
guidare alla scelta dei differenti algoritmi, quelle di tipo “fuzzy” come ad es. il
“SAM indicator” (Massi et al., 2011).
Caratteristica molto importante di queste acque sono gli elevati rapporti medi
SPM/Chl e CDOM/Chl, quindi i livelli di SPM e CDOM per una determinata
concentrazione di Chl risultano più alti rispetto a quelli tipici delle acque di
caso 1. Morel e Gentili (2009) hanno evidenziato che la principale peculiarità
ottica delle acque del caso 1 del Mar Mediterraneo rispetto alle acque del caso 1
oceaniche delle stesse latitudini, consiste in una concentrazione circa doppia di
CDOM per lo stesso livello di Chl. Le acque del mare antistante la Toscana e
quelle dell’Arcipelago Toscano si presentano quindi come un caso a parte di
quelle Mediterranee in cui i livelli di CDOM, ma soprattutto di SPM e di NAP
rispetto a quelli di Chl sono più alti.
L’assorbimento specifico del fitoplancton è un parametro fondamentale oltre
che per gli studi dell’attività foto sintetica (Marra et al., 2007), negli algoritmi di
calcolo della concentrazione della clorofilla che si basano su modelli
semianalitici, nei quali per lungo tempo è stato introdotto come costante. In
realtà da tempo diversi lavori hanno dimostrato la sua variabilità naturale, la
quale può essere anche molto elevata sia in valore assoluto che spettralmente
(Garver et al., 1994; Cleveland, 1995; Bricaud et al., 1995; Sosik et al., 1995;
Bricaud et al., 1998; Oubelkheir et al., 2005). Nelle acque indagate le variazioni
all’assorbimento specifico del fitoplancton risultano elevate. Considerando le
modalità di variazioni in relazione a Chl quelle emerse risultano simili a quelle
delle acque del largo del Mediterrarneo (Organelli et al., 2011; Massi et al., 2011)
anche se per queste ultime il range di Chl è minore e quindi è minore l’ambito
totale di variazione, stesse considerazioni devono essere fatte quando il
confronto viene fatto con le acque strettamente costiere del mare antistante la
Toscana (Maselli et al., 2009). La elevata variabilità degli assorbimenti specifici
del fitoplancton, quindi, può essere spiegata con la differenziazione ambientale
delle acque indagate, infatti si passa dalle condizioni tipicamente costiere delle
stazioni a 3 Km dalla costa che presentano caratteristiche più mesotrofiche, alle
condizioni più simili a quelle del largo come nelle stazioni a 30 Km che si
trovano al limite della piattaforma continentale e presentano caratteristiche più
oligotrofiche. E’ noto che le condizioni trofiche delle acque influenzano le
dimensioni cellulari medie del fitoplancton e la sua composizione tassonomica
(Harris, 1986; Reynolds 2006) ed infatti gran parte di questa variabilità
462

scompare se gli spettri di assorbimento specifico sono riferiti ai diversi livelli di
Chl.
Le variazioni dell’assorbimento del NAP sono molto meglio spiegate da quelle
di Chl rispetto a quelle di SPM. Gli assorbimenti specifici del NAP rispetto alla
Chl mostrano una elevata variabilità dell’ampiezza degli spettri in relazione alle
sue possibili differenti origini: terrestre legata all’attività umana o ai processi
naturali; marini legati ai processi biologici o alla risospensione di sedimenti.
Comunque la maggior parte di questa variabilità scompare se gli spettri di
assorbimento specifico del NAP si valutano in relazione al livello di Chl
Le peculiarità ottiche individuate in queste acque sono in gran parte legate alle
caratteristiche geomorfologiche ed idrodinamiche dell’area dell’Arcipelago
Toscano. Questa area è interessata dalla presenza di un fronte fra le acque liguri
a nord e tirreniche a sud la cui posizione varia stagionalmente determinando la
prevalenza di acque liguri più fresche in estate e tirreniche più calde in inverno.
Queste acque insistono sulla piattaforma continentale (il fondale non supera 200
m) che si estende molto davanti alla costa toscana, costituendo un bacino
peculiare con ridotti idrodinamismo (i movimenti prevalenti avvengono in
senso rotatorio nel suo interno) e scambi rispetto alla circolazione generale
tirrenica e ligure cosicché solo a livello stagionale si determina un ricambio
dell’acqua presente nell’Arcipelago (Astraldi et al., 1993). In questa situazione
gli apporti dei principali fiumi della Toscana danno un contributo significativo
di SPM, CDOM e nutrienti nelle acque superficiali.
Questi contributi influenzano quindi l’ecologia e le proprietà ottiche dell’area,
le quali sono in estrema sintesi caratterizzate da due aspetti principali collegati
a queste condizioni: i) le concentrazioni dei componenti SPM e CDOM rispetto
a quella di Chl risultano elevate, specialmente quelle di SPM, questo determina
un sostanziale equilibrio nel contributo di ognuna delle componenti
all’assorbimento totale; ii) Chl risulta significativamente correlata con SPM e
CDOM, nonostante che non sia il principale componente otticamente attivo.
463

6.2.5 Le campagne ocenografiche MELBA e Milonga
Le campagne oceanografiche MELBA e Milonga (MIsure Lagrangiane
OceaNoGrafiche nell’Arcipelago sud toscano) sono state strutturate allo scopo
di monitorare la variabilità dei principali parametri oceanografici (temperatura,
salinità, correnti marine) e biogeochimici (clorofilla a, CDOM, SPM,
fitoplancton, nutrienti) dell’area oggetto dello studio (Figura 6.18). Le più
recenti Direttive Quadro europee, la Water Framework Directive (recepita dal
D.Lgs. 152/06) e la Marine Strategy richiedono la caratterizzazione dello stato
ecologico del mare, e indicano la clorofilla a come un parametro utile per farlo.
Un sistema di monitoraggio collaborativo quindi prevede l’integrazione di
misure ottenute tramite l’attività di monitoraggio svolta sistematicamente da
ARPAT, le attività di modellistica oceanografica e analisi di immagini satellitari
sviluppata dal LaMMA.
Il LaMMA ha partecipato direttamente a due di questa campagne: la campagna
MELBA, organizzata da Ifremer, e Milonga, organizzata dal LaMMA stesso.
Durante le due campagne sono stati effettuati, a fianco delle analisi
correntometriche, rilievi biogeochimici utili sia per la caratterizzazione
ecologica del mare che per la verifica delle performances degli algoritmi di
stima dei parametri biogeochimici da dati satellitari, in particolare la clorofilla
a. In Figura 6.18si riportano le stazioni in cui sono stati fatti rilievi
biogeochimici sia per le campagne melba e Milonga che per la campagna
MOMAR del CIBM.
La campagna MELBA aveva tre obiettivi principali: raccogliere profili verticali
delle correnti per validare modelli idrodinamici nella zona del Canale di
Corsica e dell'Arcipelago Toscano, eseguire campionamenti di acqua per
l'analisi delle concentrazioni di clorofilla a e infine il carotaggio di sedimenti in
alcuni punti predefiniti per l'analisi tossicologica. Nel corso della campagna,
iniziata il 1 maggio 2011 e terminata il 19 maggio 2011, i rilievi biogeochimici
sono stati effettuati nella settimana dal 1 al 7 maggio 2011, nella zona di mare
che va dalla foce dell’Arno verso l’isola di Capraia, fino alla parte nord est della
costa di Corsica (Figura 6.18); durante quella settimana sono stati raccolti
campioni biogeochimici in 11 stazioni (Tabella 6.3). Campioni di acqua di mare
superficiale sono stati raccolti tramite una bottiglia Niskin. L'acqua è stata
filtrata nel laboratorio allestito a bordo del catamarano L’Europe (Ifremer) con
strumenti di proprietà del Dipartimento di Ecologia Vegetale dell’Università
degli Studi di Firenze, per l’ analisi quali-quantitativa dei pigmenti algali
(Clorofilla a e altri pigmenti algali mediante fluorimetro e spettrofotometro),
Assorbimento del particolato, SPM (Suspended Particulate Matter), Colored
Dissolved Organic Matter (CDOM); l'acqua è stata anche aliquotata per la
determinazione dei nutrienti e per il riconoscimento di specie fitoplanctonica al
microscopio. Le analisi sono state poi eseguite nel Laboratorio di Ecologia
464

Vegetale dell'Università degli Studi di Firenze, e in parte nel laboratorio
dell’Ifremer a Tolone (FR).
Gli obiettivi della campagna Milonga, organizzata dal Consorzio LaMMA, sono
per la maggior parte comuni a quelli della campagna MELBA, vale a dire
affiancare alle metodologie tradizionali (campionamenti biogeochimici, CTD),
metodologie innovative (correntometro trainato, strumenti lagrangiani di
misura). Nel corso della campagna, che ha previsto una fase preparatoria dal 19
al 23 settembre 2011, una seconda fase dal 10 al 14 ottobre 2011, e una giornata
di recupero il 18 ottobre 2011, quattro giornate sono state dedicate ai
campionamenti biogeochimici: il 21 e il 22 settembre 2011, il 12 e il 18 ottobre
2011 (Figura 6.18), durante le quali sono stati raccolti 34 campioni biogeochimici
(Tabella 6.3). L’area di studio è compresa tra Elba, Montecristo, Pianosa, Giglio,
Argentario e la costa grossetana, e i campionamenti biogeochimici sono stati
effettuati nella zona dell’arcipelago Toscano tra il golfo di Follonica e la foce
dell’Ombrone, l’isola d’Elba, l’isola del Giglio, l’isola di Montecristo e l’Isola di
Pianosa, completando così le misure fatte durante la campagna MELBA. Nella
campagna Milonga campioni di acqua di mare superficiale e a diverse
profondità sono stati raccolti tramite una bottiglia Niskin. L'acqua è stata filtrata
nel laboratorio a bordo del battello oceanografico Poseidon (ARPAT) per l’
analisi quali-quantitativa dei pigmenti algali (Clorofilla a e altri pigmenti algali
mediante fluorimetro e spettrofotometro), SPM, Colored Dissolved Organic
Matter (CDOM); l'acqua è stata anche aliquotata per la determinazione dei
nutrienti e per il riconoscimento di specie fitoplanctonica al microscopio. Le
analisi sono state poi eseguite in parte nel Laboratorio di Ecologia Vegetale
dell'Università degli Studi di Firenze, in parte dai laboratori ARPAT, e in parte
nel laboratorio dell’Ifremer a Tolone (FR).
465

Figura Figura 6.18: Stazioni 6.18: Stazioni corrispondenti corrispondenti alle campagne alle campagne oceanografiche oceanografiche effettuate effettuate all’interno all’interno del del
progetto progetto MOMAR.
MOMAR.
466

Tab. 6.3: Date di campionamento e informazioni sulle misure e
analisi complessivamente effettuate
Campagne Date
Campagne
MELBA 02/05/2011
Milonga
03/05/2011
04/05/2011
05/05/2011
06/05/2011
21/09/2011
22/09/2011
12/10/2011
18/10/2011
467
Campioni
prelevati
1
2
2
3
3
7
3
13
11
Totali 9 45
Misure in situ
CTD
Parametri
biogeochimici
Parametri analizzati N.ro analisi
nitriti, nitrati, fosfati, silicati 45
clorofilla a 45
particellato sospeso (SPM) 21
sostanza organica disciolta (CDOM) 21
diversità pigmentaria 45
composizione tassonomica fitoplancton 45
Totale analisi 222

Figura 6.19: profili di temperatura e salinità misurati durante le campagna MELBA.
468

Figura 6.20: profili di temperatura, salinità e clorofilla misurati durante la campagna Milonga
469

I profili CTD della campagna MELBA (Figura 6.19) mostrano il classico
andamento di temperatura e salinità relativo al mese di maggio in condizioni
meteo marine buone. È evidente la presenza del termoclino che è graduale e si
estende dalla superficie fino a circa 60 m, che indica l’inizio della formazione di
uno strato omogeneo superficiale. Il grafico che riporta la salinità e anche quello
che riporta la temperatura mostrano due profili, in nero, presi alla foce
dell’Arno e alla foce del Serchio: è evidente come in questo caso la salinità è
molto bassa in superficie, a causa dell’apporto di acqua fluviale dolce, le
temperature variano poco, i profili sono poco profondi a causa del fondale
basso (13 m). Gli altri profili di temperatura mostrano come differenze di
temperatura maggiori siano in superficie, dai 17 ai 18.5 °C.
I rilievi biogeochimici nella zona di studio della campagna MELBA mostrano
valori di nutrienti e SPM in linea con quanto ci si attende nel periodo
primaverile, mentre i valori medi di clorofilla a, e specialmente di CDOM, sono
più alti di quanto ci si aspetta: ciò potrebbe essere dovuto alle tre stazioni
costiere, che fanno parte delle 11 totali, una davanti al porto di Livorno, le altre
due alle foci dell’Arno e del Serchio, aree in cui in effetti l’apporto di CDOM
fluviale è elevato.
I profili CTD della campagna Milonga (Figura 6.20) mostrano come la
temperatura varia a tutte le profondità esaminate e non solo in superficie, come
avviene invece con i dati della campagna MELBA. L’andamento dei profili di
clorofilla è in linea con quanto ci si attende nel periodo. È evidente un
termoclino profondo (da 30 a 45 m) che separa uno strato superficiale
rimescolato (UML) in cui temperatura e salinità variano poco. Questi
andamenti potrebbero essere spiegabili con le condizioni metoemarine non
buone nel periodo immediatamente precedente la campagna, e supportati da
alcuni dati relativi ai rilievi biogeochimici (Tabella 6.4): nell’area di
campionamento infatti il valore medio di SPM è insolitamente alto (2.164 mg L -
1) soprattutto se messo in relazione alla concentrazione media di clorofilla a
(0.184 mg m -3 ) che ci si aspetterebbe superiore in associazione con una
concentrazione di SPM così alta. La ragione per cui il valore di SPM è così alto
potrebbe risiedere proprio nelle condizioni meteo marine che hanno preceduto
la campagna non buone, per cui il fondale sabbioso che caratterizza l’area su cui
si è svolta la campagna Milonga è stato rimescolato e la sabbia che è salita verso
la superficie potrebbe essere responsabile del valore alto di SPM. Ciò potrebbe
essere supportato anche dal valore alto del silicio (3.4 µM), che potrebbe essere
causato proprio dalla presenza di sabbia. I valori di CDOM sono in linea con
quanto ci si aspetta nella zona in studio alla fine della stagione estiva, come
anche quelli di clorofilla a (determinata per spettrofotometro). I valori di fosforo
e azoto rientrano nei range previsti nel periodo.
Per i campioni prelevati durante la campagna oceanografica MELBA è stato
effettuato il riconoscimento di specie fitoplanctonica, che tramite
470

l’identificazione e conta di specie individuate come tossiche, ha mostrato che in
nessun caso siamo in presenza di bloom.
Tab. 6.4. Concentrazioni medie (+ dev. st.) di nutrienti (µM), clorofilla a (mg m-3 ),
particellato sospeso (SPM, mg L-1 ) e sostanza organica disciolta (CDOM, m-1 ). DIN=
NO2+NO3.
Campagna. SiO2 PO4 DIN Chl a SPM CDOM
MELBA 1.1571+0.28 0.096+0.05 0.2623+0.28 0.208+0.15 1.339+0.68 0.255+0.21
Milonga 3.4+0.9

6.3 I dati satellitari: MODIS e MERIS.
C. Lapucci 1 , F. Galgani 2 , F. Maselli 3 , C. Nuccio 4 , L. Massi 4
1 LaMMA - Laboratorio di Monitoraggio e Modellistica ambientale per lo
sviluppo sostenibile, Via Madonna del Piano 10, 50019 Sesto Fiorentino (FI),
Italia
2 IFREMER LER/PAC, Centre de Méditerranée, Zone Portuaire de Brégaillon
BP 330 8350, la Seyne Sur Mer, Cedex, France
3 Istituto di biometeorologia, Consiglio Nazionale delle Ricerche (IBIMET-
CNR), Firenze, Italia
4 CIBM – Università di Firenze, Dipartimento di Biologia Evoluzionistica Via
P.A. Micheli, 1 50121 Firenze, Italia.
Il telerilevamento è una tecnica che permette di raccogliere e analizzare i dati
senza che ci sia contatto diretto tra lo strumento usato per raccogliere i dati
relativi a un oggetto e l’oggetto stesso. Prima dell’invenzione dei palloni
aerostatici e degli aerei non era possibile acquisire fotografie verticali
sistematiche o immagini della superficie della Terra. Solo con i satelliti si riesce
ad acquisire immagini di vaste aree (visione sinottica).
6.3.1 Il satellite Aqua MODIS
I dati satellitari utilizzati in questo studio sono stati acquisiti dal sensore
multispettrale MODIS (MODerate resolution Imaging Spectroradiometer)
installato sul satellite NASA Aqua. Il sensore MODIS è costituito da 36 bande
spettrali ed acquisisce dati in un’area compresa fra 400 e 14400 nm, dal visibile
all’infrarosso, con una risoluzione radiometrica di 12 bit/canale. La risoluzione
spaziale a canale va da 250 (per poche bande) a 1000m.
Il satellite NASA Aqua, lanciato nel maggio 2002, percorre un’orbita
eliosincrona quasi-polare, ad un’altezza di 705Km dalla Terra. Tale orbita
comoporta due passaggi giornalieri, sulla stessa zona, approssimativamente
alla stessa ora ogni giorno. Il satellite compie infatti un’orbita completa attorno
alla terra ogni 98 minuti, passando ad intervalli regolari di 16 giorni sopra una
superficie data; con il termine intervallo si indica il tempo necessario che
intercorre fra due orbite satellitari identiche, nelle quali il satellite vede
esattamente la stessa area con la stessa gometria di osservazione. In virtù
dell’ampiezza dello swath (la superficie terrestre osservata dal satellite in un
passaggio), 2330 Km, osservazioni della stessa area da angolazioni diverse sono
possibili ogni 1 – 2 giorni, in dipendenza dalla latitudine.
Le orbite del satellite sono state fissate in modo tale che Aqua passa
dall’emisfero meridionale a quello settentrionale (orbita ascendente, da sud a
472

nord) alle 13:30 UTC. I passaggi di Aqua sono complementari a quelli del
satellite NASA Terra, che percorre invece un’orbita discendente da nord a sud.
Il sensore MODIS è capace di osservare la zona con una elevata sensibilità
radiometrica (12 bit) in 36 bande spettrali, da 400 nm a 14.400 nm e con
differenti risoluzioni spaziali. I canali comunemente utilizzati per l'osservazione
dell’ocean color sono nello spettro del visibile e nel vicino infrarosso (Tabella
6.5). Hanno un’alta sensibilità e una risoluzione spaziale di 1 km circa al nadir. I
dati MODIS sono forniti a diversi livelli di elaborazione. In questo studio sono
stati utilizzati prodotti standard di livello 2 (riflettanza, Remote Sensing
Reflectance). Il dataset MODIS viene regolarmente rielaborato su scala globale,
sia per tenere in considerazione il degrado del sensore che per aggiornare la
correzione atmosferica e gli algoritmi.
L’Ocean Biology Processing Group della NASA operativamente calcola con algoritmi
specifici prodotti da dati di ocean color MODIS. Il reprocessing più recente dei dei
dati MODIS ha ampliato la suite standard di prodotti di ocean color di livello 2,
includendo ulteriori prodotti: per esempio, la normalized water leaving radiance è
stata sostituita con la remote sensing reflectance. Al momento i prodotti MODIS
comprendono anche remote sensing reflectances di terra nei canali 469, 555 e
645 nm, aggregate al nominale di 1 km di risoluzione dei canali di ocean color. Il
canale MODIS-Aqua di ocean color a 551 nm è stato ora portato a 547 nm, in
quanto questo è consistente con il reale bandpass center e di conseguenza riduce
la necessità di correzioni model-based band-pass.
La NASA fornisce dati MODIS e i prodotti standard attraverso il sito web
http://oceancolor.gsfc.nasa.gov/. I dati sono forniti dopo alcune ore dal
passaggio del satellite.
In questo studio sono stati acquisiti 16 file contenenti l’intera area di studio o
una parte di essa, in corrispondenza ai giorni in cui sono avvenuti i
campionamenti durante le tre campagna oceanografiche (MOMAR, Melba,
Milonga) che si sono svolte all’interno del progetto MOMAR. Tali dati sono
stati scaricati dal data Processing System dell’OBPG NASA citato sopra
http://oceancolor.gsfc.nasa.gov/. Tutti i dati hanno una risoluzione di circa
1Km 2 al nadir, e la correzione atmosferica è già stata effettuata. Sono stati scelti
questi prodotti standard MODIS AQUA: Rrs_412, Rrs_443, Rrs_488, Rrs_531,
Rrs_547 E Rrs_667, che sono stati utilizzati come input per gli algoritmi OC3M,
MedOC3, OC5 e SAM_LT.
Un archivio di dati MODIS giornalieri (Annex 1) dal 2002 al 2010 che
comprende i seguenti prodotti: dati relativi al colore del mare (bande originali,
composizione True Color (TC), clorofilla a stimata dal prodotto standard
(OC3M); dati di SST relativi alla temperatura superficiale del mare ripresa nel
canale a 11 micron; prodotti di stima dei principali costituenti ottici marini
(clorofilla, sostanza gialla e sedimenti in sospensione) ottenuti con l’algoritmo
SAM_LT distinti per tipologia delle acque: SAM_C1 e SAM_C2.
473
2

Primary Use Band
Land/Cloud/Aerosols
Boundaries
Land/Cloud/Aerosols
Properties
Ocean Color/
Phytoplankton/
Biogeochemistry
Bandwidth
(nm)
474
Central
Wavelength
(nm)
1 620 - 670 645.5 250
2 841 - 876 856.5 250
3 459 - 479 465.6 500
4 545 - 565 553.6 500
5 1230 - 1250 1241.6 500
6 1628 - 1652 1629.1 500
7 2105 - 2155 2114.1 500
8 405 - 420 411.3 1000
9 438 - 448 442.0 1000
10 483 - 493 486.9 1000
11 526 - 536 529.6 1000
12 546 - 556 546.8 1000
13 662 - 672 665.5 1000
14 673 - 683 676.8 1000
15 743 - 753 746.4 1000
16 862 - 877 866.2 1000
Pixel Size
(m)
Tabella 6.5: Una scelta dei canali MODIS utili per le osservazioni di ocean color e le loro
principali aree di applicazione, da:
http://www.newmediastudio.org/DataDiscovery/Aero_Ed_Center/RS/MODIS_bands_table.
html
6.3.2 Il satellite Envisat MERIS
Lo strumento Medium Resolution Imaging Spectrometer (MERIS) è utilizzato
per acquisire le informazioni spettrali ottenute dalla superficie del mare. Il
MERIS è stato lanciato nel marzo 2002 sul satellite Envisat dell'Agenzia Spaziale
Europea (ESA). Si tratta di un sensore passivo, che utilizza l’energia solare come
fonte di energia. MERIS ha un campo di vista di 68.5° e uno swath di 1.150
chilometri, che consente la copertura globale della Terra ogni tre giorni. La
missione principale del MERIS è di stimare il colore del mare negli oceani e
nelle zone costiere.
I prodotti MERIS sono disponibili in due formati risoluzione spaziale: completo
e ridotto. I dati a piena risoluzione (FR, Full Resolution) hanno dimensioni del
3

pixel di 290m x 260m, mentre quelli a ridotta risoluzione (RR, Reduced
Resolution) hanno dimensioni del pixel di 1200m x 1040m. I valori di RR di
pixel sono ottenute facendo la media del segnale di 16 pixel FR: quattro pixel
adiacenti in across-track quattro pixel lines successive nella dimensione alongtrack.
Il sensore MERIS ha quindici bande spettrali nel visibile e nel vicino
infrarosso (Tabella 6.6). Ogni banda ha un’ampiezza e una posizione
programmabili all’interno della gamma dello spettro elettromagnetico tra
390nm e 1040nm. Nonostante questa caratteristica innovativa, queste bande
devono ancora essere modificate. Una sintesi delle bande spettrali MERIS e le
loro applicazioni si può vedere nella Tabella 6.6.
Primary Use Band
Yellow substance and
detrital pigments
Chlorophyll absorption
maximum
Chlorophyll and other
pigmants
Suspended sediments,
red tides
Chlorophyll absorption
minimum
1
2
3
4
5
Bandwidth
(nm)
475
Central
Wavelength
(nm)
Pixel Size
(m)
10 412.5 290/1200
10 442.5 290/1200
10 490 290/1200
10 510 290/1200
10 560 290/1200
Suspended sediment 6 10 620 290/1200
Chlorophyll absorption
& fluorescence reference 7
Chlorophyll fluorescence
peak
Fluorescence reference,
atmosphere corrections
Vegetation, cloud, O2
absorption band
reference
O2 R – branch absorbing
band
8
9
10
11
10 665 290/1200
7.5 681.25 290/1200
10 708.75 290/1200
7.5 753.75 290/1200
3.75 760.625 290/1200
Atmosphere corrections 12 15 778.75 290
Atmosphere corrections 13 20 865 290
Vegetation, water vapour
reference
14
10 885 290
Water vapour 15 10 900 290
Tabella 6.6: i canali MERIS, da http://www.esa.eu/esaCP/ESA4VK8OS7D_index_0.html
4

6.4 Integrazione tra dati in situ e dati telerilevati
C. Lapucci 1 , F. Galgani 2 , F. Maselli 3 , C. Nuccio 4 , L. Massi 4 , B. Gozzini 1 , A.
Ortolani 1 , C. Brandini 1
1 LaMMA - Laboratorio di Monitoraggio e Modellistica ambientale per lo
sviluppo sostenibile, Via Madonna del Piano 10, 50019 Sesto Fiorentino (FI),
Italia
2 IFREMER LER/PAC, Centre de Méditerranée, Zone Portuaire de Brégaillon
BP 330 8350, la Seyne Sur Mer, Cedex, France
3 Istituto di biometeorologia, Consiglio Nazionale delle Ricerche (IBIMET-
CNR), Firenze, Italia
4 CIBM – Università di Firenze, Dipartimento di Biologia Evoluzionistica Via
P.A. Micheli, 1 50121 Firenze, Italia.
Allo scopo di affiancare il monitoraggio satellitare al monitoraggio classico è
necessario valutare la bontà dei dati osservati dal satellite ed elaborati come
riflettanze. La riflettenza è data dal rapporto tra la radiazione elettromagnetica
che arriva al satellite dal mare e la radiazione elettromagnetica incidente, cioè la
luce del sole. Così si confrontano i dati di riflettenza misurati a livello della
superficie del mare durante la campagna MOMAR con i corrispondenti dati di
riflettenza provenienti dal satellite MODIS.
La stima della riflettenza in situ è stata effettuata unicamente per la campagna
MOMAR. I dati di riflettenza sono utili per valutare l’effetto della correzione
atmosferica: circa il 90% del segnale elettromagnetico che arriva dal mare al
satellite, infatti, deriva dalle interazioni di esso con l’atmosfera stessa, pertanto
è necessario rimuoverlo il più possibile in modo da valutare unicamente le
informazioni derivanti dall’interazione della radiazione elettromagnetica con
l’acqua marina e i suoi principali costituenti chimici e biologici. Tale processo si
chiama correzione atmosferica, e la sua complessità rende necessaria una
verifica tramite rilievi di riflettenza in situ effettuati al momento del passaggio
satellitare.
Come descritto nel paragrafo 6.1, i campioni raccolti durante la campagna
MOMAR presentano caratteristiche ottiche diversificate che sono legate alle
diverse condizioni ecologiche del mare, che si verificano nelle diverse stagioni.
Per confrontare ciò che vede il satellite con ciò che dovrebbe vedere se il
contributo dell’atmosfera fosse nullo, le riflettanze sub superficiali rilevate
durante la campagna MOMAR (paragrafo 6.2.1) sono state convertite in
riflettanze sopra la superficie, correggendo con il coefficiente di Fresnel e
l’indice di rifrazione dell’acqua. Le riflettanze sopra la superficie così ottenute,
da qui chiamate “riflettanze in situ”, si possono così confrontare con le
riflettanze da satellite, da qui chiamate “riflettanze MODIS”: le riflettanze in situ
sono state suddivise in quattro gruppi in relazione alla loro forma spettrale,
476
5

come descritto nel paragrafo 6.2.4.4.6.2. per le riflettanze subsuperficiali. Tale
suddivisione è stata fatta anche per le riflettanze MODIS corrispondenti alle
misure in situ, prendendo in considerazione il giorno stesso del matchup, il
precedente e il successivo.
477
6

R
0.014
0.012
0.01
0.008
0.006
0.004
0.002
Gruppo 1
R
0.012
0.01
0.008
0.006
0.004
0.002
Gruppo 2
R
0.02
0.018
0.016
0.014
0.012
0.01
0.008
0.006
0.004
0.002
Gruppo 3
R
0
400 450 500 550 600 650 700
l , nm
0
400 450 500 550 600 650 700
l , nm
0
400 450 500 550 600 650 700
0.02
0.018
0.016
0.014
0.012
0.01
0.008
0.006
0.004
0.002
Gruppo 4
l , nm
0
400 450 500 550 600 650 700
l , nm
478
R
0.014
0.012
0.01
0.008
0.006
0.004
0.002
Gruppo 1
R
0.012
0.01
0.008
0.006
0.004
0.002
Gruppo 2
R
0.02
0.018
0.016
0.014
0.012
0.01
0.008
0.006
0.004
0.002
Gruppo 3
R
0.02
0.018
0.016
0.014
0.012
0.01
0.008
0.006
0.004
0.002
Gruppo 4
0
400 450 500 550 600 650 700
l , nm
0
400 450 500 550 600 650 700
l , nm
0
400 450 500 550 600 650 700
l , nm
0
400 450 500 550 600 650 700
l , nm
in situ P
MODIS P
in situ T
MODIS T
in situ SR
MODIS SR
in situ T
MODIS T
in situ T
MODIS T
in situ T
MODIS T
in situ SR3
MODIS SR3
Figura 6.21: Confronto tra firme spettrali in situ e MODIS, spettri di riflettanze; le linee tratteggiate
corrispondono ai dati di riflettenza in situ, le linee continue corrispondono ai dati di riflettenza MODIS.
in situ SR
MODIS SR
7

Le forme spettrali in cui sono state raggruppate le riflettanze in situ trovano una buona
corrispondenza con le forme spettrali delle relative riflettanze MODIS. Come si vede nella
Tabella 6.7 e nella Figura 6.21, nelle lunghezze d'onda rosso e blu si verificano le maggiori
discrepanze tra dati di riflettenza in situ e satellitari. In effetti per quel che riguarda i dati
satellitari sul mare, il contributo dell’atmosfera è molto importante proprio perché solo il
10% del segnale che arriva al satellite deriva dall’interazione della radiazione
elettromagnetica con l’acqua.
Nelle lunghezze d’onda blu i dati MODIS sovrastimano fortemente rispetto a quelli in situ
(Tabella 6.7 e Figura 6.21), e ciò è dovuto a problemi nella correzione atmosferica: a tali
lunghezze d’onda infatti lo scattering atmosferico è difficilmente eliminabile. Le
discrepanze tra valori di riflettenza in situ e satellitari sono maggiori nel gruppo 1, e
spostandosi verso il gruppo 4 tali discrepanze si fanno gradualmente minori. Poiché i
gruppi sono stati creati in modo tale che si passa da acqua più oligotrofiche e trasparenti
(Gruppo 1) ad acque in cui nell’ambito dei campioni analizzati è massimo l’assorbimento
di clorofilla a, CDOM e SPM, (Gruppo 4), tali risultati sembrano confermare una maggiore
importanza relativa delle correzioni atmosferiche in acque oligotrofiche.
Inoltre per quel che riguarda le lunghezze d’onda nel rosso ci sono molti valori di
riflettenza satellitare addirittura negativi, dovuti all’atmospheric overcorrection, vale a dire a
una correzione atmosferica sbagliata. Dato che a queste lunghezze d’onda i valori di
riflettenza delle acque marine sono molto bassi il contributo dell’atmosfera diventa
dominante e difficile da correggere tramite procedure standard. Gli spettri MODIS di
alcuni campioni mostrano dunque valori negativi di Rrs alle lunghezze d'onda più alte, e
tali valori sono stati conservati al fine di valutare la robustezza dei quattro algoritmi nei
confronti di queste fonti di errore.
MODIS
band
In situ Rrs
Average
479
Rrs MBE Rrs RMSE
412 0.00339 0.00374 0.00469
443 0.00382 0.00282 0.00354
469 0.00401 0.00181 0.00281
488 0.00407 0.00153 0.00250
531 0.00270 0.00089 0.00174
547 0.00237 0.00067 0.00158
555 0.00215 0.00044 0.00136
645 0.00029 -0.00032 0.00068
667 0.00032 -0.00340 0.01211
678 0.00050 -0.00361 0.01198
Tabella 6.7: caratteristiche delle riflettanze MODIS corrispondenti ai valori di riflettanza in situ.
8

6.5 Valutazione e implementazione degli algoritmi per la stima della clorofilla.
C. Lapucci 1 , F. Galgani 2 , F. Maselli 3 , C. Nuccio 4 , L. Massi 4 , B. Gozzini 1 , A. Ortolani 1 , C.
Brandini 1
1 LaMMA - Laboratorio di Monitoraggio e Modellistica ambientale per lo sviluppo
sostenibile, Via Madonna del Piano 10, 50019 Sesto Fiorentino (FI), Italia
2 IFREMER LER/PAC, Centre de Méditerranée, Zone Portuaire de Brégaillon BP 330 8350,
la Seyne Sur Mer, Cedex, France
3 Istituto di biometeorologia, Consiglio Nazionale delle Ricerche (IBIMET-CNR), Firenze,
Italia
4 CIBM – Università di Firenze, Dipartimento di Biologia Evoluzionistica Via P.A. Micheli,
1 50121 Firenze, Italia.
6.5.1 Algoritmi selezionati
Allo scopo di individuare un algoritmo per la stima della clorofilla a adatto per l’area di
studio del progetto MOMAR, confrontando i dati di clorofilla a stimati da algoritmi con i
dati in situ di clorofilla a rilevati durante le campagne oceanografiche effettuate all’interno
del progetto stesso, da 7° a 12 °E, da 38° a 45° N, sono stati selezionati quattro algoritmi:
OC3M, MedOC3, OC5, e SAM – LT.
OC3M è un algoritmo globale messo a punto dalla NASA, su dati satellitari MODIS,
calibrato su un dataset scelto su tutti i mari del globo, valido solo per le acque di caso 1
(O’Reilly et al., 2000).
L’algoritmo OC3M è un algoritmo bio-ottico empirico, basato quindi su semplici relazioni
statistiche che mettono in relazione il rapporto di riflettanza con la concentrazione di
clorofilla a. Gli algoritmi empirici sono sviluppati in base a dati di radiometria e clorofilla a
raccolti in situ (campagne oceanografiche), e si basano sul rapporto di riflettanza nel blu
(dove la riflettanza diminuisce all’aumentare della concentrazione di clorofilla a) e nel
verde (dove la riflettanza rimane piuttosto costante). In particolare, l’algoritmo OC3M
utilizza due canali nel blu (443 nm e 488 nm) e uno nel verde (551 nm). I dati di clorofilla a
ottenuti con l’algoritmo OC3M sono distribuiti dalla NASA (Feldman, G. C., 2012)insieme
agli altri prodotti di Livello 2.
MedOC3 è una versione dell’algoritmo OC3M ricalibrata sul Mar Mediterraneo, su dati
satellitari MODIS, (Santoleri et al., 2008) valido solo per le acque di caso 1. Utilizza gli
stessi tre canali dell’algoritmo OC3M, i coefficienti dell’algoritmo variano.
OC5 è un’estensione dell’algoritmo globale OC3M alle acque di caso 2 da Ifremer (Gohin
et al., 2002). È un algoritmo per dati satellitari MODIS e MERIS. Tale algoritmo prende in
considerazione altri due canali oltre ai tre dell’OC3M: il canale a 412 nm, che permette di
valutare il contributo della CDOM, e quello a 555 nm, che permette di valutare il
contributo del SPM. Questo alogritmo è calibrato sul Golfo di Biscaglia e sul Canale della
Manica, e anche su alcuni dati del Mar Metiterraneo (Gohin F., comunicazione personale).
SAM – LT è un algoritmo bio-ottico semianalitico (Maselli et al., 2009), che si basa su
relazioni matematiche tra proprietà ottiche inerenti (che dipendono solo dalle sostanze
presenti in acqua e non dalla distribuzione angolare del campo di luce) e proprietà ottiche
480
9

apparenti (che non dipendono solo dalle sostanze presenti in acqua ma anche dalla
distribuzione angolare del campo di luce), tramite inversione di modelli bio-ottici. In
particolare, l’algoritmo identifica il valore di riflettanza simulata che meglio corrisponde ai
dati spettrali misurati, tramite spectral angle minimization. L’algoritmo SAM_LT è valido
solo per le acque di caso 2, è regionale (calibrato solo su dati di acque costiere toscane), e
permette di ottenere dati di clorofilla a, SPM e CDOM. È in corso una ricalibrazione
dell’algoritmo anche sulle acque di caso 1 da parte degli autori di tale algoritmo.
6.5.2 Dati in situ
Per la valutazione delle performance dei diversi algoritmi per la stima delle clorofilla a
nella zona in esame, c’è la necessità di confrontarli con dati in situ raccolti nell’aerea stessa.
Si tratta di dati in situ di clorofilla a raccolti nello strato superficiale del mare, a una
profondità che corrisponde alla quota ottica a cui il satellite “vede”.
A questo scopo sono stati utilizzati dati raccolti durante le tre campagne ocenografiche del
progetto MOMAR (MOMAR, MELBA, Milonga), quelli per i quali si verifica matchup con
il passaggio del satellite MODIS.
Tali dati sono stati utilizzati per confrontare i valori ottenuti dai diversi algoritmi tra di
loro e con i dati in situ di clorofilla a, in modo da confrontare le performance dei 4
algoritmi.
Campagna Periodo
MOMAR
(University of
Florence)
MELBA
MILONGA
16 aprile 2010
– 29 luglio
2011
02 – 06
maggio 2011
21 – 22
settembre, 12,
18 ottobre
2011
Numero di
stazioni
[Chl_a] Media
(mg m -3 )
481
[Chl_a]
Deviazione
standard
(mg m -3 )
[Chl_a]
minimum
(mg m -3 )
[Chl_a]
maximum
(mg m -3 )
28 0.4360 0.6556 0.0407 2.7869
11 0.2081 0.1499 0.0787 0.5107
18 0.1837 0.1622 0.0492 0.6677
Tabella 6.8: statistiche relative alle concentrazioni di clorofilla rilevate durante le tre campagne: MOMAR,
MELBA, Milonga.
Le tre campagne sono state caratterizzate da diverse condizioni ambientali e stagionali,
che si rispecchiano nella presenza di diversi livelli di concentrazione di clorofilla a. La
localizzazione delle stazioni si trova nella Figura 6.18. I dati di clorofilla a rilevati nella
campagna MOMAR sono stati analizzati per HPLC, mentre quelli rilevati nelle campagne
Melba e Milonga sono stati analizzati per spettrofotometro e fluorimetro. Statistiche
riassuntive di queste concentrazioni sono riportate nella Tabella 6.8 e sono commentate nei
paragrafi seguenti.
10

Per quanto riguarda i dati della campagna MOMAR la più alta concentrazione di clorofilla
a è stata trovata durante questa campagna in termini di tutte le concentrazioni di clorofilla
a statistiche prese in considerazione, anche perché, a prescindere dalle differenze
metodologiche nell’analisi dei campioni, la altre due campagne si sono svolte nei mesi in
cui le concentrazioni di clorofilla a sono più basse. La più alta concentrazione di clorofilla a
all’interno della campagna MOMAR è stata rilevata agli inizi di febbraio 2011, e potrebbe
corrispondere al secondo bloom invernale.
I campioni presi in considerazione per la campagna MOMAR sono 28, un numero
inferiore rispetto a quanto riportato nel paragrafo 6.2.4.1, perché sono stati scelti solo
quelli di superficie e solo quelli per cui c’era matchup con il satellite, prendendo in
considerazione il giorno precedente e il giorno successivo rispetto all’overpass.
La campagna MELBA è stata condotta nel Mar Ligure (Figura 6.22), che presenta
normalmente caratteristiche di acque oceaniche durante la maggior parte dell'anno, ed
anche agli inizi di maggio, periodo durante il quale si è svolta la missione. I valori più alti
di clorofilla a tra questi campioni sono stati rilevati vicino alla foce dell’Arno e del Serchio,
stazioni neritiche dove la concentrazione di clorofilla a risente dell’apporto fluviale.
La campagna Milonga è stata effettuata nel mare nord Tirrenico (Figura 6.23.) tra la fine di
settembre e la fine di ottobre 2011, in stazioni per la maggior parte situate in mare aperto e
mostrano concentrazioni di clorofilla a basse, simili a quelli della campagna MELBA; i
valori di clorofilla a più alti che coincidono con i massimi riportati nella Tabella 6.8, si
trovano in corrispondenza di due stazioni situate vicino alla foce del fiume Ombrone.
482
11

Figura 6.22: Mappa di clorofilla a calcolata con l’algoritmo OC5 media relativa ai giorni di campionamento
della campagna MELBA (2 – 6 maggio 2011)
483
12

Figura 6.23: Mappa di clorofilla a calcolata con l’algoritmo OC5 media relativa ai giorni di campionamento
della campagna Milonga (21 – 22 settembre, 12 e 18 ottobre 2011)
484
13

6.5.3 Stime di clorofilla da dati MODIS
a b
c d
Figura. 6.24 a-d: Esempio di mappe di clorofilla a ottenute con i 4 diversi algoritmi in corrispondenza di un
bloom algale primaverile.
L'esame visivo delle mappe di concentrazione di clorofilla a ottenute con i quattro
algoritmi confrontate con le immagini originali Rrs (true color) permette una prima
valutazione delle performance dei quattro algoritmi. Per fare un esempio, prendiamo in
considerazione l’immagine true color (Figura 6.18) e confrontiamola con le corrispondenti
quattro mappe di concentrazione di clorofilla a (Figura 6.24 a-d).
485
14

L’immagine true color indica chiaramente la presenza di due diversi tipi di masse d'acqua
dove la presenza di costituenti otticamente attivi è importante. Il primo tipo di massa
d’acqua corrisponde ai gyre che si trovano in mare aperto soprattutto nella parte Nord
dell'area di studio, ed è caratterizzato da componenti di colore verde-giallo; il secondo
corrisponde alle zone costiere della Toscana, ed è caratterizzato da componenti di colore
quasi bianco. Il pennacchio del fiume Arno, a Nord della costa Toscana, presenta
caratteristiche spettrali diverse dalle altre due masse d’acqua.
I primi due algoritmi (OC3M e MedOC3) mostrano alte stime di concentrazione di
clorofilla a per quel che riguarda le masse d’acqua nella parte Nord e Sud-Est dell'area di
studio, così come per la maggior parte delle zone costiere della Toscana. Ciò significa che
questi algoritmi non differenziano le acque con predominanza di componenti verde-giallo,
probabilmente dominate da fitoplancton, da acque costiere uniformemente più chiare,
presumibilmente dominate da SPM. Questa tendenza è attenuata con l’algoritmo OC5, che
fornisce stime di concentrazione di clorofilla a più basse in particolare per le acque costiere
toscane. L'algoritmo SAM_LT calibrato regionalmente fornisce basse stime di
concentrazione di clorofilla a per queste aree, che corrispondono ad alte concentrazioni di
SPM.
Questi risultati sono in gran parte confermati dai confronti statistici riportati nelle Figura
6.25 a-d.
486
15

6.5.4 Confronto tra dati in situ e telerilevati relativi alla campagna MOMAR
Analisi di regressione sono state effettuate per confrontare le stime di concentrazione di
clorofilla a in situ e telerilevate. In particolare, scatter plot sono stati elaborati (Figura 6.25 ad)
per tutti e quattro gli algoritmi considerati, e la precisione corrispondente è stata
valutata utilizzando il coefficiente di determinazione (R 2 ), il Root Mean Square Error e il
Mean Bias Error percentuale (RMSE e %MBE, rispettivamente).
a
c
Estimated [CHL] (mg m -3 )
Estimated [CHL] (mg m -3 )
3.5
3.0
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
OC3M Modis
R² = 0.3672
RMSE = 0.5996 mg m -3
%MBE = 21.9099
y = 0.7127x + 0.1867
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
Measured [CHL] (mg m -3 )
OC5 Modis
R² = 0.4111
RMSE = 0.4980 mg m -3
%MBE = 8.7287
y = 0.5939x + 0.1819
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
Measured [CHL] (mg m -3 )
487
b
Estimated [CHL] (mg m -3 )
7.0
6.5
6.0
5.5
5.0
4.5
4.0
3.5
3.0
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
MedOC3 Modis
R² = 0.2774
RMSE = 1.1042 mg m -3
%MBE = 41.9197
y = 1.1135x + 0.1127
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
Measured [CHL] (mg m -3 )
SAM_LT Modis
R² = 0.4011
RMSE = 0.4709 mg m -3
%MBE = -4.5602
y = 0.43x + 0.1933
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
Measured [CHL] (mg m -3 )
Figura 6.25 a - d: Scatter plot – confronto di dati di clorofilla a ottenuti tramite HPLC con valori di clorofilla a
ottenuti da dati satellitari MODIS tramite 4 algoritmi (OC3M, MedOC3, OC5, SAM_LT).
d
Estimated [CHL] (mg m -3 )
16

In generale, le stime di concentrazione di clorofilla a ottenute da tutti gli algoritmi sono
significativamente correlate con le corrispondenti misurazioni in situ al livello di
confidenza del 99%.
Questi algoritmi, tuttavia, mostrano diversi livelli di accuratezza. In generale, l’R 2 è simile
per tutti, variando da 0.277 a 0.411. L’ errore quadratico medio (RMSE) è più alto è per il
MedOC3 (1.1 mgm -3 ), per OC3M è quasi 0.6 mg m -3 , e per OC5 e SAM è rispettivamente
0.49 e 0.47 mg m -3 . Il %MBE mostra che OC3M e MedOC3 sovrastimano più degli altri
(rispettivamente del 21 e 41%), mentre l'OC5 sovrastima poco (8%) e il SAM addirittura
sottostima del 4%. L’ultimo scatter plot evidenzia poi la scarsa sensibilità dell’algoritmo
SAM a concentrazioni basse di clorofilla a, tipiche di acque oligotrofiche.
Gli algoritmi MODIS che stimano la clorofilla a dal colore dell’oceano, basati sul rapporto
di riflettanza (Rrs) nel blu e nel verde, sono noti sovrastimare nella zona del Mediterraneo.
Questi risultati confermano infatti una certa tendenza degli algoritmi convenzionali
(OC3M e MedOC3) a sovrastimare la concentrazione di clorofilla a. Tale tendenza è
tuttavia meno accentuata di quella riscontrata in lavori precedenti (Lapucci et al., in
stampa). I due algoritmi considerati mostrano infatti prestazioni migliori in questi casi,
mentre tendono a sovrastimare fortemente la concentrazione di clorofilla a in acque
costiere. A tale riguardo bisogna ricordare che i campionamenti della campagna MOMAR
selezionati per i confronti sono prevalentemente estivi, quando le acque del Mediterraneo,
avendo caratteristiche più oligotrofiche, somigliano maggiormente a quelle oceaniche:
queste sono appunto le condizioni in cui OC3M e MedOC3 hanno performance migliori.
Per quanto riguarda gli altri due algoritmi, essi mostrano in genere prestazioni
soddisfacenti, producendo errori quadratici e globali piuttosto ridotti. La sovrastima è
inferiore infatti nel caso dell’OC5 che, al contrario di OC3M e MedOC3, è calibrato anche
per le acque di caso 2.
L’algoritmo SAM_LT, in particolare, produce stime più basse degli altri e generalmente
più vicine alle misure in situ, soprattutto per le acque più torbide. Tuttavia l’algoritmo è
scarsamente sensibile a concentrazioni di clorofilla a medio – basse, infatti è localmente
calibrato per acque di caso 2 del mar Ligure – Tirreno.
Per tale ragione sono stati recentemente effettuati ulteriori studi tesi a migliorare le
prestazioni dell’algoritmo in acque di caso 1, particolarmente per quanto riguarda la stima
della concentrazione di clorofilla a. Una sintesi di tali studi, che sono ancora in corso, è
riportata in Massi et al., (2011).
488
17

6.5.5 Confronto tra valori di clorofilla a ottenuti con riflettanze in situ e riflettanze
satellitari
I quattro algoritmi, applicati alle riflettanze in situ, stati applicati anche alle riflettanze
satellitari MODIS, prendendo in considerazione i passaggi satellitari dei gironi
corrispondenti a quelli di campionamento.
a
c
Estimated [CHL] (mg m -3 )
Estimated [CHL] (mg m -3 )
3.5
3.0
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
OC3M in situ
R² = 0.6641
RMSE = 0.4111 mg m -3
%MBE = 8.0563
y = 0.3814x + 0.2577
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
Measured [CHL] (mg m -3 )
OC5 in situ
R² = 0.6477
RMSE = 0.42923 mg m -3
%MBE = 2.0379
y = 0.3387x + 0.2513
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
Measured [CHL] (mg m -3 )
489
b
Estimated [CHL] (mg m -3 )
7.0
6.5
6.0
5.5
5.0
4.5
4.0
3.5
3.0
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
MedOC3 in situ
R² = 0.717
RMSE = 0.3543 mg m -3
%MBE = -13.1891
y = 0.5255x + 0.1263
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
Measured [CHL] (mg m -3 )
SAM_LT in situ
R² = 0.2204
RMSE = 0.6416 mg m -3
%MBE = -74.3233
y = 0.0488x + 0.0766
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
Measured [CHL] (mg m -3 )
Figura 6.26 a - d: Confronto tra scatter plot di valori di clorofilla a ottenuti dai quattro algoritmi applicati alle
riflettanze MODIS e alle riflettanze in situ
d
Estimated [CHL] (mg m -3 )
18

In generale si evidenzia una maggiore precisione degli algoritmi applicati alle riflettanze
in situ, da imputare ovviamente alle numerose fonti di errore che caratterizzano i dati
MODIS (Figura 6.26 a – d). Tali dati sono infatti influenzati da disturbi radiometrici e dalla
sovra citata cattiva correzione degli effetti atmosferici. A questi problemi si aggiungono
quelli legati alle diverse scale di campionamento spaziale (1 km 2 rispetto al punto di
misura) e temporale (differenti ore di passaggio del satellite e di raccolta dei campioni).
Un caso particolare è rappresentato dalle stime del SAM_LT, che tendono ad essere molto
basse quando derivate dalle misure radiometriche in situ. Questa caratteristica può essere
attribuita alla sovra citata scarsa sensibilità dell’algoritmo alle basse concentrazioni di
clorofilla a tipiche di acque oligotrofiche.
490
19

6.5.6 Confronto tra dati in situ e telerilevati relativi alle campagne MELBA e Milonga
I dati di clorofilla a in situ relativi alle campagne Melba e Milonga sono stati analizzati per
spettrofotometro e fluorimetro. Riportiamo qui scatter plot tra dati di clorofilla in situ
ottenuti per spettrofotometro e dati ottenuti dai quattro algoritmi tramite riflettanze
satellitari. I risultati osservabili negli scatter plot (Figura 6.27 a – d) sono solo parzialmente
in accordo con quelli ottenuti in precedenza. I due algoritmi classici sovrastimano in
maniera notevole la concentrazione di clorofilla a. Questo problema è ridotto dall’OC5, e
del tutto eliminato dal SAM_LT, che però mostra la consueta scarsa sensibilità a basse
concentrazioni di clorofilla a. Tali diversi risultati possono in parte essere attribuiti al
diverso sistema di misura delle concentrazioni in situ (spettrofotometro invece di HPLC).
Un’altra parte delle differenze riscontrate può essere attribuita alle diverse caratteristiche
ottiche delle acque indagate rispetto a quelle di MOMAR, legate verosimilmente alle
relative differenze stagionali.
a
c
Estimated [CHL] (mg m -3 )
Estimated [CHL] (mg m -3 )
3
2
1
0
3
2
1
0
OC3M
R² = 0.401
RMSE = 0.9566 mg m -3
%MBE = 173.77
y = 4.2672x - 0.2919
0 1 2 3
Measured [CHL] (mg m -3 )
OC5 R² = 0.439
RMSE = 0.6756 mg m -3
%MBE = 133.05
y = 3.2409x - 0.1723
0 1 2 3
Measured [CHL] (mg m -3 )
491
b
Estimated [CHL] (mg m -3 )
3
2
1
0
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
MedOC3
R² = 0.340
RMSE = 1.9169mg m -3
%MBE = 274.51
y = 7.6883x - 0.7595
0 1 2 3
Measured [CHL] (mg m -3 )
SAM_LT in situ
R² = 0.2204
RMSE = 0.6416 mg m -3
%MBE = -74.3233
y = 0.0488x + 0.0766
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
Measured [CHL] (mg m -3 )
Figura 6.27 a - d: : Scatter plot – confronto di dati di clorofilla a ottenuti tramite HPLC con valori di clorofilla a
ottenuti da dati satellitari MODIS tramite 4 algoritmi (OC3M, MedOC3, OC5, SAM_LT).
d
Estimated [CHL] (mg m -3 )
20

6.5.7 Conclusioni
I risultati confermano che gli algoritmi standard OC3M e MedOC3, calibrati su dati di
acque oceaniche con basse concentrazioni di clorofilla, non danno buone stime di clorofilla
nell’area di studio presa in considerazione: ciò è vero soprattutto per le acque costiere e nei
periodi primaverili e invernali (Lapucci et al., in stampa). Gli algoritmi OC5 e SAM_LT
mostrano performance migliori rispetto ai primi due, e sono perciò buoni candidati per
essere utilizzati a fianco del monitoraggio puntuale. L’algoritmo OC5, costruito sia per
acque di caso 1 che per acque di caso 2, potrebbe essere reso ancora più adatto all’area del
Mediterraneo, in quanto mostra buoni risultati nonostante che la look up table su cui si basa
comprenda solo pochi dati del Mar Meditarreneo (Gohin, comunicazione personale).
L’algoritmo SAM_LT, calibrato per acque costiere, dovrebbe pure essere reso più sensibile
alle basse concentrazioni dei costituenti ottici.
Dopo il primo anno di progetto MOMAR, in seguito alle valutazioni effettuate sulle
performance dei quattro algoritmi rispetto ai primi dati in situ rilevati all’interno del
progetto, è stata messa a punto una procedura che mette a disposizione una mappa media
di clorofilla di otto giorni ottenuta con l’algoritmo OC5, e una mappa media mensile
ottenuta con il SAM_LT, sul sito del Consorzio LaMMA
(http://www.lamma.rete.toscana.it/mare/osservazioni-satellite/mappe-clorofilla).
Le considerazioni sopra esposte indicano comunque che entrambi gli algoritmi OC5 e
SAM_LT potrebbero essere resi più appropriati nell’area di studio MOMAR, in modo da
per poter produrre stime accurate di clorofilla a. In particolare, la look up table utilizzata
dall’OC5 potrebbe essere ampliata tramite analisi di campioni tipici dell’area di studio
MOMAR. Similmente, le simulazioni che sono alla base del SAM_LT, che fornisce stime
non solo di clorofilla a ma anche di SPM e CDOM, dovrebbero essere estese anche ad
acque di caso 1, in modo da aumentare l’efficienza dell’algoritmo in zone non costiere.
Queste attività costituirebbero pertanto un importante proseguimento di quelle svolte nei
tre anni del progetto MOMAR.
492
21

6. I nuovi servizi europei per il monitoraggio degli sversamenti.
Doronzo B., Pellegrino L., Gozzini B.
LaMMA - Laboratorio di Monitoraggio e Modellistica ambientale per lo sviluppo sostenibile,
Piazza Giovine Italia 1, I-57126 Livorno, Italia
L’EMSA CleanSeaNet (CSN) è un sistema di tipo Near Real Time (NRT) per la rilevazione
degli inquinamenti marini da idrocarburi (Oil Spill) (Figura 6.28). E’ operativo dal 16
Aprile 2007 e la sua prima fase si è già conclusa nei primi mesi del 2011 (con la messa
online del CSN di seconda generazione). La base legale del CleanSeaNet è la Direttiva
Europea 2005/35/EC concernente il divieto di sversare sostanze inquinanti in mare ed il
conseguente riconosciuto reato penale, sancito anche dalla Direttiva 2009/123/EC.
L’EMSA (European Maritime Safety Agency) è stata incaricata di lavorare con gli Stati
Membri allo scopo di fornire assistenza ed implementare tale Direttiva mediante soluzioni
tecniche adeguate; in questa ottica è nato il CSN.
L’agenzia EMSA è il più importante organo della rete di sicurezza marittima Europea, in
stretto contatto con la Commissione Europea e con molte industrie pubbliche e private. Il
CSN fornisce supporto a tutti gli Stati costieri Europei, Stati EFTA (Islanda e Norvegia) ed
afferenti, attivandosi anche per supportare, nei casi di particolare emergenza, l’
“International Charter Space and Major Disaster”.
Attualmente il sistema si basa sull’impiego di due satelliti dotati del sensore ASAR
(Advanced Synthetic Aperture Radar), ENVISAT e RADARSAT 1-2, ma in futuro è
prevista l’integrazione di immagini provenienti anche da altri satelliti (es. costellazione
Europea SENTINEL); ad oggi l’impiego di queste immagini radar è, infatti, lo strumento
più valido ed efficace nella rilevazione degli Oil Spill (di seguito indicati con la siglia
“OS”). Rimandando ad altra documentazione tecnica per maggiori dettagli sul
funzionamento del sistema, ci limitiamo soltanto a precisare che ogni stato costiero può
avere accesso a questo servizio CleanSeaNet se ne fa richiesta; attraverso un’interfaccia
web dedicata esso fornisce gli strumenti per un’elaborazione dei dati satellitari portando
alla generazione di un report, nel giro di circa 30 minuti dal passaggio del satellite,
contenente tutte le informazioni necessarie per pianificare un eventuale intervento.
Schematicamente il sistema è illustrato qui di seguito.
493

Figura 6.28. Schema di funzionamento del CSN dal passaggio del satellite alla produzione del report
Viste le grandi potenzialità del CleanSeaNet, il Consorzio LaMMA, di comune accordo con
la Regione Toscana, ha ritenuto opportuno richiedere l’accesso al sistema all’interno di
MOMAR; l’obiettivo nel progetto è l’elaborazione dei prodotti del CSN per fornire
statistiche sugli sversamenti, nonché una “carta di rischio” delle zone costiere Toscane
maggiormente esposte al fenomeno. E’ però al tempo stesso anche un’occasione importante
per testare il sistema, conoscerne i suoi limiti e valutarne l’efficienza.
Va precisato che le singole immagini non sono analizzate dagli “End-User” (es. operatori
LaMMA), bensì da un team di esperti dell’EMSA, in grado di associare ad ogni macchia di
petrolio, rilevata da ispezione visiva dell’immagine, una classe di attendibilità o di rischio
(Confidence Level) circa la reale presenza dello sversamento. In numerosi casi, infatti,
siamo davanti ad un falso allarme (in gergo tecnico “Look Alike”) che soltanto una
tempestiva verifica in situ è in grado di “smascherare”. Se i controlli e i feedback da navi in
pattugliamento dell’area o velivoli in sorvolo, sono pervenuti, il sistema li archivia
rendendoli anch’essi immediatamente disponibili agli End-User.
Altra funzionalità offerta dal CSN, è quella di poter programmare in situazioni di
emergenza o per le aree ritenute più vulnerabili e ad alto rischio (maggior traffico
marittimo o nota attività illecita in zona), un numero maggiore di scene satellitari,
compatibilmente con le esigenze degli altri Stati e partner coinvolti; in condizioni normali,
invece, la pianificazione delle immagini è fatta su base mensile direttamente dall’EMSA,
previa conferma del partner interessato.
Nel CSN sono anche disponibili i passaggi delle navi, funzionalità resa possibile
dall’interfacciamento con il sistema AIS (Automatic Identification System) obbligatorio
secondo i protocolli internazionali di navigazione per tutte le navi superiori a 300
tonnellate, le navi passeggeri anche di stazza inferiore e le piattaforme. Incrociando questi
ultimi con i dati di oil spill forniti dal CSN si possono in alcuni casi identificare le navi
responsabili.
Illustreremo di seguito i risultati statistici ottenuti al termine dell’elaborazione dei dati
CSN dal Consorzio LaMMA.
Figura 6.29. Quota complessiva di immagini acquistate nel CSN
Come si vede, il numero di immagini acquisite dai partner Europei è dell’ordine di alcune
migliaia (Figura 6.29), ma se si restringe l’area di a quella Ligure-Tirrenica, antistante la
Regione Toscana, che abbiamo opportunamente limitato nel range di coordinate di circa 2°
494

di latitudine ed 1.5° di longitudine, per un quinquennio di analisi si può contare su poco
più di 220 immagini (tenendo anche presente le anomalie nelle acquisizioni o le
programmazioni annullate) (Figura 6.30). Questo numero non rappresenta il numero totale
di passaggi di questi satelliti sull’area da noi indicata, ma solo un limitato subset,
selezionato all’interno del CSN; è quindi opportuno rilevare che se si potessero acquistare
tutte le immagini disponibili, il monitoraggio sarebbe molto più amplio e le statistiche più
significative.
495

5,25 %
13,16 %
81,59 %
TOTALE : 277 programmate
56,13 %
Immagini analizzate
Cancellate dalla programmazione
Anomalie nell'acquisizione
496
22,57 %
(51 immagini)
TOTALE : 226 analizzate
Materials provided to the coastal state by EMSA – ELABORAZIONI CONSORZIO LAMMA-LIVORNO
21,3 %
2007- 2011
TUSCANY AREA
9°E : 11°E
42,5°N : 44°N
Poco più di 4 immagini pianificate ogni
mese!
Immagini con almeno un oil
slick nell'area Toscana
Immagini con almeno un oil
slick (ma non nell'area
Toscana)
immagini senza oil slick
individuabili
Figura 6.30. Analisi statistica condotta sulle immagini disponibili nel CSN per l’area Toscana

In Fig.3, nella parte alta, viene mostrato come una buona parte delle immagini,
programmate inizialmente (circa il 20%), non possa di fatto essere impiegata perché
presenta errori o anomalie in fase di acquisizione o perché per motivi vari c’è stato un
cambio nella pianificazione satellitare. Di queste poi, soltanto una parte presenta
sversamenti nell’area di nostro interesse; si tenga presente, infatti, che ogni immagine ha
una dimensione (Swath) che può ricoprire fino a 400 km² di superficie. Più precisamente
dai grafici sopra presentati, ragionando in termini probabilistici, si vede che circa in
un’immagine su quattro, abbiamo dei potenziali sversamenti, che potrebbero minacciare le
coste della Toscana, e il 30% di queste immagini si rivela poi effettivamente contaminato da
almeno uno sversamento d’idrocarburi; questa percentuale è anche strettamente
dipendente dalla capacità ed esperienza dell’operatore e può essere oggetto di discussione.
Infatti, le stime fatte derivano da considerazioni statistiche legate alla classificazione che gli
operatori fanno degli OS analizzando le immagini, si parla del già citato Confidence Level;
con i dati in nostro possesso sembrerebbe che uno sversamento identificato con il flag
“Hight” in più del 50% dei casi è effettivamente un OS, mentre nell’altro 50% si divide per i
restanti livelli “Medium” e “Low”. Nella nuova versione del CSN i livelli di classificazione
sono stati portati per praticità a due, ma si possono fare considerazioni analoghe a quelle
fatte in precedenza; le stime di affidabilità del primo CSN sono state tuttavia riviste.
Analizzando invece i dati reali, ovvero le informazioni prodotte dal sistema e realmente
verificate in mare, i dati sono i seguenti: a partire da poco più di 220 immagini sono stati
identificati 93 OS (contenuti in 51 immagini) con 16 sversamenti verificati (contenuti in 9
immagini differenti); nel 30% dei casi controllati si trattava invece di falsi allarme, mentre
resta circa il 45% dei casi (22 immagini) in cui non è stato possibile effettuare alcuna
verifica in tempi brevi. Stando alle considerazioni fatte in precedenza, in queste immagini
non verificate ci sarebbero ancora almeno 12 OS (Figura 6.31).
La superficie totale di un simile quantitativo è stimabile intorno ai 90Km², se si considera
che mediamente la superficie di un Oil Spill nei nostri mari appare con un’estensione di
circa 3Km². Si noti che questo valore è quello apparente dell’OS nell’immagine SAR e può
essere poco rilevante se non si tiene conto di altri fattori (alcuni discussi di seguito), come
la penetrazione in profondità, l’età, la densità, le proprietà fisiche-chimiche e l’interazione
con la superficie marina; parametri spesso impossibili da determinare. Inoltre presenta un
limite inferiore che dipende dalla risoluzione (geometrica) delle immagini impiegate
(tipicamente dell’ordine di alcune decine di metri) e dalle caratteristiche dell’immagine
SAR che rende invisibili (o molto difficili da rilevare) OS più piccoli di un centinaio di
metri quadrati. Per tal motivo, quindi, le nostre statistiche rappresentano in realtà
un’approssimazione per difetto della superficie di petrolio realmente presente durante il
passaggio del satellite.
497

Materials provided provided to to the the coastal coastal state state by by EMSA EMSA – ELABORAZIONI CONSORZIO LaMMA-LIVORNO
ANALISI TOSCANA
CSN SPILL RILEVATI (93)
ANALISI AREA TOSCANA (Km²)
CSN SPILL RILEVATI (93)
OS Confermati AREA (Km²) (16)
Area < 1
1< Area < 3
OS Confermati (16)
Area > 3
Area < 1
1< Area < 3
Area > 3
OS Non Confermati (42)
Area < 1
1< Area < 3
OS Non Confermati (42)
Area > 3
Area < 1
1< Area < 3
Area > 3
OS Verificati (no spill) (35)
Area < 1
1< Area < 3
OS Verificati (no spill) (35)
Area > 3
Area < 1
1< Area < 3
Area > 3
AREA MONITORATA
Figura 6.31. Mappa degli sversamenti, sull’area d’interesse, classificati in base all’estensione AREA MONITORATA in Km² ed
Materials provided to the coastal state by EMSA – ELABORAZIONI CONSORZIO LaMMA-LIVORNO
all’esito della verifica, laddove è stata eseguita
Figura 6.31. Mappa degli sversamenti, sull’area d’interesse, classificati in base all’estensione in Km² ed
all’esito Un Gis-Viewer della verifica, degli laddove shape è stata file eseguita prodotti dal CSN porta alla seguente mappa1 (Figura 6.32)
Un Gis-Viewer degli shape file prodotti dal CSN porta alla seguente mappa1 che, tuttavia, è costituita da sversamenti sia reali ma anche presunti, così come sono rilevati
dagli operatori. Per alcuni di essi è fornita l’informazione sull’estensione e sul (Figura quantitativo 6.32)
che, sversato tuttavia, (espresso è costituita in tonnellate), da sversamenti stimato sia a reali partire ma anche dalla presunti, forma dell’OS, così come dall’apparenza
sono rilevati
dagli nell’immagine operatori. SAR Per e alcuni quando di essi disponibili è fornita anche l’informazione dai report sull’estensione dei sopralluoghi e inseriti sul quantitativo nel CSN
sversato (vedi anche (espresso considerazioni in tonnellate), successive stimato su questo a partire aspetto).
dalla forma dell’OS, dall’apparenza
nell’immagine SAR e quando disponibili anche dai report dei sopralluoghi inseriti nel CSN
(vedi anche considerazioni successive su questo aspetto).
1 Questa è una mappa parziale; non essendo stati ad oggi stati resi disponibili gli shape file nella nuova
versione del CSN, in questa mappa non sono visualizzati gli OS relativi al 2011.
1
Questa è una mappa parziale; non essendo stati ad oggi stati resi disponibili gli shape file nella nuova
versione del CSN, in questa mappa non sono visualizzati 498 gli OS relativi al 2011.

Date: 02-09-2010 21:16 UTC
Area: 16.23 km²
Lengh: 31.86 km
Width: 0.51 km
Possible source: N/A Amount:
Amount (max): 1.300 tons
Report: Mineral oil confirmed
Date: 24-07-2008 21:16 UTC
Area: 2.15 km²
Lengh: 5.31 km
Width: 0.4 km
Possible source: N/A Amount:
Amount (max): 172 tons
Report: Mineral oil confirmed
Date: 29-10-2009 05:30 UTC
Area: 5.15 km²
Lengh: 21.81 km
Width: 0.24 km
Possible source: N/A
Amount (max): 412 tons
(estimated)
Report: Mineral oil confirmed
Date: 16-04-2010 17:14 UTC
Area: 0.18 km²
Lengh: 1.6 km
Width: 0.7 km
Possible source: N/A
Amount (max): 15 tons
(estimated)
Report: Mineral oil confirmed
Materials provided to the coastal state by EMSA – ELABORAZIONI CONSORZIO LAMMA-LIVORNO
499
Date: 23-03-2010 17:14 UTC
Area: 13.08 km²
Lengh: 65.70 km
Width: 31.90 km
Source: Sofie Theresa
Amount (max): 1.045 tons (estimated)
Report: Prewash of cargo tanks. In
following the procedures of the P&A
Date: 13-08-2009 21:16 UTC
Area: 40 km²
Lengh: 42.76 km
Width: 0.94 km
Possible source: N/A
Amount (max): 3.200 tons
(estimated)
Report: Impossible to verify
Figura 6.32. Gis-Viewer ricavato a partire dagli shape file degli OS resi disponibili nel CSN (di prima
generazione)
Così si presentava uno di questi sversamenti nell’immagine SAR del CSN (Figura 6.33):
ENVISAT, 02-09-2010 Golfo Ligure Source: CSN

Figura 1.33. Un esempio di Oil Spill localizzato con il CSN
Come accennato in precedenza, vediamo ora alcune criticità e aspetti da considerare per
meglio comprendere le caratteristiche degli oil spill ma anche, di conseguenza, per una
corretta interpretazione dei dati fin qui mostrati.
Un punto molto critico è la tempistica d’intervento. Come si vede dal grafico sotto (Figura
6.34), i mezzi di pattugliamento marino devono essere sul posto nell’arco di poche ore (ma
anche meno per composti molto volatili) affinché l’OS segnalato dal CSN risulti ancora
visibile sulla superficie. Questo significa, anche, che la dicitura “OS verificato” della mappa
di Fig. 6.31 e le statistiche di conseguenza prodotte in questo documento, possono essere
affette da incertezza, tanto maggiore quanto maggiore è il tempo che intercorre fra la
segnalazione di allerta e la verifica effettiva.
Figura 6.34. Decadimento temporale degli oil Spill al variare della loro tipologia
Un altro aspetto da considerare, cui si è già accennato, è legato ai dati forniti sul
quantitativo sversato in mare ed alla superficie marina interessata. I valori fin qui riportati
(vedi Fig.6.32) sono del tutto indicativi. Questo dato è, infatti, piuttosto incerto e potrebbe
essere fuorviante. Esso dipende spesso dalla tipologia, e quindi anche dalla densità, degli
idrocarburi che presentano una composizione chimica molto diversa fra loro. In questo
caso agli occhi dei verificatori l’aspetto dell’OS gioca un ruolo molto importante per fornire
una prima stima sul danno ambientale prodotto. Inoltre, l’ammontare complessivo di
inquinante dipende anche dall’ “età” dell’OS; ad un OS più “vecchio” si deve ovviamente
associare un maggiore quantitativo di petrolio riversato e già depositato in mare, mentre
uno più giovane è in buona parte ancora visibile in superficie. Nell’immagine SAR talvolta
si può capire anche l’età dello sversamento a partire dalla sua forma e dalle sue
caratteristiche morfologiche. Presentiamo qualche esempio di quanto detto (Figura 6.35):
500

Figura 6.35: Caratterizzazione degli sversamenti in base all’apparenza in superficie
Figura 6.35: Caratterizzazione degli sversamenti in base all’apparenza in superficie
Per quanto riguarda l’età degli Oil Spill forniamo anche alcune statistiche, sulla base delle
Per immagini
Per quanto esaminate,
quanto riguarda l’età in cui
l’età degli si può
degli Oil notare
Oil Spill forniamo la prevalenza
forniamo anche di
anche alcune Oil Spill
alcune statistiche, più vecchi
statistiche, sulla (qualche
sulla base delle ora
delle
immagini dallo sversamento)
immagini esaminate, su
esaminate, in quelli
in cui si più
si può giovani;
può notare questi
notare la prevalenza ultimi sono
prevalenza di Oil sovente
Oil Spill più anche
più vecchi riconoscibili
vecchi (qualche ora per
ora
dallo la presenza
dallo sversamento) di navi sulla
sversamento) su quelli loro
quelli più scia
più giovani; (Figura
giovani; questi 6.36).
questi ultimi sono sovente anche riconoscibili per
la la presenza di di navi sulla loro scia (Figura 6.36).
Figura 6.36. Età degli Oil Spill. Alcuni Oil Spill non è stato possibile inserirli in questa classificazione date le
Figura sue esigue 6.36. dimensioni Età degli Oil Spill. Alcuni Oil Spill non è stato possibile inserirli in questa classificazione date le
sue Figura esigue 6.36. dimensioni Età degli Oil Spill. Alcuni Oil Spill non è stato possibile inserirli in questa classificazione date le
sue esigue dimensioni
Le elaborazioni frutto del presente studio dovranno essere riviste nei prossimi mesi in
Le
quanto
elaborazioni
il CSN è
frutto
un sistema
del presente
in costante
studio
evoluzione
dovranno
e
essere
sono già
riviste
stati
nei
integrati,
prossimi
ed
mesi
altri
in
lo
quanto Le elaborazioni il CSN è frutto un sistema del presente in costante studio evoluzione dovranno e essere sono già riviste stati nei integrati, prossimi ed mesi altri lo in
saranno a breve, nuovi strati informativi (Layer) su quelli già esistenti. Questi livelli
saranno quanto il a CSN breve, è un nuovi sistema strati in informativi costante evoluzione (Layer) su e sono quelli già già stati esistenti. integrati, Questi ed altri livelli lo
rappresentano, come detto, un grande supporto all’operatore sia nella corretta
rappresentano, saranno a breve, come nuovi detto, strati un informativi grande (Layer) supporto su quelli all’operatore già esistenti. sia nella Questi corretta livelli
interpretazione dell’immagine sia anche nella stima dell’evoluzione temporale dell’Oil
interpretazione rappresentano, dell’immagine come detto, sia un anche grande nella supporto stima dell’evoluzione all’operatore sia temporale nella dell’Oil corretta
Spill, vedi i layer relativi alle condizioni meteo marine (noti più in generale come
Spill, interpretazione vedi i layer dell’immagine relativi alle sia condizioni anche nella meteo stima marine dell’evoluzione (noti più temporale in generale dell’Oil come
Spill, vedi i layer relativi alle condizioni 501 meteo marine (noti più in generale come

“Ancillary Data”). Solo per citarne alcune, elenchiamo brevemente le funzionalità
aggiuntive, in fase di sviluppo, nella versione CSN di seconda generazione:
1. Identificazione automatica e nuovo sistema satellitare “Vessel-Tracking”
2. Utilizzo di nuovi prodotti satellitari (Sentinel-1, ERS-2 ed occasionalmente altri
sensori SAR)
3. Integrazione di modelli esterni (CYCOFOS-MEDSLICK, STW, SMHI, Optos-Float,
MOTHY) da combinare con i dati di Vessel-Tracking
4. Addizionali dati dal MyOcean MCS come correnti, SST, SSH, salinità, clorofilla,
ghiaccio allo scopo di discriminare meglio i casi falso allarme
5. Link al sistema EMSA “SafeSeaNet.
In conclusione si può affermare che l’analisi fin qui svolta non è, pertanto, esaustiva ed è
un’indagine condotta su un numero molto ristretto di campioni di sversamenti e su un
sistema non ancora completamente operativo. Per poter fornire dati e statistiche più
accurate occorrerebbe avere accesso sia ad un quantitativo di immagini satellitari almeno
20-30 volte superiore a quello impiegato (obiettivo che si può raggiungere con l’ausilio di
terze immagini come quelle COSMO-SkyMed ad oggi non previste nel CSN), sia ad
altrettante verifiche in situ e pattugliamenti marini. Se per il numero di immagini si può
fare qualcosa, sarà invece più difficile ed oneroso riuscire a potenziare le verifiche in mare
aperto con i mezzi aerei e navali a disposizione. Tuttavia si può pensare di ridurre il
numero di controlli al minimo indispensabile, minimizzando per quanto possibile, i casi di
falso allarme. Per fare questo si deve migliorare necessariamente l’attuale Confidence Level
(di cui sopra) degli OS nel CSN e questo si può fare lavorando sulle informazioni
integrabili nell’attuale sistema, come si sta peraltro già facendo.
502

Annex 1
ARCHIVIO MOMAR
DATI MODIS 2002 – 2010
Pieri M. 1 , Maselli F. 2
1 LaMMA - Laboratorio di Monitoraggio e Modellistica ambientale per lo sviluppo
sostenibile, Piazza Giovine Italia 1, I-57126 Livorno, Italia
2 Istituto di biometeorologia, Consiglio Nazionale delle Ricerche (IBIMET-CNR), Firenze,
Italia
Descrizione dei dati di base dell’archivio:
L’archivio MOMAR è costituito da dati rilevati dal sensore MODIS-AQUA di Livello 2. I
dati di questo livello sono già corretti atmosfericamente e georeferenziati. Il formato
originale dei dati scaricati è HDF compresso (.gz) che è stato immediatamente
decompresso.
I file giornalieri sono stati prelevati dal sito della NASA (oceancolor.gsfc.nasa.gov) e sono
stati estratti i prodotti relativi alla clorofilla-a (OC3M), alla riflettanza del mare nelle 10
bande MODIS utilizzate: 412-443-469-488-531-547-555-645-667-678 [nm] e per ogni
tipologia di file anche le informazioni ancillari (Level flags).
Periodo di archiviazione:
I dati ed i prodotti derivati sono stati archiviati per il periodo: 2002-2010. L’archivio inizia
dal Giugno del 2002, il mese in cui il satellite MODIS AQUA, ad un mese dal suo lancio, è
divenuto operativo ed i dati ricevuti a terra sono stati sistematicamente archiviati.
Area di studio:
L’area di studio è il mare compreso nei seguenti confini geografici: 45 Nord – 38 Sud, 7 Est
– 12 Ovest (Fig.1).
503
1

Figura 1 – Area di studio
504
2

Metodologia di archiviazione ed elaborazione dei dati:
La costituzione dell’archivio ha compreso i seguenti passaggi:
• Richiesta di dati giornalieri, a livello annuale, direttamente dal sito della NASA
• Esecuzione di procedure di trasferimento dei dati dal sito della NASA ad un server
locale
• Esecuzione di procedure di selezione e ritaglio delle scene per l’area di studio
• Esecuzione di procedure di elaborazione dei dati per i prodotti di uscita in vari
formati (Envi, GeoTiff, PNG)
Nell’archivio sono presenti due tipologie di dati:
• Dati OC per tutti i dati relativi al colore del mare (bande originali, composizione
True Color (TC), clorofilla stimata dal prodotto standard (OC3M) e prodotti di
stima dei principali costituenti ottici marini (clorofilla, sostanza gialla e sedimenti in
sospensione) ottenuti applicando un algoritmo basato sulla minimizzazione
dell’angolo spettrale (SAM) distinti per tipologia delle acque: SAM_C1 e SAM_C2.
Le stime SAM_C1 sono adatte ad acque di Caso 1, che sono tipicamente le acque di
mare aperto mentre, le SAM_C2, riguardano acque di Caso 2 che spesso si trovano
nelle aree costiere ed in prossimità degli sbocchi fluviali.
• Dati SST per i dati relativi alla temperatura superficiale del mare ripresa nel canale
a 11 micron.
Per ogni tipologia di dato, i file giornalieri sono organizzati in directory annuali. In Figura
2 sono riportate le directory dell’archivio relative ai dati del 2010.
STRUTTURA DIRECTORY ARCHIVIO MODIS
/OC
/hdf
/2010
/envi
/2010
/OC3M
/SAM_C1 (C1W, ICH,IYS,ISS)
/SAM_C2 (ICH,IYS,ISS)
/tif
/2010
/TC
/png
/2010
/TC
505
/SST
/hdf
/2010
/envi
/2010
/sst
Figura 2 – Struttura delle directory dell’archivio
3

DATI OC HDF
Esempio del nome dei file HDF:
A2010001123500.L2_LAC_OC.x.hdf
Nella Figura 3 si osservano i principali strati informativi presenti nei file OC in formato
HDF.
DATI SST HDF
Esempio dei nomi dei file HDF:
A2010001123500.L2_LAC_SST.x.hdf
Figura 3 – Strati informativi dei file OC HDF
Nella Figura 4 si osservano i principali strati informativi presenti nei file SST in formato
HDF.
506
4

Figura 4 – Strati informativi dei file SST HDF
507
5

DATI OC ENVI
Esempio dei nomi dei file ENVI:
Tipo di copertura: ASUB – Copertura totale dell’area di studio
A2010001_1235_b412_resize_ai_sub.img
A2010001_1235_b412_resize_ai_sub.hdr
Tipo di copertura: SUB – Copertura parziale dell’area di studio
A2010061_1120_b412_resize_sub.img
A2010061_1120_b412_resize_sub.hdr
Tipo di copertura: MSC – Composizione di due scene consecutive
A2010002_1315_1320_b412_mosaic_sc.img
A2010002_1315_1320_b412_mosaic_sc.hdr
Tipo di copertura: MSA – Composizione di due scene adiacenti
A2010002_1140_1315_b555_mosaic_sa.img
A2010002_1140_1315_b555_mosaic_sa.hdr
Sono archiviate le 10 bande di riflettanza: 412-443-469-488-531-547-555-645-667-678 [nm].
In Figura 5 è riportato l’immagine del 4 Luglio 2022 nella banda del blu (412).
Figura 5 – Immagine MODIS (Banda 412 nm) del 4 Luglio 2002
DATI OC3M
Dai file OC HDF originali è stato estratto il prodotto relativo alla stima della clorofilla
secondo l’algoritmo standard OC3M e convertito in formato ENVI.
Esempio dei nomi dei file ENVI:
A2010001_1235_oc3m_resize_ai_sub.img
A2010001_1235_oc3m_resize_ai_sub.hdr
In Figura 6 il file OC3M è visualizzato con STRETCH fra 0. e 2.5 mg/m 3 di clorofilla
stimata dall’algoritmo OC3M per il giorno 4 Luglio 2002.
508
6

Figura 6 – Immagine MODIS (OC3M) del 4 Luglio 2002
PRODOTTO TC (True Color)
Nell’archivio di dati MODIS è stato aggiunto il prodotto True Color relativo ad un
composit RGB (678-555-443) opportunamente stretchiato. All’immagine TC e’ stato
sovrapposto il vettoriale delle coste e salvato in formato TIF e successivamente convertito
anche in formato PNG.
Il prodotto TC è ottenuto dalle tre bande originali MODIS contenuto nelle directory OC
dell’archivio.
DATI TC (formato TIF)
Esempio dei nomi dei file TIFF:
A2010001_1235_rgb.tif
A2010001_1235_rgb.tfw
DATI TC (formato PNG)
Esempio dei nomi dei file PNG:
A2010001_1235_rgb.png
In Figura 7 è visualizzato il file True Color, in formato PNG.
509
7

Figura 7 – Immagine MODIS (True Color - TC) del 04 Luglio 2002
DATI SST ENVI
Esempio dei nomi dei file ENVI:
Tipo di copertura: ASUB – Copertura totale dell’area di studio
A2010001_1235_sst_resize_ai_sub.img
A2010001_1235_sst_resize_ai_sub.hdr
Tipo di copertura: SUB – Copertura parziale dell’area di studio
A2010178_1135_sst_resize_sub.img
A2010178_1135_sst_resize_sub.hdr
Tipo di copertura: MSC – Composizione di due scene consecutive
A2010003_1220_1225_sst_mosaic_sc.img
A2010003_1220_1225_sst_mosaic_sc.hdr
Tipo di copertura: MSA – Composizione di due scene adiacenti
A2010002_1140_1315_sst_mosaic_sa.img
A2010002_1140_1315_sst_mosaic_sa.hdr
Legenda per tipo di prodotto indicato nel nome dei file dopo l’ora del o dei passaggi che
costituiscono la scena:
sst (Sea Surface Temperature)
ql (Quality Levels)
l2 (Flags Level-2)
In Figura 8 un esempio di immagine MODIS SST del 4 Luglio 2002 in formato ENVI.
510
8

Figura 8 – Immagine MODIS SST del 4 Luglio 2002
511
9

DATI SAM_C1
Nell’archivio di dati MODIS, di livello 2, a livello giornaliero, per il periodo 2002-2010 e
per l’area di studio, sono stati aggiunti i prodotti di stima dei principali costituenti ottici
marini ottenuti applicando l’algoritmo SAM (Massi et al., 2011). In particolare i prodotti
stimati sono: la clorofilla (ICH) (Fig. 9), la sostanza gialla (IYS) ed i sedimenti in
sospensione (ISS). Inoltre vi e’ anche un indice C1W che rappresenta la somiglianza
spettrale con le acque di caso 1 (fra 0, nessuna somiglianza, a 1, somiglianza completa).
Tutti i file dei prodotti sono in formato ENVI.
Il prodotto SAM_C1 è affidabile per le acque di Caso 1, cioè a dire per le acque che hanno
un valore del prodotto C1W vicino ad 1 e comunque superiore a 0.9.
Esempio dei nomi dei file envi:
A2010001_ASUB_C1W.img
A2010001_ASUB_C1W.hdr
A2010001_ASUB_C1_ICH.img
A2010001_ASUB_C1_ICH.hdr
A2010001_ASUB_C1_IYS.img
A2010001_ASUB_C1_IYS.hdr
A2010001_ASUB_C1_ISS.img
A2010001_ASUB_C1_ISS.hdr
Figura 9 – Immagine MODIS - SAM_C1 ICH (Caso 1) del 31 Gennaio 2010
512
10

DATI SAM_C2
Nell’archivio di dati MODIS, di livello 2, a livello giornaliero, per il periodo 2002-2010 e
per l’area di studio, sono stati aggiunti i prodotti di stima dei principali costituenti ottici
marini ottenuti applicando l’algoritmo SAM calibrato per le acque di Caso 2 (Maselli et al.,
2009). In particolare i prodotti stimati sono: la clorofilla (ICH) (Fig. 10), la sostanza gialla
(IYS) ed i sedimenti in sospensione (ISS). Tutti i file dei prodotti sono in formato ENVI.
Il prodotto SAM_C2 è affidabile per le acque di Caso 2, cioè per le acque che hanno un
valore del prodotto C1W inferiore a 0.9.
Esempio dei nomi dei file envi:
A2010001_ASUB_C2_ICH.img
A2010001_ASUB_C2_ICH.hdr
A2010001_ASUB_C2_IYS.img
A2010001_ASUB_C2_IYS.hdr
A2010001_ASUB_C2_ISS.img
A2010001_ASUB_C2_ISS.hdr
Figura 10 – Immagine MODIS - SAM_C2 ICH (Caso 2) del 31 Gennaio 2010
513
11

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518

Abstract
Strumenti di condivisione e diffusione dei dati
La necessità di condividere e rendere condivisibili i metodi e i risultati raggiunti
dai diversi partner scientifici del progetto che si sono proposti di mettere a
punto ed attuare sistemi di monitoraggio ambientale diversi con l’obiettivo di
definire una metodologia comune per la valutazione di specifici ambiti
dell’ambiente marino, ha messo in evidenza la necessità di sviluppare
un’architettura in grado di raccogliere, organizzare e rendere fruibili le
informazioni relative ai siti studiati nell’ambito del Progetto MOMAR, con la
possibilità di estensione ad altre aree geografiche.
È ancora una pratica molto comune quella di usare strumenti desktop per
analizzare i dati e i processi ambientali. Tradizionalmente, le soluzioni desktop
sono progettate per fare studi e lavoro la cui dimensione è però limitata, mentre
i siti web vengono utilizzati principalmente per mostrare i risultati (tipicamente
in modalità statica).
I portali di ultima generazione stanno diventando punti di accesso a dati e
applicazioni di straordinaria importanza per ricercatori, stakeholder e end user
superando le maggiori limitazioni dell’approccio desktop/sito web.
Il nuovo paradigma è basato su strumenti web dove la complessità della
tecnologia è trasparente all'utente finale, e gruppi di lavoro interdisciplinari
possono lavorare sinergicamente e competenze eterogenee possono essere
integrate e migliorate. In questo contesto i portali scientifici/ambientali stanno
diventando strumenti strategici dove gli utenti finali e le parti interessate
possono utilizzare in modo sicuro applicazioni innovative e in modo
trasparente avere l'accesso ai dati, alle infrastrutture di calcolo e ai servizi.
La collaborazione tra Regione Sardegna (Sardegna Ricerche) e la Fondazione
Livorno Euro Mediterranea (LEM) rappresenta l’evoluzione di due percorsi
seguiti in modo indipendente dai due partners che hanno messo a disposizione
le loro esperienze per mettere a punto una ‘piattaforma collaborativa’,
implementabile, in grado di costituire un ambiente condiviso in grado non solo
di catalogare i dati, ma di mettere a confronto le diverse metodologie messe in
campo.
Il lavoro svolto dalla Fondazione LEM ha riguardato la parte di progettazione e
costruzione della piattaforma informatica per la raccolta e la catalogazione delle
informazioni, elaborazione che non si basa su un codice predefinito e che
quindi non presenta i limiti legati all’utilizzo di voci specifiche che possono
limitarne l’adattabilità all’area studiata dal Progetto MOMAR; la Regione
Sardegna con l’ausilio dei tecnici di Sardegna Ricerche ha curato lo sviluppo di
un portale innovativo denominato CWE per le analisi delle dinamiche marine.
Il CWE è una piattaforma Java per la progettazione di applicazioni GIS
519

oriented, e sistemi informativi Web in generale. Il software espone moduli per
l'analisi spaziale e temporale (grafico, GIS, ecc) migliorando i meccanismi di
produzione delle analisi ambientali e del report.
Il Sistema Informatico Collaborativo sul WEB: il CWE.
M. G. Mulas 1 , M. Pintus 1 , G. Erbì 1 , R. Coni 1 , M. Coni 1 , R. Casula 1 , P. Cau 2 ,
S. Manca 2 , A. Vargiu 2 , D. Muroni 2 & C. Soru 2 & E. Peneva 3 ,
1 Regione Autonoma della Sardegna, Direzione generale agenzia regionale del
distretto idrografico della Sardegna. Via Roma, Cagliari. Email:
mmulas@regione.sardegna.it
2 Sardegna Ricerche/ CRS4. Loc. Piscina Manna, POLARIS - 09010 Pula (CA -
Italy). Email: pierluigi.cau@gmail.com
3 Università di Sofia, Bulgaria. Email: elfa@phys.uni-sofia.bg
1. Introduzione
Gli ultimi progressi della scienza informatica, il calcolo ad alte prestazioni e le
tecnologie basate sul web hanno di molto esteso le possibilità nel campo delle
scienze ambientali, e hanno cambiato il modo in cui i sistemi informativi
funzionano, fornendo innovativi servizi, applicazioni e strumenti di analisi e
visualizzazione. Le applicazioni Web sono oggi in grado di combinare e
utilizzare complesse infrastrutture di dati (distribuite), eseguire modelli
matematici in ambienti di calcolo ad alte prestazioni, elaborare e interpretare
input e output, e esporre servizi, analisi e report ad alto valore aggiunto. Queste
infrastrutture offrono metodi uniformi per identificare e accedere alle risorse
remote e quindi permettono di aumentare l'interoperabilità tra le applicazioni.
È facilmente prevedibile che le applicazioni Web, sfruttando questi nuovi livelli
di interoperabilità, potranno aumentare il riutilizzo dei dati attraverso il
"mashup" di servizi web, quindi unire informazioni ed esperienze, accedere ai
risultati di modelli eseguiti in altre strutture (centri di ricerca, università, ecc.), o
semplicemente utilizzare i dati territoriali forniti dai vari data provider.
Il presente capitolo descrive le principali funzionalità e servizi messi in opera
nel prototipo di portale sviluppato dalla Regione Autonoma della Sardegna con
l’ausilio di Sardegna Ricerche nell’ambito del progetto MOMAR.
Il contenitore di tali servizi è denominato CWE (ambiente di lavoro
collaborativo). Si tratta di un portale che intende promuovere l’integrazione di
metodologie, esperienze e strumenti in un unico ambiente di produzione e di
conoscenza accessibile dal WEB.
520
2

Tramite un’architettura tecnologica aperta e stratificata, l’obiettivo è quello di
promuovere l’integrazione di strumenti modellistici e ICT per migliorare le
pratiche di gestione dell’ambiente. Il portale, pur essendo sperimentale e con
limitate risorse hardware, ha permesso di realizzare una piattaforma di calcolo
e di archiviazione estremamente avanzata, che ha l’obiettivo di:
• condividere e accrescere strumenti conoscitivi e programmatici per la
gestione della risorsa mare in un contesto transfrontaliero;
• esporre applicazioni ambientali per lo studio dell’ambiente marino per la
zona costiera;
• permettere l’esecuzione di modelli ci circolazione marina ad alta
risoluzione spaziale e di Oil Spill;
• esporre applicazioni basate sul modello idrologico SWAT per la
determinazione dei carichi a mare dal bacino idrografico;
• archiviare dati ambientali (ad es. di monitoraggio) in database
relazionali.
In sintesi si intende supportare la pianificazione e l’individuazione di azioni di
monitoraggio, interventi, misure, vincoli, finalizzate alla tutela e valorizzazione
degli ecosistemi marini con particolare riguardo alla zona di costa.
I risultati ottenuti in questo lavoro sono molto incoraggianti e hanno dimostrato
l’efficacia dell’approccio adottato, approccio basato sull’integrazione di modelli
e tecnologie eterogenee allo stato dell’arte. Particolarmente utile è stata la fase
di confronto con le problematiche reali delle aree di studio. Il portale, i metodi e
le procedure sviluppate sono state testate su una serie di aree campione in
Sardegna.
Le esperienze fatte e i risultati tecnologici/metodologici raggiunti possano essere il
punto di partenza per la costruzione di servizi operazionali per l’analisi dell’ambiente di
costa a scala regionale e transfrontaliera.
2. L’architettura Hardware e Software
Il portale CWE del MOMAR è costituito da un sistema complesso di elementi
hardware e software che realizzano un'infrastruttura auto consistente e faulttolerant,
in grado di rendere accessibili le risorse del portale agli utenti finali
autonomamente, automaticamente, e che richiede una necessità limitata in
termini di intervento diretto da parte di operatori, tecnici e amministratori di
sistema.
Dal punto di vista fisico il portale CWE del MOMAR risiede su due macchine di
classe server. Su di esse, sfruttando appieno l'elevata potenza dei loro
componenti, è installata un'infrastruttura software stratificata e virtualizzata:
521
3

sono quindi simulate diverse configurazioni cluster1 con un numero
significativo di nodi di calcolo e di servizi. Ciò consente la realizzazione di reti e
sistemi distribuiti altamente scalabili per il calcolo e l’archiviazione.
Questa configurazione si è dimostrata adeguata per contenere i casi studio di
Orosei e dell’Asinara. I casi di studio girano in modo operazionale a cadenza
giornaliera e a diverse scale, per un totale di tre flussi operazionali.
ASINARA 500mt OROSEI 500mt OROSEI 150mt
Output complessivo: 89G
database dati elaborati: 1.7G
periodo:
20/05/2011 - 17/11/2011
Output complessivo: 43.1G
database dati elaborati : 961M
periodo:
20/05/2011 - 17/11/2011
522
Output complessivo: 149G
database dati elaborati: 3G
periodo:
20/5/2011 - 17/11/2011
L’estensione del sistema alla modellazione di tutta l’area costiera del Tirreno
(Regione Sardegna, Toscana, Liguria e Corsica) è ipotizzabile con una potenza
di calcolo e risorse hardware nell’ordine di 25 volte maggiore rispetto a quella
utilizzata nel prototipo di portale del MOMAR.
Il software utilizzato per l’implementazione del sistema modellistico e del
portale è principalmente Open Source, e nello specifico:
• Sistema Operativo GNU/Linux;
• Application Server Tomcat
Apache;
• Apache come web-server;
• Database PostGIS e Spatialite per i
dati geografici e GIS;
• Il motore di rendering GIS
Mapserver;
• Il client GIS WEB msCross
sviluppato dal CRS4;
• Argilla/BASHYT framework:
ambiente di sviluppo di applicazioni
ambientali;
• Come piattaforma di
virtualizzazione è stata usata Xen.
1 Un computer cluster, o più semplicemente un cluster (dall'inglese grappolo), è un insieme di
computer connessi tramite una rete telematica. Lo scopo di un cluster è quello di distribuire una
elaborazione molto complessa tra i vari computer componenti il cluster. Un problema che
richiede molte elaborazioni per essere risolto viene scomposto in sottoproblemi separati i quali
vengono risolti in parallelo. Questo ovviamente aumenta la potenza di calcolo del sistema.
4

L'obbiettivo primario del lavoro è stato quello di mettere in opera un ambiente
affidabile per l'esecuzione di applicazioni web basati su modelli allo stato
dell’arte e data flow e work flow complessi.
Distribuzione delle risorse fisiche nell'ambiente virtuale e software installati
Le macchine virtuali sono installate
all'interno delle macchine fisiche
permettendo di simulare un cluster
reale di calcolo e di archiviazione.
In figura uno schema
dell’infrastruttura realizzata nel
MOMAR, si noti come i nodi di
calcolo e di servizi sono suddivisi
tra i due server fisici.
Attraverso questo accorgimento il sistema è in grado di sopperire alla rottura o
al disservizio di una delle due macchine server, continuando a erogare (anche
se in modo parziale) i servizi, in attesa di un intervento umano da parte del
tecnico.
Nel sistema sono installati diversi ambienti di sviluppo e librerie software di
pre e post processing di dati, coinvolti nelle operazioni del flusso lavoro per
l’esecuzione dei modelli. Ad esempio sono presenti:
Ambienti di sviluppo e compilatori
- C, C++ (GNU gcc)
- Python
- Perl
- Java (Sun)
- Fortran (gFortran)
Librerie e toolkit specifici
- Netcdf
- GDAL/OGR
- OpenMPI (parallelizzazione codici)
523
Database
- PostgreSQL + Postgis
- SQLite + Spatialite
- MySQL
Software applicativi
- Grads
- Gimp
3. Le procedure automatizzate implementate nel portale: back end
Una parte importante del lavoro è stata la realizzazione di una serie di
procedure per semplificare i flussi di lavoro per l’esecuzione dei modelli di
circolazione oceanografica e del modello di Oil Spill, per l’analisi dei risultati e
per la visualizzazione degli stessi all’interno del portale del progetto MOMAR.
5

Particolarmente complessa è la fase di creazione delle condizioni al contorno e
iniziali per l’esecuzione del modello di circolazione a scala limitata. Questa fase
richiede diverse ore macchina e l’utilizzo di diversi strumenti software per
l’elaborazione dei dati di partenza (tipicamente su griglie a scarsa risoluzione
spaziale) prodotti da modelli di circolazione a grande scala per la produzione
delle condizioni al contorno sulle griglie ad alta risoluzione spaziale dei modelli
a scala limitata. In aggiunta a questa complessità, i dati di input da processare
sono di grandissime dimensioni (diversi Gigabyte) e contengono strutture dati
estremamente complesse. La loro gestione non può essere quindi demandata
all’operatore se si vuole raggiungere l’operatività del sistema, cioè se l’obiettivo
è sistematizzare l’esecuzione del modello su base giornaliera per tutte le aree di
interesse per fornire previsioni sull’idrodinamica costiera.
Un altro elemento di complessa è la gestione dei risultati, anche questi hanno
necessità di essere trattati ed elaborati al fine di poter essere visualizzati e
analizzati correttamente.
3.1. GETM workflow
L'esecuzione del modello GETM richiede una serie di complesse operazioni preliminari
per la preparazione dell'input e per la configurazione del programma. Normalmente tali
operazioni sono compiute manualmente da un operatore esperto attraverso l'uso di
diversi strumenti software specifici (visualizzatori, interpolatori, convertitori).
524
6

Tutti i dettagli delle operazioni di preparazione sono stati riprodotti in una procedura
software automatica e autonoma, per ridurre al minimo l'intervento umano e ottimizzare
i tempi di produzione dei risultati.
La procedura GETM-Workflow è un sistema software automatizzato e
ottimizzato per il modello GETM che produce previsioni giornaliere
sull’idrodinamica costiera per una serie di aree di studio in Sardegna. La
procedura ha l’obiettivo di eseguire simulazioni a scala limitata (e nello
specifico del progetto MOMAR per la zona di costa per l’area di Orosei e
dell’Asinara) attraverso il down-scaling dinamico di un modello a grande scala.
I dati di input relativi alle informazioni meteorologiche e oceanografiche
(Modello Mars 3D) aggiornate vengono scaricati rispettivamente da:
1. http://nomads.ncep.noaa.gov
2. http://ifremer.fr
Successivamente tali dati vengono sottoposti ad una serie di operazioni
complesse quali ad esempio un’interpolazioni 3D sulla griglia regolare del
modello a scala limitata al fine di ottenere le condizioni iniziali (IC) e al
contorno (BC). In figura viene schematizzato il flusso di lavoro necessario.
A conclusione della procedura di download dei dati, si procede
all’aggiornamento (automatico) del file di configurazione utilizzato dal modello
oceanografico GETM: quindi la data di inizio e fine della simulazione, la
525
7

tipologia delle condizioni iniziali, e di quelle al contorno per la temperatura e
la salinità, ecc.
Visualizzazione di un BC scaricata da Internet (modello MARS 3D) e non
ancora elaborata. Da questi dati vengono derivate le condizioni al contorno per
il modello ad alta risoluzione.
Una volta che tutti i file di configurazione, di BC e di IC, sono aggiornati, si
procede con l’esecuzione del modello GETM, il quale produrrà in output un file
nel formato scientifico netCDF (.nc2) che descrive il campo idrodinamico per le
aree simulate.
Conclusa la procedura, il file di output viene archiviato nel network file system
e la fase di post-processing provvederà ad estrarre le informazioni di interesse
ed inserirle all’interno di un database geo-relazionale di tipo SQLite. Il database
è reso accessibile in maniera automatica alla applicazioni del portale.
Quella che viene di fatto realizzata è una nuvola di file database che
rappresentano ognuno una simulazione in un determinato tempo per una area
di studio il cui numero cresce giornalmente.
2 NetCDF (Network Common Data Form) è un insieme di librerie software che supportano la
creazione, l'accesso e la condivisione dei dati (file .nc) scientifici, array-oriented. Tutti i formati
.nc sono "auto-descrittivi". Ciò significa che c'è un header che descrive il layout del resto del file,
in particolare le matrici dei dati, nonché i metadati arbitrari sono in forma di nome / valore
attributi.
526
8

Curiosità tecniche sul Workflow operazionale del GETM:
La particolarità della procedura GETM è la sua capacità di elaborazione di dati di input
a larga scala per la generazione di dati di output a scala sub-regionale con risoluzione
più alta. Il Workflow può essere utilizzato anche per l'esecuzione di una generica
configurazione del modello GETM, indipendentemente dalla necessità del downscaling.
Allo stato attuale, sulle macchine mhpc (high performance computing) dei server sono
in esecuzione tre workflow per le tre aree di studio.
Run Periodicità Tempo Totale di
calcolo (medio)
527
Tempo di creazione
BC e IC (medio)
Asinara: 500 m Giornaliero 41 ore 31 min 30 hr
Orosei: 150 m Giornaliero 30 ore 35 min 26 hr
Tempo di analisi
risultati (medio)
Orosei: 500 m Giornaliero 7 ore 10 min 4 hr
I tempi di calcolo possono variare in funzione della connettività della rete / velocità di
download dell'input
OROSEI 500mt OROSEI 150mt ASINARA 500mt
Netcdf output: 562M
SQLite db: 8.5M
Input Mars3D: 14,5 GB
Netcdf output: 2.8 GB
SQLite db: 29M
Input Mars3D: 14.4 GB
Netcdf output: 1.3G
SQLite db: 16M
Input Mars3D: 14.4 GB
La dimensione dei file prodotti varia con la dimensione dell’area simulata e dalla
risoluzione spaziale della griglia
L'elenco seguente mostra gli step di avanzamento della procedura in ordine cronologico:
• Lettura del file di configurazione XML del workflow
• Predisposizione dell'ambiente di lavoro, creazione delle directory e
verifica delle risorse disponibili
• Download dei dati meteo Noaa-Gfs (in parallelo con dati marini)
• Download dei dati marini Ifremer-Mars3D (in parallelo con dati meteo)
• Produzione delle boundary condition meteo
• Produzione delle initial condition e delle boundary condition marine
• Compilazione del codice GETM
• Editing del file di configurazione getm.inp
• Esecuzione binario GETM
• Check di integrità sull'output
• Esecuzione simulazione di Oil Spill
• Interpolazione risultati su piani paralleli (isobate)
• Conversione dati in formato GeoTIFF
• Creazione database SQLite e memorizzazione dati binari (GeoTiff) e
metadati
• Estrazione e memorizzazione sottogriglia di monitoraggio puntuale
• Cancellazione dati temporanei
9

• Interpolazione output di GETM su griglia MARS3D
• Confronto dei risultati GETM/MARS3D
• Registrazione del nuovo database creato sul portale CWE e inserimento
metadati
Il flusso di lavoro è controllato da uno script principale (momarCtl.py) che ha il compito
di sincronizzare tutte le operazioni. Ognuno dei passi elencati è codificato in un modulo
che si trova nell'albero dei sorgenti.
La procedura di controllo non esegue direttamente compiti con alto carico
computazionale, come gli interpolatori, e li delega a strumenti specializzati sviluppati
ciascuno con la tecnologia ritenuta più idonea.
La scelta di utilizzare il linguaggio Python si è rivelata un grande vantaggio, dal
momento che ha permesso di abbattere i tempi di sviluppo e manutenzione del codice,
consentendo di testare diverse soluzioni, con l'obiettivo di migliorare le performance,
sia in termini di tempo che di precisione del risultato. Si evidenzia che la parte più
onerosa del lavoro in questa fase è stata la scelta del sistema di interpolazione per le IC
e le BC che nel sistema in produzione assorbe oltre il 75% del tempo totale di calcolo.
Una delle particolarità dell’applicazione è che per poter esporre previsioni nel portale, il
tempo di esecuzione della procedura deve essere limitato e in generale inferiore al
numero di giorni di previsione del modello. Come si evince dalle tabelle il run a 500
dell’Asinara e di Orosei a 150 m hanno tempi di esecuzione superiori alle 30 e 41 ore
rispettivamente, questo implica che il primo giorno e quasi tutto il secondo giorno di
previsione per il caso di studio dell’Asinara viene perso per l’esecuzione della
procedura stessa.
3.2. Oil spill workflow
L’applicazione Oil spill presente nel portale permette all’utente di osservare,
dopo aver selezionato un punto di versamento iniziale, l’evoluzione (attraverso
una gif animata) della distribuzione di probabilità della distribuzione nello
spazio di un inquinante lungo l’arco temporale della simulazione.
Tali simulazioni vengono elaborate automaticamente su base giornaliera e
soltanto quelle più recenti vengono conservate nell’archivio del server.
Di volta in volta la procedura recupera il file .nc più recente generato
precedentemente dalla procedura GETM, relativo all’area d’interesse. Questo
file descrive l’idrodinamica (quindi anche i campi di velocità) per un tempo di
previsione di 5 giorni. Sulla base dell’idrodinamica, viene simulato con una
legge di immissione costante per tutte le posizioni di versamento possibili, la
distribuzione dei traccianti nello spazio e nel tempo. Come coreografia viene
aggiunta un filtro sulla terra, per mostrare l’area costiera all’interno
dell’animazione.
I dati ottenuti vengono poi utilizzati per determinare la distribuzione
dell’inquinante all’interno dell’area analizzata.
528
10

L’applicazione del portale consente all’utente di cliccare sulla mappa (quindi
definire un area di immissione) e tramite tecnologie AJAX viene recuperata la
simulazione corrispondente archiviata nel server e avviata l’animazione
nell’interfaccia WEB.
Curiosità tecniche sull’applicazione di Oil spill
La procedura di creazione delle simulazioni dell’oil spill è composto da due
programmi python e da tre file binari:
• imageMap: usato per generare una gif statica contenente la zona
costiera (terra) contenuta nella mappa;
• gif3: usato per generare la gif animata rappresentante la
distribuzione dei tracer dell’inquinante;
• latracers-2: usato per calcolare la densità dei tracer all’interno di
ogni elemento di una griglia virtuale dell’area lungo l’arco temporale
considerato.
Il primo script python che viene richiamato è oil_spill_single.py. Esso
rappresenta l’interfaccia dell’applicazione e contiene tutti i parametri necessari
per la creazione della simulazione. È suddiviso in routine, ciascuna delle quali
rappresenta la chiamata per la realizzazione dell’elaborazione di una specifica
area. La struttura del programma è parametrica al fine di permettere di adattare
la simulazione alle specifiche esigenze. In tabella si evidenzia il numero di
simulazioni che vengono eseguite ogni giorno con un set up standard.
529
11

Orosei 500: Orosei 150: Asinara 500:
Simulazioni lanciate: 276
Tempo totale di
esecuzione:
circa 60 minuti
Spazio occupato: (276
gif): circa 46 MB
Simulazioni lanciate: 264
Tempo totale di
esecuzione: circa 90
minuti
Spazio occupato (264
gif): circa 67 MB
530
Simulazioni lanciate: 72
Tempo totale di
esecuzione: circa 15
minuti
Spazio occupato (72 gif):
circa 5.8 MB
Di seguito vengono definiti e descritti i vari elementi della procedura:
• pathOilSpill: il percorso della directory di lavoro della procedura.
• cX: la larghezza (in pixel) di ogni cella usata per suddividere
l’area e su cui associare la densità dei tracers .
• pxX: la larghezza (in pixel) delle immagini gif da generare ().
• mX: il numero di colonne della griglia usata per definire i possibili
punti di immissione dell’inquinante ().
• resMap: valore usato per aumentare il livello di dettaglio dell’area
costiera visualizzata nelle immagini gif. Può assumere soltanto valori
interi e deve essere maggiore o uguale a 1. Il suo valore massimo
dipende dal valore di cx e dalla risoluzione dell’area definita nel file .nc.
Nel caso in cui si inserisca un valore troppo alto, la zona costiera
rappresentata nella gif sarà visualizzata con delle linee bianche.
• pathNc: path del file del file .nc usato come sorgente dei dati.
Deve essere specificato anche il prefisso che accomuna i nomi di tutti i
file .nc generati dalla procedura GETM (in questo caso GETM-OUTPUT-
).
• nomeArea è il nome usato per identificare l’area da elaborare.
Questo nome con la directory in cui verranno inserite le gif animate
generate.
• idArea è l’hash MD5 usato all’interno del database per
identificare univocamente le aree rappresentate.
• pathExecution è il path della directory in cui verranno inseriti i
file intermedi e finali dell’elaborazione. Ogni area deve avere la propria
directory.
• execute è la routine utilizzata per avviare l’elaborazione della
simulazione. I parametri da specificare sono elencati nei commenti del
codice.
Dopo aver completato le operazioni, le eventuali gif animate generate da una
precedente esecuzione vengono rimosse e sostituite con le nuove, in modo da
lasciare sempre la simulazione più recente e limitare lo spazio occupato sul
disco. Se tuttavia durante la procedura si dovesse verificare un errore che
12

impedisce l’elaborazione della procedura, le gif animate precedenti non
vengono eliminate.
4. Il sistema CWE
Il sistema CWE del MOMAR può essere definito come un ambiente cooperativo
di produzione/sviluppo di contenuti web e di esposizione di applicazioni
ambientali ottimizzate per l’ambiente marino. L'ambiente CWE è basato sulla
tecnologia di WEB templating, quindi un sistema di programmazione
estremamente potente, facile da usare veloce e flessibile per lo sviluppo, il
mantenimento e la gestione di applicazioni WEB.
Il portale è raggiungibile all’indirizzo: http://momar.crs4.it/
4.1. Servizi e applicazioni esposte
Il Sistema contiene una serie di servizi e applicazioni che vengono erogati
tramite interfaccia WEB sulla base dei risultati delle procedure automatiche
operazionali. In particolare sono erogati i seguenti servizi operazionali:
• Run del modello oceanografico di Orosei 500 mt e Montecarlo di
simulazioni di oil spill;
• Run del modello oceanografico di Orosei 150 mt e Montecarlo di
simulazioni di oil spill;
531
13

• Run del modello oceanografico di Asinara 500 mt e Montecarlo di
simulazioni di oil spill.
Tali Servizi funzionano in autonomia a cadenza giornaliera, e simulano
l’idrodinamica marina in modo previsionale nei cinque giorni successivi alla
data di esecuzione del modello. I dati di input relativi alla meteorologia e
all’idrodinamica a scala di Mediterraneo vengono scaricati giornalmente da
Internet, per cui la connettività del portale è stata dimensionata e deve essere
mantenuta in modo tale da consentire queste operazioni di routine. I servizi
esposti sono usati come base per la costruzione di applicazioni. Il portale
espone un certo numero di applicazioni, tuttavia queste essere aggiornate e
ampliate da utenti esperti.
Sono sviluppate e fruibili le seguenti Sezioni applicative:
• Data Manager;
• SWAT (Visualizzatore Simulazioni Idrologiche);
• GETM (Visualizzatore Simulazioni Marine):
o Modulo per la circolazione marina
o Modulo per il Oil Spill.
Le Applicazioni sono sviluppate con i dati prodotti dai Servizi modellistici, e
sono fruibili da tutti gli utenti abilitati/autenticati nel portale. Le Applicazioni
sono pensate per un’utente non informatico, ma esperto delle problematiche e
delle dinamiche ambientali e naturali relative al ciclo dell’acqua e
all’oceanografia. Sono inoltre sviluppate per essere di semplice utilizzo e dare
risposte il più possibile rispondenti agli obiettivi preposti.
L’Applicazione Data Manager
Il Data Manager permette il controllo dell’area geografica attiva e delle
simulazioni eseguite, sia nell’ambito di bacino idrografico che di area marina
attinente. È possibile quindi cambiare area o giorno di simulazione, scegliendo
dall’elenco dei run eseguiti dal Sistema Operazione.
Nella figura a lato una delle schermate dell’applicazione Data Manager, che
mostra il bacino idrografico studiato. Nella parte superiore viene mostrato il
dettaglio dei metadati descrittivi dell’area con una mappa navigabile del
dominio, nella parte centrale l’applicazione Google Earth mostra il contesto
geografico e permette di navigare la zona con il visualizzatore tridimensionale
in real-time. Nello specifico è rappresentata l’area di Orosei (Sardegna
Orientale).
532
14

L’applicazione SWAT – Modellazione del Bacino Idrografico
La voce di menu SWAT permette di raggiungere l’area dedicata alla gestione
delle simulazioni di Bacino e ottenere report sullo stato quali – quantitativo
della risorsa idrica. Il menu sulla sinistra della pagina permette di raggiungere
le varie sezioni del sistema: ovvero le analisi quali/quantitative di dettaglio
sulle singole simulazioni (Report), proseguendo con le informazioni
riepilogative del Bacino Idrografico (topografia, tipo e uso del suolo, ecc.).
Nella figura è riportata l’applicazione di dettaglio del tipo di suolo nell’area di
studio del Cedrino (Orosei, Sardegna orientale). La mappa è esposta tramite
tecnologia GIS, può quindi essere navigata e interrogata con gli strumenti
classici delle visualizzazioni GIS.
533
15

In figura si evidenziano sulla sinistra della mappa tabelle e grafici di riepilogo
sulle caratteristiche pedologiche dei suoli che fanno parte del bacino
idrografico. Il framework espone servizi estremamente interattivi che in ogni
sezione tematica permettono all’utente di interagire con il sistema, interrogare
le mappe e i dati archiviate nel db e ottenere report.
Si mostra di seguito il bilancio dei nutrienti (NO3, NH4, NO2, Pmin, Porg) e la
portata di acqua dolce nella sezione di uscita a mare per l’anno 2007 per il
bacino del Cedrino.
L’applicazione GETM – Circolazione Marina
534
16

Dal menu principale si accede alla sezione GETM che espone le funzionalità
relative alla modellazione marina (vedi la sezione sui modelli operazionali).
Sono presenti delle sezioni dinamiche dalle quali poter consultare le diverse
risposte del modello (Temperatura e Salinità) e la comparazione con il modello
MARS3D.
Dalle applicazioni sulla temperatura e la salinità, l’utente tramite un menu a
scelta, può definire tempo e profondità sul livello medio del mare rispetto al
quale visualizzare la distribuzione spaziale della grandezza fisica scelta.
A differenza di altri portali, in quello del MOMAR le applicazioni espongono
dati tramite visualizzatori GIS.
Questo permette all’operatore di intersecare dati di monitoraggio, dati simulati
ed eventualmente altri strati informativi che si desidera aggiungere per ottenere
analisi integrate.
In figura si mostra una sezione del portale che mostra la comparazione tra i
risultati del modello MARS 3D e del modello GETM per la stessa area
campione. I risultati del GETM sono riscalati nella griglia di calcolo del modello
a scala sub regionale MARS 3D tramite una complessa operazione di upscaling.
535
17

L’applicazione Oil Spill
È stata sviluppata una applicazione ad hoc per la gestione del Montecarlo
operazionale delle simulazione di oil spill. L’applicazione web si connette
automaticamente all’ultimo set di applicazioni eseguite.
L’applicazione esposta è di tipo dimostrativo e si basa sulle seguenti ipotesi di
lavoro:
1. Legge di sversamento costante per tutta la simulazione
2. Coefficiente di dispersione idrodinamica costante
3. Numero di traccianti costante
Chiaramente è da verificare per ogni singolo evento se le su menzionate ipotesi
sono sufficientemente vicine alla situazione reale da simulare.
536
18

Una serie di procedure automatiche nel back end producono per ogni run del
modello Una serie di di Oil procedure Spill un GIF automatiche animata che nel può back essere end richiamata producono nel per portale ogni run con del
un modello semplice di Oil click Spill del mouse un GIF sulla animata mappa. che può essere richiamata nel portale con
un semplice click del mouse sulla mappa.
4.2. Politiche di accesso: autenticazione e autorizzazione
Il sistema 4.2. Politiche consente di accesso: l’accesso autenticazione solo agli utenti e autorizzazione
autenticati in funzione delle
credenziali di Autorizzazione definite. Il sistema sarà basato sul paradigma di
Il sistema consente l’accesso solo agli utenti autenticati in funzione delle
Ruolo, dove questo rappresenta un profilo di credenziali di un dato dominio
credenziali di Autorizzazione definite. Il sistema sarà basato sul paradigma di
applicativo: un esempio di ruolo è quello di Administrator, ovvero il profilo che
Ruolo, dove questo rappresenta un profilo di credenziali di un dato dominio
permette di agire sul dominio delle impostazioni del sistema applicativo.
applicativo: un esempio di ruolo è quello di Administrator, ovvero il profilo che
I permette ruoli del di sistema agire sul coprono dominio tutte delle le competenze impostazioni identificate del sistema nell’applicazione applicativo. e
permetteranno di differenziare e stratificare gli utenti del sistema in modo
analogo I ruoli del alla sistema suddivisione coprono dei tutte compiti le competenze di un’organizzazione identificate in nell’applicazione uffici e settori. e
Ogni permetteranno utente del sistema di differenziare sarà associato e stratificare ad uno o più gli ruoli, utenti per del simulare sistema flussi in di modo
lavoro analogo reali. alla suddivisione Per ogni utente dei compiti è previsto di un’organizzazione un profilo di autenticazione in uffici e settori. e
autorizzazione Ogni utente del di sistema accesso sarà alle applicazioni, associato ad ai uno dati o più e ai ruoli, documenti per simulare che consente flussi di
di lavoro limitare reali. la navigazione Per ogni all’interno utente è del previsto portale un e l’uso profilo dei dati di in autenticazione funzione dei e
compiti autorizzazione operativi. di Vengono accesso alle individuati applicazioni, i seguenti ai dati ruoli: e ai documenti che consente
di limitare la navigazione all’interno del portale e l’uso dei dati in funzione dei
compiti operativi. Vengono individuati i seguenti ruoli:
537
19
19

- Amministratore del sistema è un utente che ha pieno accesso ai dati e alle
funzioni, può modificare il sistema e i suoi contenuti, creare nuovi utenti e
modificarne i profili di autorizzazione.
- Utente specialista agisce sulla postazione cartografica ed ha accesso a
tutti i moduli applicativi GIS WEB, alla banca dati locale ed alle funzioni di
esportazione/importazione del server dalla e verso la banca dati centrale del
server. Gli utenti appartenenti a questo ruolo potranno inoltre svolgere le
attività definite dai permessi a loro concessi.
- Utente generico visualizza i contenuti associati a questo ruolo via web e
possono consultare le informazioni presenti nel sistema senza alterarle in
alcun modo.
5. Sistema di creazione di nuovi contenuti tramite il CWE
Il sistema espone un sistema di editazione dei contenuti accessibile
direttamente dal web “wiki like”. In questo caso il CWE sfrutta appieno le
funzionalità messe a disposizione da Argilla, un software innovativo di
sviluppo di applicazione GIS Web sviluppato in Java secondo il paradigma
MVC (Model–View–Controller). La scelta di un tale pattern architetturale
risulta molto potente in quanto permette di differenziare la logica applicativa a
carico del controller e del model, e l'interfaccia utente a carico del view.
Tramite le funzionalità avanzate di Argilla, creare oggetti come grafici, tabelle,
form, visualizzatori GIS, ecc. e inserirli nelle applicazioni WEB è molto
semplice. Accedendo il “Argilla Control Menu” l’utente potrà: selezionare una
categoria di moduli come Layers, Tables, Charts, ecc.; modificare oggetti
preesistenti cliccando sul pulsante “Edit”, oppure crearne di nuovi premendo il
tasto “New”. In quest’ultimo caso l’utente potrà creare tabelle, grafici mappe,
ecc. sulla base delle informazioni archiviate nel database del MOMAR.
538
20

Strumenti di condivisione e diffusione dei dati
E. Agostini 1 , A. Manetti 1
1 Fondazione Livorno Euro Mediterranea, Italia, lem@comune.livorno.it
Introduzione
La necessità di porre a confronto le competenze di esperti in discipline diverse
aventi come obiettivo comune la tutela dell’ambiente marino ha favorito lo
sviluppo di un linguaggio condiviso attraverso il quale scambiare informazioni
tese ad agevolare il dialogo, e quindi la collaborazione, tra coloro che agiscono
per uno sviluppo sostenibile dell’ambiente. Il Progetto MOMAR ha costituito,
in questo senso, un tavolo di lavoro privilegiato per testare l’applicazione messa
a punto dalla Fondazione LEM . L’attività si è svolta secondo le seguenti fasi:
1. ricognizione della normativa in materia di tutela dell’ambiente marino;
2. analisi dello scenario;
3. studio del questionario per la realizzazione del database;
4. distribuzione del questionario presso i partners;
5. individuazione delle voci da inserire nel database;
6. progettazione e realizzazione dell’ applicazione;
7. elenco delle funzionalità esposte;
8. esempio di inserimento dati;
9. predisposizione del database per la sua fruibilità da parte di altri sistemi
1. Ricognizione della normativa in materia di tutela dell’ambiente marino
Prima di elaborare l’impostazione del database, è stata raccolta ed esaminata la
normativa vigente in campo europeo e nazionale, per evidenziare i temi e le
modalità seguite dal legislatore, così da costruire un ambiente in grado di
ospitare informazioni richieste dal legislatore e, allo stesso tempo, utili per uno
scambio tra i soggetti che operano nel settore della ricerca. In particolare è stata
analizzata la direttiva 60/2000/CE 3 (in particolare l’Allegato V) e gli
aggiornamenti relativi, la decisione 2455/2001/CE 4 , la Direttiva 2008/56/CE 5
3 Direttiva del Parlamento Europeo e del Consiglio del 23 ottobre 2000 che istituisce un
quadro per l’azione comunitaria in materia di acque
4 Direttiva del Parlamento Europeo e del Consiglio del 20 novembre 2001 relativa
all’istituzione di un elenco di sostanze prioritarie in materia di acque e che modifica la
Direttiva 60/2000/CE
5 Direttiva del Parlamento Europeo e del Consiglio del 17 giugno 2008 che istituisce un
quadro per l’azione comunitaria nel campo della politica per l’ambiente marino
539
21

(in particolare l’Allegato I, Allegato III, Allegato IV), la direttiva 2008/105/CE6 (in particolare l’Allegato I, Allegato III, Allegato IV), la direttiva 2008/105/CE
(in particolare l’Allegato II, Allegato III), la Decisione della Commissione
europea del 1° settembre 2010 sui criteri e gli standard metodologici relativi al
buono stato ecologico delle acque marine e il relativo recepimento in ambito
nazionale.
6
(in particolare l’Allegato I, Allegato III, Allegato IV), la direttiva 2008/105/CE
(in particolare l’Allegato II, Allegato III), la Decisione della Commissione
europea del 1° settembre 2010 sui criteri e gli standard metodologici relativi al
buono stato ecologico delle acque marine e il relativo recepimento in ambito
nazionale.
6
(in particolare l’Allegato II, Allegato III), la Decisione della Commissione
europea del 1° settembre 2010 sui criteri e gli standard metodologici relativi al
buono stato ecologico delle acque marine e il relativo recepimento in ambito
nazionale.
2. Analisi dello scenario
2. Analisi dello scenario
2. Alla luce Analisi della dello normativa scenario vigente, si è provveduto a suddividere la zona
Alla
Alla studiata
luce della
luce dal della Progetto
normativa
normativa MOMAR
vigente,
vigente, secondo
si è provveduto
si è provveduto aree omogenee
a suddividere
a suddividere riconducibili
la zona
la zona alla
studiata
studiata suddivisione
dal Progetto
dal prevista
MOMAR
Progetto dal MOMAR legislatore
secondo
secondo e, allo
aree
aree stesso
omogenee
omogenee tempo,
riconducibili
con riconducibili caratteristiche
alla
alla
suddivisione
suddivisione simili sotto
prevista
il profilo
dal
prevista tecnico.
legislatore e, allo stesso tempo, con caratteristiche
dal legislatore e, allo stesso tempo, con caratteristiche
simili sotto il profilo tecnico.
simili L’analisi sotto dello il profilo scenario tecnico. sviluppata (Fig. 7.2.1) prevede una suddivisione
L’analisi
L’analisi dell’area
dello
in dello funzione
scenario sviluppata (Fig. 7.2.1) prevede una suddivisione
scenario della sviluppata rappresentatività (Fig. del 7.2.1) sito, prevede sia sotto una il profilo suddivisione delle sue
dell’area in funzione della rappresentatività del sito, sia sotto il profilo delle sue
dell’area caratteristiche in funzione naturali della che rappresentatività delle pressioni antropiche del sito, sia esercitate sotto il su profilo di esso, delle sia sue in
caratteristiche naturali che delle pressioni antropiche esercitate su di esso, sia in
caratteristiche base alla tipologia naturali di che misurazioni delle pressioni che su antropiche di esso esercitate possono essere su di esso, effettuate sia in
base alla tipologia di misurazioni che su di esso possono essere effettuate
base considerando alla tipologia l’ambito di di misurazioni studio dei partners che su di Progetto. esso possono essere effettuate
considerando l’ambito di studio dei partners di Progetto.
considerando l’ambito di studio dei partners di Progetto.
ANALISI SCENARIO
ANALISI SCENARIO
Rappresentatività
ANALISI SCENARIO
Rappresentatività
Tipologia misurazione
Rappresentatività
del sito
Tipologia misurazione
del sito
Tipologia misurazione
del sito
Posizione
Posizione
geografica Posizione
geografica
geografica
Tipologia
Tipologia
Tipologia
Foce fiume Sito marino
Foce fiume Sito marino
Foce fiume Sito marino
Distanza
Distanza
Distanza
costa
costa
costa
Tipologia
Tipologia
Tipologia
fondale
fondale
fondale
Incidenza
Incidenza
Incidenza
antropica
antropica
antropica
Area
Area urbana
Area
urbana
urbana
area
industriale area
area
industriale
industriale
Indicatori
Indicatori
Indicatori
Strumentazione
Strumentazione
Strumentazione
Tempi
significativi
Tempi
Tempi
significativi
significativi
Figura 7.2.1 Analisi dello scenario
Figura 7.2.1 Analisi dello scenario
6 Figura 7.2.1 Analisi dello scenario
Direttiva del Parlamento Europeo e del Consiglio del 16 dicembre 2008 relativa a
6 Direttiva
6 standard del
Direttiva di del qualità Parlamento
Parlamento ambientale Europeo
Europeo nel e settore del Consiglio
e del della Consiglio politica del 16
del delle dicembre
16 acque, dicembre recante 2008 relativa
2008 modifica a
relativa a e
standard di qualità ambientale nel settore della politica delle acque, recante modifica e
standard successiva di qualità abrogazione ambientale delle nel direttive settore della del politica Consiglio delle 82/176/CE, acque, recante 83/513/CE, modifica e
successiva abrogazione delle direttive del Consiglio 82/176/CE, 83/513/CE,
successiva 84/156/CE, abrogazione 84/491/CE e 86/280/CE, delle direttive nonché del modifica Consiglio della 82/176/CE, direttiva 2000/60/CE 83/513/CE, del
84/156/CE, 84/491/CE e 86/280/CE, nonché modifica della direttiva 2000/60/CE del
84/156/CE, Parlamento europeo 84/491/CE e del e Consiglio 86/280/CE, nonché modifica della direttiva 2000/60/CE del
Parlamento europeo e del Consiglio
Parlamento europeo e del Consiglio
22
540 22
22

In particolare, il sito è stato individuato in funzione della posizione, della
vicinanza alla costa, della tipologia di fondale, del tipo di attività che può
alterare le caratteristiche naturali. Per quanto riguarda la tipologia di
misurazione, si è tenuto conto degli indicatori, del tipo di strumentazione, dei
tempi significativi delle indagini effettuate sul singolo sito.
3. Studio del questionario per la realizzazione del database
La raccolta d’informazioni, presso i partners scientifici, utili alla costruzione del
database, è stata realizzata attraverso la predisposizione di un questionario
attraverso il quale individuare quelle voci che permettessero di esprimere in
modo semplice ed esaustivo la metodologia di svolgimento delle campagne di
misura sia sotto il profilo spaziale che temporale, nonché la caratterizzazione
della misura stessa con l’obiettivo di mettere a punto un’applicazione, che
costituisse l’ambiente idoneo all’interno del quale far confluire i dati acquisiti
nel corso del Progetto dai partners scientifici.
E’ stato quindi predisposto un documento ‘Studio del questionario per la
realizzazione del database – sistemi di monitoraggio’ contenente un
questionario su più livelli in modo tale da approfondire step by step una data
informazione in relazione a:
1. posizione del sito individuata dalla latitudine, longitudine, profondità7; 2. tipologia del sito inteso come
a. caratteristiche naturali suddivise in zone relative alla foce di un
fiume, fascia costiera, zona marina. Per ognuna delle zone sono
previste informazioni relative alla morfologia, alla tipologia di
fondale ed alla sua composizione.
b. caratteristiche antropiche per individuare il tipo di pressione
esercitata dalle attività umane sul sito e quindi prevedere la
tipologia di sostanze rintracciabili in un dato sito
3.1 Caratterizzazione dei rilievi/analisi
In questa sezione sono state raccolte le informazioni relative alle seguenti
voci:
a. ente, ossia denominazione dell’ente che ha effettuato il prelievo
e/o l’analisi;
7 Nel caso di campionamento areale, è stata considerata la possibilità di caratterizzare il
sito attraverso una griglia con maglie regolabili in funzione delle esigenze della singola
acquisizione.
541
23

. data del prelievo relativa alla singola campagna di misure per la
quale è possibile indicare una data e un’ora di inizio e una data e
un’ora corrispondenti al termine del prelievo. E’ possibile, inoltre,
in un’apposita schermata, se lo si ritiene opportuno, fornire
ulteriori informazioni utili per una migliore definizione del
prelievo;
c. indicatore in funzione del tipo di indagine che è stata effettuata su
un dato sito. Questa sezione permette di catalogare i vari tipi di
indicatori che sono stati presi in considerazione su una
determinata area;
d. condizioni al contorno con cui vengono indicate tutte quelle
grandezze che possono influenzare la misura e di cui è necessario
tener conto nella valutazione del dato;
e. metodologia utilizzata permette di offrire informazioni sul
metodo standard o sperimentale usato per l’acquisizione o
l’analisi del campione. Una sezione apposita è dedicata al
telerilevamento per il quale il ‘numero dei campioni’ è strettamente
collegato alla definizione delle immagini elaborate;
f. caratteristiche della strumentazione utilizzata sia durante il
prelievo del campione che in occasione della sua analisi. E’
possibile fornire descrizioni dettagliate accedendo alla sezione
‘large description’
g. rappresentatività della misura sezione in cui, se lo si ritiene
opportuno, possono essere inseriti commenti per una migliore
comprensione del dato.
4. Distribuzione del questionario presso i partners
Il questionario è stato distribuito ai partners in modo tale da raccogliere
indicazioni utili con cui integrare il database. La messa a disposizione da parte
di alcuni di loro di esempi di campionamento ed analisi, ha permesso di
migliorare l’impostazione del database sia sotto il profilo della qualità dei dati
da inserire, attraverso l’utilizzo di terminologia più appropriata, sia dal punto
di vista di una maggiore semplificazione nell’inserimento dei dati.
5. Individuazione delle voci da inserire nel database
Le integrazioni suggerite dai partner scientifici, hanno portato a definire lo
schema dell’applicazione secondo la struttura presentata nella Fig. 2.
Risulta evidente che il primo passo da effettuare è quello dell’‘autenticazione
delle credenziali’ , ossia dell’identificazione del soggetto che chiede di accedere
all’applicazione e di poter essere quindi autorizzato a ‘navigare’ all’interno
della stessa con funzioni di interazione diverse in base alla natura del soggetto
stesso. Lo schema della Fig. 7.5.1 non è esaustivo delle attività possibili
542
24

attraverso l’applicazione, ma permette di chiarire che, una volta entrati
all’interno dell’applicazione, si ha accesso ad un menù che permette di accedere
all’area di interesse per inserire/consultare, in base alle proprie credenziali, le
informazioni relative alla zona prescelta.
L’inserimento di mascherine denominate ‘large description’ consente da un lato
la possibilità, in fase di inserimento, di approfondire la caratterizzazione
dell’informazione, in fase di consultazione, di avere a disposizione indicazioni
più adeguate per una migliore comprensione delle peculiarità del sito, della
misura, delle caratteristiche della strumentazione utilizzata, nell’ottica di un
rafforzamento nello ‘scambio di punti di vista’ tra soggetti che affrontano un
dato argomento con approcci diversi.
543
25

Denominazione
Posizione geografica
SITO
Foce di fiume
Tipologia fondale
Sito marino
Tipologia
Tipologia fondo
ENTE
Pressione antropica
Descrizione misura
Descrizione metodo
Tipologia metodo
Durata campagna
PRELIEVO
Menù delle attività
Autenticazione credenziali
544
Unità di misura
Data
prelievo/telerilevamento
Condizioni al contorno
Descrizione
Strumentazione
Codice
Metodo standard
Tipologia metodo
Metodo non standard Descrizione metodo
ANALISI
Descrizione
Strumentazione
Figura 7.5.1 Schema dell’applicazione

6. Progettazione e realizzazione dell’applicazione
La progettazione e realizzazione dell’applicazione è avvenuta tramite
integrazione delle informazioni inizialmente considerate con web service
implementato con SOAP.
Ciò permette la pubblicazione dei dati gestiti attraverso l’applicazione web e
l’interazione con gli stessi mediante l’interscambio in formato XML, grazie al
protocollo SOAP. La pubblicazione dei dati avviene su server IIS 7.0.
Per la creazione dell’applicazione è stato utilizzato l’ambiente di sviluppo
Microsoft Visual Studio 2010 che mette a disposizione una serie di strumenti di
automazione che rendono lo sviluppo più veloce e versatile.
L’applicazione è stata resa accessibile attraverso il sito del Progetto MOMAR
esclusivamente ai partners del Progetto a partire dall’ottobre 2010 in modo tale
da poter sperimentare gradualmente la funzionalità del sistema.
Collegandosi a l sito
http://apchweb.livornoeuromediterranea.org/NuSOAP/samples/
è possibile consultare alcune pagine con gli esempi d’integrazione tramite
NuSOAP (piattaforma Apache+PHP).
Una volta terminata la fase di progettazione e realizzazione, l’applicazione è
stata messa a disposizione dei partners attraverso il sito del Progetto MOMAR,
area riservata, mediante collegamento all’indirizzo:
http://www.livornoeuromediterranea.org/momar/ws/
La pagina iniziale (fig. 7.6.1) è suddivisa in tre sezioni: la sezione riservata
all’amministratore di sistema, quella riservata all’inserimento di dati e quella
dedicata all’utente che desideri navigare all’interno dell’applicazione per la
visione di dati.
Administrative Section
Manage Data Section
Public Section with registration of new user
Figura 7.6.1 Schema della pagina iniziale
545
27

Attraverso la sezione Administrative Section, che appare come in fig. 7.6.2, è possibile gestire
lo schema dei contenuti delle singole sezioni, mentre, scegliendo la sezione Manage Data
Section, per l’inserimento di dati, si accede alla schermata rappresentata in fig. 7.6.3.
Figura 7.6.2 Schema della pagina dedicata all’amministratore di sistema
Menù of activities
Surveys
■ Site Management
■ Site Methods
Managenet Observation
■ Method Indicator
■ Method Instruments
Managenet Observation
Campaigns
■ Campaigns definition
■ Sampling
■ Analysis
Figura 7.6.3 Schema del menù iniziale
546
28

Come si può notare in fig. 7.6.3 il menù iniziale elenca la tipologia dei possibili
inserimenti in modo tale da agevolare l’accesso alle singole sezioni, senza dover
ripetere, per ogni campionamento o analisi, l’inserimento dei dati comuni.
7 Elenco delle funzionalità esposte
Di seguito si espongono le caratteristiche salienti dell’applicazione messa a
punto sotto il profilo tecnico. In particolare le funzionalità esposte sono le
seguenti:
getAllCampaigns
Funzione che fornisce l’elenco delle campagne memorizzate nell’applicazione. I
dati esposti sono un array di oggetti del seguente tipo
di dettaglio
Codice identificativo della campagna. Da utilizzare per analisi
4
Descrizione della campagna. Da utilizzare per la visualizzazione web
Inserimento di prova Mitili
Descrizione estesa della campagna. Da utilizzare per la visualizzazione
web
test Galloprovincialis
Date di inizio e fine campagna
2010-04-01T00:00:00
2010-04-30T00:00:00
getAllCampaignsByDate
Funzione che restituisce tutte le campagne che sono comprese nell’intervallo di
data indicato. Restituisce un array di oggetti
Per facilitare l’interscambio di dati i parametri di ingresso sono stati formattati
richiedendo l’indicazione della data tramite anno, mese e giorno, con un
formato del tipo:
int
int
547
29

int
int
int
int
GetAllSitesFull
Funzione che restituisce tutti i siti oggetti di campagne presenti nel data base.
Gli oggetti che vengono restituiti sono definiti estesi perché mostrano i dati di
dettaglio del sito:
3
Sito A
false
3
Zona marina
0
11
Fondale degradante
1
18
Fondo sabbioso
2
548
30

19
Presenza di alghe
2
4
Sito industriale
La descrizione XML del sito riprende le tipologia di sito come mostrato in Fig.
7.7.1
Viene indicato se la misura è puntuale o a griglia, il tipo di sito e quindi per
ogni tipo principale () l’elenco dei sotto tipi di dettaglio collegati
al tipo principale scelto ( e ).
Oltre a questo è descritta la tipologia di pressione antropica presente.
Figura 7.7.1 Descrizione XML del sito
getAllSitesSmall
Restituisce l’elenco dei siti esponendo solo i dati essenziali per la presentazione
all’interno di controlli utili alla selezione da elenchi, per esempio i controlli
combo box.
549
31

Restituisce oggetti del tipo:
3
Sito A
GetAllIndicatorsFromMethod
Indica le grandezze misurate per uno specifico metodo.
La risposta è un array di oggetti del seguente tipo:
11
Metalli in traccia - Cr
nn
1
Acqua
true
false
La struttura (Fig. 7.7.2) è relativa alle pagine web di gestione degli indicatori di
metodo, denominata Method Indicator:
Figura 7.7.2 Schermata relativa alla gestione degli indicatori di metodo
550
32

Per ogni metodo si possono definire le grandezze che vengono considerate in
base al tipo.
Inoltre per ogni grandezza si può indicare se è una condizione al contorno e/o
una grandezza indicativa per la misura.
In ingresso a questa funzione c’è un parametro che indica il metodo scelto:
int
GetAllMethods
Elenca tutte le metodologie gestite, restituendo un array di oggetti:
int
string
string
GetMethodsInSite
Elenca le metodologie di misura monitorate per un determinato sito, passato
come parametro.
La struttura della risposta è un array di oggetti del solito tipo visto per
getAllMethods.
GetAllCampagneInSite
Elenca le campagne di misure che sono in atto o sono state fatte in un certo sito,
passato come parametro.
La risposta è un array di oggetti del tipo:
551
33

Codice, descrizione breve ed estesa della campagna con le date di inizio e
fine della stessa
3
Inserimento di prova
Inserimento di prova
2010-04-01T00:00:00
2010-04-30T00:00:00
GetAllSampleFromSiteAndCompanin
Elenca i campioni prelevati in un certo sito per una certa campagna, passati
come parametri.
La risposta è un array di oggetti del tipo:
Codice interno, codice per bar code e descrizione del campione prelevato
206
00001
campione
Data del prelievo: sempre presente
2010-03-24T00:00:00
Data dell’analisi. Se pari al 01/01/2000 vuol dire che non è stato analizzato
2000-01-01T00:00:00
Posizione
10.579720000
42.941390000
Altezza rispetto al livello del mare in cm
-1000.000
Codice di riferimento del sito, campagna e metodo.
7
5
4
Se presente è una descrizione
552
34

Se diverso da 0 è il codice dell’array di riferimento (es. telerilevamento)
0
GetMethodFromCode
Descrive il metodo utilizzato per prelevare il campione. I campi dell’oggetto
sono:
3
Mitili in situ
Mitili in situ
GetAllMeasureFromSample
Restituisce tutte le misure effettuate sul campione indicato. Della singola
misura indica:
-) I dati del campione:
4
TEST-0001
test
2010-04-08T00:00:00
2000-01-01T00:00:00
10.298472000
43.562403000
-400.000
6
3
2
test
0
553
35

Vedere il metodo getAllSampleFromSiteAndCompanin per i dettagli dei valori
restituiti.
-) La descrizione della misura effettuata:
11
Metalli in traccia - Cr
Misura non puntiforme ma integrata nel tempo delle concentrazioni
degli elementi in traccia dell'ambiente
nn
1
I vari campi sono già stati spiegati in simili oggetti nei punti precedenti.
-) Il metodo utilizzato:
4
Metodo Accumulatori Passivi
-) Lo strumento che è stato utilizzato:
3
ICP
Spettrometro ad emissione a plasma
Spettrometro usato per rivelare Cr, Ni, Cu, V, Zn
-) I dati specifici della misura:
100.12340
2010-11-12T00:00:00
Tutti questi valori sono restituiti in un array di oggetti del tipo:
….
554
36

….
….
….
100.12340
2010-11-12T00:00:00
8. Esempio di inserimento dati
Di seguito si riportano alcune schermate ottenute con un inserimento di prova
relativo ad un campionamento e un’analisi sulla colonna d’acqua. L’esempio
rappresenta il percorso che deve essere seguito per l’inserimento dei dati a
partire dall’identificazione del soggetto che esegue l’operazione.
- generalità dell’ente che ha condotto l’indagine ai sensi dell’Allegato I della
Direttiva 2000/60/CE.
In particolare oltre alle generalità dell’ente si chiede di specificare l’estensione
geografica del distretto idrografico di riferimento, la situazione giuridica
dell’autorità competente, e, in modo coinciso, le competenze, la composizione e
le relazioni internazionali intrattenute. Nella scheda dedicata alla
caratterizzazione dell’ente è stata introdotta una ‘macro’ in riferimento alla
regione marina e quindi alla sottoregione marina (in figura 7.8.1 in particolare è
stata individuata la sottoregione marina ‘Mar Mediterraneo occidentale’
all’interno della quale si trova l’area oggetto del Progetto) su cui opera l’ente
stesso.
555
37

Figura 7.8.1 Descrizione dell’Ente
Figura 7.8.1 Descrizione dell’Ente
- ‘site management’
- ‘site management’
In questa sezione è possibile inserire l’identificativo del sito oggetto d’indagine
e dare una prima caratterizzazione corrispondente alla distanza dalla costa, alla
In questa sezione è possibile inserire l’identificativo del sito oggetto d’indagine
tipologia di fondale, al tipo di pressione antropica a cui il sito è sottoposto.
e dare una prima caratterizzazione corrispondente alla distanza dalla costa, alla
Sempre in questa sezione è possibile inserire informazioni sul tipo di misura
tipologia di fondale, al tipo di pressione antropica a cui il sito è sottoposto.
effettuata (puntiforme, areale). In fig. 7.8.2 viene riportato un esempio della
Sempre in questa sezione è possibile inserire informazioni sul tipo di misura
schermata di riferimento.
effettuata (puntiforme, areale). In fig. 7.8.2 viene riportato un esempio della
schermata di riferimento.
556
38
38

Figura 7.8.2 Scelta del sito
- ‘site methods’
In questa sezione, fig. 7.8.3, è possibile scegliere, tra tutti i metodi elencati,
quello che, in una data occasione, è stato utilizzato per lo studio del sito
evidenziato. E’ possibile, comunque, aggiungere nuovi metodi rispetto a quelli
già inseriti.
Figura 7.8.3 Elenco dei metodi utilizzati su un determinato sito
557
39

- ‘method indicator’
Una volta prescelto il metodo, è possibile scendere nel maggior dettaglio (fig.
7.8.4) mediante l’inserimento di informazioni corrispondenti sia alle misure
effettuate (detected) che ai valori dei parametri relativi alle condizioni al
contorno (contour). Anche in questo caso è possibile arricchire il menù relativo
sia alle misure disponibili che a quelle associate.
Figura 7.8.4 Elenco delle metodologie utilizzate su un dato sito e tipo di misure effettuate
558
40

- ‘method instruments’
Questa sezione, fig. 7.8.5, è dedicata alla strumentazione utilizzata per la quale è
possibile digitare una descrizione più o meno dettagliata in funzione del target
dell’utilizzatore al quale è rivolta l’applicazione.
Figura 7.8.5 Tipologia di strumento utilizzato e sua breve descrizione
559
41

- ‘Campaigns definition’
Figura 7.8.6 Coordinate del sito, metodo di campionamento utilizzato, data
Accedendo alla schermata di cui la fig. 7.8.6 rappresenta un esempio, è possibile
inserire le informazioni necessarie per la definizione della campagna in
relazione al sito studiato, al periodo dell’anno in cui tale studio è stato
effettuato, alla metodologia utilizzata.
560
42

- ‘Campaigns definition’: sampling
La sezione dedicata al campionamento (fig. 7.8.7), una volta selezionato il sito
d’interesse, permette di inserire informazioni dettagliate sul campionamento
che comprendono, per ciascun campione prelevato, le date che delimitano
l’arco temporale durante il quale è stato effettuato il prelievo, le coordinate
geografiche che individuano la zona del prelievo, il metodo utilizzato. Inoltre, è
stata inserita una finestra ad inserimento libero, in cui è possibile fornire
ulteriori indicazioni che l’operatore possa ritenere utili per una migliore
definizione del campionamento.
Figura 7.8.7 Il campionamento
561
43

- ‘Campaigns definition’: analysis
La schermata dedicata all’analisi del campione, fig. 7.8.8, è analoga a quella
relativa al campionamento; si differenzia da quest’ultimo nel settore relativo
alla tipologia di analisi effettuata e alla strumentazione utilizzata.
Figura 7.8.8 L’analisi
8. Predisposizione dell’applicazione per la sua fruibilità da parte di altri
sistemi
Una volta messa a punto l’applicazione è stata ulteriormente sviluppata allo
scopo di predisporla per la sua fruibilità da parte di sistemi collaborativi che
abbiano sviluppato un’interfaccia graficamente più adatta per l’accesso da parte
di soggetti esterni al partenariato, tale da consentire l’interazione con il sistema
senza la conoscenza specifica del linguaggio SQL o di altri strumenti per
l’interrogazione delle basi dei dati. Per quanto possibile, ad eccezione di una
quantità limitata di funzioni che possono essere gestite esclusivamente
dall’’amministratore di sistema’, ogni record deve essere fruibile all’interno della
piattaforma stessa. L’inserimento di ogni dato viene effettuato via web, in modo
indipendente dalla piattaforma software dell’utilizzatore.
562
44

Ringraziamenti
Un particolare ringraziamento alla dott. Rita Franchi e al dott. Paolo Faccioli per
il fattivo e prezioso contributo.
563
45

Capitolo 8: LE PROSPETTIVE DEL MONITORAGGIO MARINO NELLA
AREE TRANSFRONTALIERE
Alberto Ortolani 1 , Carlo Brandini 1 , Chiara Lapucci 1 , Andrea Orlandi 1 ,
Frencesco Manetti 1 , Gilda Ruberti 7 , Marisa Jozzelli 7 , Bernardo Gozzini 1 , Luca
Massi 2 , Luigi Lazzara 2 , Caterina Nuccio 2 , E. Agostini 3 , M. Figari 4 , A. Manetti 3 ,
V. Messerini 5 , S. Zanelli 6 , G. Vaglio 3 , S. Valentino 3 .
1 LaMMA - Laboratorio di Monitoraggio e Modellistica ambientale per lo
sviluppo sostenibile, Via Madonna del Piano 10, 50019 Sesto Fiorentino (FI),
Italia
2 CIBM–Universita degli Studi di Firenze, Dipartimento di Biologia
Evoluzionistica.
3 Fondazione Livorno Euro Mediterranea, Italia, lem@comune.livorno.it
4 Fondazione LEM - DINAEL Università di Genova – Italia
5 Fondazione LEM - DDP Università di Pisa, Italia
6 Fondazione LEM - DICCISM Università di Pisa, Italia
7 Regione Toscana, Settore Protezione e Valorizzazione fascia costiera e
dell’ambiente marino, Palazzo A, Via di Novoli 26 - 50127 Firenze, Italia
1. Il ruolo della Marine Strategy nelle implementazioni dei sistemi
osservativi e previsionali per l’ambiente marino-costiero
C. Lapucci, A. Ortolani, C. Brandini, B. Gozzini, M. Jozzelli, G. Ruberti
Obiettivo delle recenti direttive europee sul mare è determinare quale sia il
buono stato ambientale (GES, Good Environmental State) e sviluppare
programmi e misure per poterlo raggiungere. La Marine Strategy riunisce in
un’unica direttiva tutte le leggi precedenti secondo una strategia univoca, e
pone l’obiettivo di raggiungere il buono stato ambientale garantendo che l’uso
dell’ecosistema marino rimanga sostenibile. Si tratta dell’applicazione
dell’approccio ecosistemico, centrato su una gestione ambientale sostenibile, che
indica il mantenimento della biodiversità quale elemento determinante per la
produttività di un ecosistema, e di conseguenza per la capacità di questo di
fornire servizi utili all’uomo, che si considera parte integrante dell’ecosistema
stesso. Il mare si trova esposto a pressioni esterne sempre maggiori, che
possono agire insieme nel ridurre la qualità delle acque e nel contribuire al
deterioramento dell’ecosistema, compresa la distruzione di habitat e la
riduzione della biodiversità. Pertanto la Marine Strategy, come primo passo per
definire il GES, richiede di fare una valutazione iniziale dello stato ecologico
definendo quali siano le pressioni e gli impatti che spaziano in un range molto
ampio: danni fisici (es. acustici, presenza di rifiuti marini), interferenze con
processi biologici, contaminazione da sostanze pericolose, come anche
arricchimento di nutrienti e sostanze organiche.
Il buono stato ecologico si definisce in base a questa valutazione iniziale,
secondo determinati standard metodologici, vale a dire 11 descrittori
564

qualitativi, indicatori chiave della qualità dell'acqua che includono elementi
fisici, chimici e biologici. I descrittori introducono aspetti che non erano stati
presi in considerazione fino a questo momento: Biodiversity, Non Indigenous
Species, Fisheries, Food web, Eutrophication, Seafloor integrity, Hydrographic
condition, Contaminants, Contaminats in seafood, Litter, Noise.
Gli 11 descrittori prevedono dunque un’analisi molto ampia dei molteplici
aspetti che caratterizzano la qualità del mare: molti indicatori sono
direttamente o indirettamente legati al colore (riflettanza) dell'acqua e, di
conseguenza, potenzialmente accessibili dal telerilevamento. Già adesso alcuni
prodotti satellitari vengono utilizzati per valutare lo stato di qualità delle
acque, come ad esempio, oltre alla stima della produttività primaria da dati di
clorofilla, esistono algoritmi specifici per la SST (Sea Surface Temperature), il
Suspended Particulate Matter, la Water Clarity. Tra gli 11 descrittori analizzabili
tramite telerilevamento ci sono l’Eutrophication, per il quale è specificamente
indicata la clorofilla a quale un buon indicatore dello stato ecologico, ed è
implicata anche nella creazione di mappe di produttività primaria, che
coinvolgono indici quali Fisheries e Food Web, e, per fare un altro esempio, le
dinamiche di diffusione del Litter.
Per il monitoraggio marino e per tutti gli aspetti che abbiamo appena
considerato valutando gli 11 descrittori, è importante il contributo che la ricerca
scientifica può dare con lo sviluppo dell’oceanografia satellitare, delle reti di
misura in situ, della modellistica oceanografica. Le immagini satellitari
permettono di avere una visione di un parametro globale e non puntiforme
come avviene nel classico monitoraggio, mentre gli sviluppi della modellistica
potranno supportare la previsione di un più ampio insieme di parametri
rispetto a quelli attualmente considerati.
È dunque importante affiancare alle tecniche in situ per la caratterizzazione
dell’ecosistema, così importanti per determinare la qualità dell’acqua e di
conseguenza per definire il GES come richiede la Marine Strategy, strumenti
basati su dati satellitari che sono particolarmente efficaci nell’individuare
proprietà dell'acqua a scale appropriate (non vincolate a pochi punti
discontinui nel tempo come avviene con il monitoraggio puntuale) come anche
nuovi strumenti di misura in via di sperimentazione (da piattaforma fissa e
mobile), e la modellistica oceanografica e biogeochimica, che permettano di
studiare e prevedere l’evolversi dei singoli parametri nel tempo e nello spazio,
compatibilmente con i pressanti vincoli di precisione e sostenibilità economica.
2. Verso un’integrazione operativa tra monitoraggio puntuale e
monitoraggio satellitare
A. Ortolani, C. Lapucci, F. Manetti, C. Brandini
2.1 Metodi dinamici, adattativi e probabilistici
565

Nei capitoli precedenti è stato già spiegato come le misure remote, nello
specifico quelle satellitari per i cosiddetti colori del mare, necessitino di
calibrazioni locali per poter fornire risultati utili ad un monitoraggio
quantitativo. Le verifiche presentate comunque mostrano ancora un livello di
errore in certi casi limitante nelle applicazioni possibili. Tali errori variano a
seconda degli algoritmi e delle condizioni ambientali specifiche sotto
osservazione. Una parte anche rilevante degli errori potrebbe essere eliminata
avendo a disposizione un numero limitato di dati in-situ, ma in tempo quasi
reale (e da sensori in grado di operare autonomamente), tale comunque da
consentire una ricalibrazione dinamica degli algoritmi, locale e con valenza
temporalmente limitata. In pratica avendo a disposizione poche misure ma in
maniera quasi continua, sarebbe possibile realizzare algoritmi in grado di
adattarsi alle misure disponibili, fornendo stime più precise dei parametri di
interesse, correggendo in questo modo parte degli errori che provengono da
parametri ambientali (atmosfera inclusa), i cui effetti non sono normalmente
disaccoppiabili dalle sole osservazioni remote. Oltre a misure da boe
oceanografiche (rare perché costose) oggi la tecnologia apre nuove prospettive
per:
1) misure oceanografiche di tipo cooperativo (si veda oltre) in parte meno
precise, ma sicuramente più sostenibili e comunque molto preziose in una
procedura di misura come quella ipotizzata.
2) misure da piattaforma mobile quali boe lagrangiane (drifter), profilatori
(float) e alianti marini (glider).
Un ulteriore passo nella fruibilità delle informazioni ottenute dalle osservazioni
satellitari, potrebbe essere fatto dalla combinazione dei diversi algoritmi
disponibili (anche nella forma attuale, cioè non adattativa), tramite un
processore a valle delle varie stime, in grado di produrre la stima migliore dalle
varie disponibili. Questo potrebbe essere realizzato dall’elaborazione delle
incertezze dei vari algoritmi note per diverse condizioni ambientali (es. tipo di
acqua, valore delle componenti osservate, stagione, ecc.), in modo da risolvere
il problema di avere varie stime diverse per lo stesso parametro, fornendo
all’utente operativo una curva complessiva di probabilità per i valori possibili.
2.2 Prospettive satellitari per il monitoraggio delle aree marino costiere
Secondo quanto richiesto dalla Water Framework Directive 2000/60/EC, la
Regione Toscana ha individuato 14 corpi idrici a un miglio nautico dalla linea
di base (DGRT939/2009). In base a questa suddivisione viene effettuato il
monitoraggio periodico. Poiché la clorofilla a di superficie è un parametro
indicato sia dalla Water Framework Directive che dalla Marine Strategy
2008/56/EC come buon indicatore dello stato ecologico, poter affiancare al
monitoraggio periodico (bimestrale) puntuale il monitoraggio dello stesso
parametro da dati satellitari giornalieri può senz’altro costituire un valido
strumento. Il motivo principale di tale affermazione risiede nel fatto che la
566

varianza spaziale e temporale di questo parametro avviene su scale molto
inferiori rispetto a quelle dei campionamenti in situ, per ragionevoli motivi di
fattibilità e sostenibilità economica. Questo però può inficiare il quadro
complessivo che si ottiene relativamente ai parametri monitorati, quadro che
invece può essere ricostruito più correttamente se si utilizzano le osservazioni
remote, sicuramente scarsamente affidabili in termini di valori assoluti (se non
ricalibrate opportunamente), ma significative in termini di variazioni relative.
Da un esercizio preliminare realizzato durante il progetto MOMAR (Figura 1)
si può vedere come il problema della varianza possa emergere anche
dall’adozione delle suddivisioni in corpi idrici, effettuate secondo le linee guida
riportate nella Water Framework Directive. Indicazioni in questo senso
possono essere ottenute utilizzando ad esempio medie mensili di clorofilla a
ottenute da dati satellitari MERIS ad alta risoluzione (circa 300 m al nadir).
Esistono diversi fattori da considerare, quali la scelta e la messa a punto di uno
o più algoritmi per la clorofilla a adattati all’area di studio, e l’opportuno
trattamento dei pixel costieri (oggetto ancora di ricerca), che sono influenzati
dal contributo non marino, come ad esempio quello del fondale, nonché da
questioni relative alla georeferenziazione.
Dal confronto di medie mensili di mesi diversi valutate su più anni potrà
quindi essere possibile definire una suddivisione in corpi idrici che risultino
effettivamente più omogenei. Così, oltre all’opportunità di rendere
maggiormente efficace il monitoraggio, si apre la possibilità, con l’utilizzo dei
dati satellitari, di fornire indicatori più significativi ai fini dell’adempimento di
quanto richiesto dalle direttive.
Figura 1: Media mensile di clorofilla a relativa a aprile 2008 ottenuta da dati
MERIS Full Resolution.
567

2.3 Mappatura della produttività marina
Luca Massi, Luigi Lazzara, Caterina Nuccio
La produzione primaria globale si definisce come la quantità di composti
organici ottenuta nel tempo, quasi esclusivamente tramite il processo di
fotosintesi clorofilliana. La vita sulla Terra dipende, direttamente o
indirettamente, dalla produzione primaria. Di questa circa la metà (45-50 Gt C
anno -1 ) viene realizzata negli oceani (Berhenfeld et al., 2002), da un biomassa
fitoplanctonica di solo 1 Gt di C (Carr et al., 2006). La quantificazione delle
variazioni nel tempo e nello spazio della produzione primaria marina risulta
pertanto di fondamentale importanza sia per una migliore gestione delle
risorse biologiche in mare che per approfondire lo studio dei cicli biogeochimici
in mare e anche per prevedere l’impatto dei possibili cambiamenti climatici
globali.
Recentemente, in relazione al rapido incremento della concentrazione di
CO2 nell’atmosfera, fenomeno legato alle attività umane ed in relazione con i
cambiamenti globali, è stato messo a fuoco il ruolo di alcuni componenti del
sistema Terra nel ciclo del carbonio, fra cui, data la sua importanza, a quello
degli oceani. Spesso si è pensato agli oceani come un sistema in cui fosse
possibile l’abbattimento di una quantità importante di CO2. Purtroppo le
conoscenze attuali relative alla produzione primaria e al ciclo del carbonio in
mare sono ancora insufficienti per poter intraprendere attività volte a questo
fine (Falkowski, 2000).
La produzione primaria fitoplanctonica è la principale fonte di carbonio
organico in mare: è su questa che si basa l’intera rete alimentare marina fino ai
livelli più alti, influenzando quindi anche gli stock ittici. In realtà essendo
questa influenza mediata da molti processi ecologici, fisiologici e
biogeochimici, essa può essere abbastanza differenziata in relazione alle
caratteristiche eco fisiologiche dei produttori primari legate alla loro
composizione tassonomica. Cosicché nel processo della produzione primaria
marina il ruolo ecologico e biogeochimico dei differenti gruppi fitoplanctonici
risulta piuttosto differenziato (Uitz et al., 2010), e questa differenziazione non
può essere trascurata nei moderni modelli interpretativi dei cicli biogeochimici
in mare.
Una stima accurata della produzione primaria marina e della sua
produttività o capacità produttiva, risultano tradizionalmente assai più
difficoltose e carenti di quelle terrestri. Attualmente questo obiettivo è divenuto
raggiungibile solo grazie all’uso in modo sinottico e ripetibile delle tecniche di
telerilevamento satellitare, che consentono una misura diretta o indiretta delle
numerose variabili che guidano la produzione fotosintetica dei mari. In
particolare, i dati satellitari consentono la stima della concentrazione di
clorofilla a che rappresenta un indice attendibile di biomassa fitoplanctonica,
Altre importanti informazioni ottenibili da satellite sono la temperatura
superficiale del mare (SST) e la radiazione solare disponibile per la fotosintesi
568

(PAR). Inoltre, la valutazione della fisiologia e della composizione dei
popolamenti fitoplanctonici anche tramite dati da satellite sono potenzialmente
importanti al fine della stima della produzione primaria.
Le metodologie di stima della produzione primaria che si basano su
algoritmi standard sviluppati per un monitoraggio globale possono tuttavia
essere inaccurate, a causa delle numerose fonti di errore che possono
influenzarle e dell’elevata variabilità spazio-temporale dei fenomeni osservati.
In questo contesto risulta di fondamentale importanza calibrare e validare
localmente le metodologie di stima della produttività primaria marina, così da
considerare l’elevata variabilità spaziale e temporale dei processi che la
determinano. Questo consentirà una migliore comprensione, e di conseguenza
modellizzazione, delle relazioni esistenti tra proprietà ottiche telerilevate e
variabili biologiche in situ, con valenza di tipo generale. Il raggiungimento di
tale scopo deve essere basato su di una conoscenza approfondita delle
caratteristiche ambientali e biologiche del mare indagato oggetto di studio,
nonché su esperienze consolidate di elaborazione dei dati telerilevati dai vari
sistemi satellitari.
A questo proposito sono da evidenziare alcuni aspetti critici da
approfondire per uno sviluppo futuro:
1. Valutare le performances degli algoritmi che, sulla base di immagini
satellitari a risoluzione medio-bassa, possono stimare le concentrazioni dei
costituenti marini otticamente attivi, come in particolare il fitoplancton (rif.
Capitolo 6) che guidano la produzione primaria marina.
2. Valutare le stime dai vari tipi di sensori satellitari della radiazione
fotosinteticamente disponibile (PAR) in relazione alle misure delle stazioni
meteorologiche.
3. Sviluppare un metodo per valutare le variazioni di efficienza fotosintetica
dei popolamenti fitoplanctonici locali, basato sull’uso integrato di misure in situ
di fluorescenza variabile, assorbimento e di immagini da satellite.
4. Utilizzare le stime precedentemente ottenute per una valutazione
localmente calibrata della produttività primaria fitoplanctonica.
5. Possibilità di rendere pubbliche le informazioni riguardanti distribuzione di
biomassa fitoplanctonica e produzione primaria in tempo quasi reale per
utilizzarle ai fini del monitoraggio delle condizioni del mare, per aumentare le
conoscenze sul ciclo e sul bilancio del carbonio ed anche come servizio utile a
quanti professionalmente sono interessati alle risorse biologiche dei mari della
Toscana.
Uno dei punti basilari nei modelli di stima della produzione primaria è
che le stime di clorofilla basate su dati satellitari siano attendibili. Come noto
l’utilizzo di algoritmi standard nel Mar Mediterraneo ha evidenziato vari
problemi di sovrastima della concentrazione della clorofilla, analogamente ed
in maniera più marcata gli stessi problemi sono stati verificati anche nei mari
toscani, che risultano particolarmente difficili da analizzare per la loro
complessità ottica relativa agli scarsi scambi con i bacini circostanti ligure e
569

tirrenico e della eterogeneità degli apporti terrigeni (Maselli et al., 2009;
Lazzara et al., 2010; Massi et al., 2011, Lapucci et al., in stampa).
Questi punti sono stati affrontati ed approfonditi prima e soprattutto
durante il Progetto MOMAR i cui risultati potranno essere utilizzati per
mettere a punto un modello generale di stima della biomassa fitoplanctonica e
dei componenti otticamente attivi nelle acque dei mari antistanti la regione
Toscana. Infatti, come descritto nel Capitolo 6, dal confronto di quattro
algoritmi per la stima della clorofilla a con dati in situ raccolti durante le
campagne oceanografiche del progetto MOMAR (MOMAR. MELBA e
Milonga), è emerso come i migliori candidati per stime appropriate nell’area di
studio MOMAR siano l’algoritmo OC5 di Ifremer (Gohin et al., 2002) e il
SAM_LT (Maselli et al., 2009).
Inoltre e analogamente, per ottenere mappe di produttività primaria
significative e attendibili l’applicazione dei vari modelli disponibili per il
calcolo della produzione primaria si deve basare sulla conoscenza delle
specifiche e non generiche caratteristiche eco-fisiologiche dei popolamenti
fitoplanctonici naturali. Quindi per una efficace modellizzazione della
produzione primaria risulta essenziale l’acquisizione di conoscenze sulle
successioni stagionali di tali caratteri nei popolamenti locali ed in particolare
delle limitazioni della loro attività fotosintetica, sia da parte della luce (curve P-
E) che dei nutrienti minerali (fluorescenza variabile).
Infatti, con le misure già realizzate nell’ambito del programma MOMAR negli
anni 2010 e 2011, è stato avviato lo studio della variabilità eco fisiologica dei
popolamenti fitoplanctonici locali, nell’area dei Mari Ligure orientale ed Alto
Tirreno (Arcipelago Toscano).
Oltre a ciò, sono stati recentemente avviati degli studi per determinare
quale sia il metodo più accurato di stima della PAR (Pieri et al., 2009). Come
precedentemente accennato, tale stima è necessaria per modellizzare il processo
di fotosintesi da parte del fitoplancton lungo la colonna d’acqua. Il valore di
PAR superficiale può essere ottenuto sia da dati a terra opportunamente
interpolati che da sensori montati su satelliti orbitali (SeaWiFS) o geostazionari
(Meteosat).
Stime della produzione primaria dei mari toscani sono state effettuate in
passato anche con metodi bio-ottici (Innamorati et al., 1995). Recentemente
queste stime sono state effettuate anche utilizzando dati satellitari (Lazzara et
al., 2008; Lazzara et al., 2010), il metodo adottato ha consentito di analizzare la
distribuzione spaziale e temporale della produzione primaria. Le possibilità di
miglioramento delle stime della produzione primaria nei mari della toscana
consistono nella possibilità di continuare ed approfondire queste esperienze.
Utilizzando come base di partenza le conoscenze su questi temi trattati
all’interno del progetto MOMAR l’algoritmo di stima utilizzato potrà essere
migliorato con l’intento di utilizzarlo come strumento pre-operativo.
570

3 L’utilizzo della modellistica multiscala nei sistemi di previsione
operativa a scala regionale
C. Brandini, A. Ortolani, C. Lapucci
3.1 I sistemi di modelli come strumento per descrivere e per
prevedere
Nel Capitolo 5 sono stati illustrati alcuni dei metodi e dei modelli per la
ricostruzione (hindcast) e la previsione (forecast) dello stato del mare (correnti,
temperatura, parametri biogeochimici, moto ondoso, ecc.). I modelli sono stati
implementati nelle aree transfrontaliere a scala sub-regionale/costiera, e in aree
costiere limitate a maggior risoluzione. Queste ultime implementazioni sono
essenzialmente prototipali, ma rappresentano tuttavia un primo passo verso la
costruzione di sistemi finalizzati alla previsione dei parametri fisici e
biogeochimici in aree costiere di dettaglio, ovvero alla scala della WFD, e in
direzione della BFD (Direttiva della balneazione). In questo contesto,
l’accoppiamento tra i modelli previsionali per l’idrodinamica marina e quelli
idrologici a scala di bacino (per la determinazione degli input fluviali),
rappresentano già un notevole sviluppo verso la futura costruzione di sistemi
previsionali a scala costiera, passando dalla fase delle applicazioni prototipali, a
quella di sistemi operativi efficienti e distribuiti nelle varie aree costiere gestite
dalle amministrazioni regionali. Si ritiene che i modelli basati sull’utilizzo di
griglie non strutturate (ad esempio, agli elementi finiti) possano costituire un
miglioramento notevole nella futura evoluzione dei sistemi previsionali a scala
costiera, permettendo di realizzare modelli locali ad elevata risoluzione senza
ricorrere a onerose procedure di nesting.
Il cuore degli attuali modelli di previsione dello stato del mare è rappresentato,
oltre che da modelli numerici fisicamente basati, su sistemi di osservazione che
permettono di confrontare i dati simulati dai modelli con quelli misurati, e di
compiere operazioni che sono fondamentali per la valutazione dell’affidabilità
delle previsioni, quali la calibrazione e la validazione dei modelli numerici. È
stato già ampiamente discusso, nel Capitolo 5, il problema del drift dei modelli
numerici a scala regionale/costiera, rispetto allo stato attuale del mare,
“fotografato” dalle misure satellitari e in-situ. Nei modelli di circolazione
marina questo problema pone sfide difficilmente superabili:
- da un lato la costruzione di sistemi di ingestione dei dati appare
ineludibile per correggere la deviazione del modello dalla realtà misurata,
specie riguardo la fisica delle masse d’acqua che hanno una “memoria” assai
più lunga dei modelli atmosferici e di moto ondoso ( errori che possono
persistere per molto tempo e conservarsi da una run all’altra dei modelli), e
nello stesso tempo uno spin-up lungo ( difficoltà a girare modelli a partire da
condizioni iniziali molto indietro nel tempo, prima di arrivare a una situazione
di consistenza numerica/fisica);
571

- dall’altro i sistemi di osservazione del mare, alle scale regionali e
costiere di interesse sono ancora largamente insufficienti e la loro distribuzione
sul territorio troppo rada.
Una piena di integrazione tra dati e modelli, e la conseguente realizzazione di
sistemi di previsione costiera sufficientemente affidabili, è pertanto legata alla
realizzazione di reti di misura in-situ, che sono in parte descritte nel paragrafo
successivo. Strumenti di miglioramento dell’affidabilità dei modelli previsonali
sono oggi ampiamente diffusi (ma più a scala di bacino, e quasi mai a scala
costiera), e prevedono il ricorso a tecniche ormai consolidate di:
- assimilazione dei dati;
- tecniche di ensemble forecast.
In realtà queste tecniche sono in forte relazione tra loro (Kalnay, 2006), e
prevedono in ogni caso un certo numero di dati misurati, sufficientemente
rappresentativi della variabilità spaziale e temporale della realtà fisica, per
poter valutare l’errore statistico necessario per il buon funzionamento degli
algoritmi.
La realizzazione di reti di misura in situ, fondamentali per questo scopo, non
dovrebbe a sua volta prescindere da un’analisi, fatta a priori, che permetta di
migliorare la distribuzione dei punti di misura laddove è necessario.
Quest’analisi passa dalla costruzione di esperimenti noti come OSSE
(Observing System Simulation Experiments), orientati alla valutazione
dell’impatto delle misure (estratte da una realtà simulata) verso i sistemi di
previsione assimilata (come prescritto dal GISC, ovvero dal coordinamento dei
sensori in-situ nel quadro di GMES). È anche opportuno osservare che questa
stessa possibilità di “campionamento ottimale” può essere realizzata tramite
strumenti di misura “attivi”, che possono essere guidati secondo necessità,
laddove è più utile affittire le misure o disporre di flussi di informazione
aggiornata. In questo senso le strategie di controllo ottimale per la guida degli
alianti marini (glider) rappresentano una delle punte più avanzate della ricerca
in questo settore (Alvarez & Mourre, 2012).
Infine occorre sottolineare come il mare e l’atmosfera costituiscono un sistema
con molteplici connessioni, intrinsecamente accoppiato. Modelli accoppiati
atmosfera-mare sono stati realizzati, soprattutto a scala globale e a scopo
climatologico. A scala regionale, l’accoppiamento dei modelli è meno diffuso,
anche perché le interazioni di interesse sono molto complesse e devono
comprendere anche una necessaria valutazione delle condizioni dell’interfaccia
atmosfera-mare (e quindi anche delle onde di superficie). Modelli accoppiati
sono pertanto disponibili alla comunità scientifica, tra cui vanno almeno citati i
recenti sviluppi del sistema accoppiato WRF-ROMS-SWAN (Warner et al.,
2008), o il COAMPS (CESM). L’importanza di questa modellistica accoppiata a
scala regionale è evidente, specie laddove si considerino fenomeni di grande
intensità e breve periodo di forte interazione tra atmosfera e mare. Alcuni
recenti episodi avvenuti nell’area tranfrontaliera, dove hanno luogo importanti
fenomeni legati alla ciclogenesi (ad esempio, l’alluvione del Novembre 2011, a
572

seguito di un evento classificato anche dal NOAA come “tropical storm”),
dimostrano la drammatica attualità di questo tipo di approccio.
Figura 2: immagine da satellite Meteosat e mappa vettoriale del vento da
modello
3.2 L’impiego dei dati satellitari per la caratterizzazione della
dinamica della masse d’acqua e l’integrazione con la modellistica
La disponibilità di dati provenienti da più piattaforme satellitari di misura, e la
loro integrazione, è una delle frontiere di maggiore sviluppo dell’oceanografia
operativa.
È possibile combinare tra loro misure ottenute di parametri diversi e ottenute
con sensori diversi: la combinazione tra parametri fisici (ad esempio, la
temperatura superficiale del mare) e biogeochimici (clorofilla), ad esempio può
essere utile per classificare masse d’acqua che hanno caratteristiche peculiari
sia dal punto di vista fisico che dal punto di vista trofico. Alcuni prodotti sono
estremamente innovativi (ad es. lo SMOS per la salinità di superficie) ma a
risoluzione ancora troppo bassa per poter essere utilizzati con profitto nei
modelli a scala regionale/costiera. Tuttavia (in modo analogo a quanto viene
fatta per l’umidità del suolo) questi prodotti dovrebbero essere spazializzati
tramite l’utilizzo di misure in-situ quanto più diffuse possibili: l’utilizzo di
campionatori automatici a bordo delle navi, quali Ferry-box o termosalinografi,
in integrazione ai dati satellitari, è una frontiera ancora da esplorare.
Alcuni prodotti satellitari nascono direttamente per rilevare aspetti dinamici
della superficie marina: l’altimetria tradizionale sta oggi recuperando molte
informazioni anche nelle aree costiere, laddove un tempo questi dati erano
scartati perché troppo rumorosi, inaugurando un settore di altimetria costiera
che produrrà molti e sostanziali miglioramenti nei futuri sistemi osservativi.
Infine non appare ancora pienamente esplorata la capacità di estrarre
informazioni dinamiche da dati che non erano originariamente pensati per
questo scopo: le tecniche di riconoscimento di immagini, in combinazione con
immagini satellitari di colore del mare ad alta risoluzione e con tempi di
rivisitazione sufficientemente brevi, permettono di estrapolare informazioni
573

sulle correnti marine (almeno a larga scala) e di fornire quindi informazioni
fisiche nuove, da integrare con le altre.
4 L’impatto delle nuove tecnologie nel monitoraggio ambientale
A. Ortolani, A. Orlandi, C. Brandini, C. Lapucci
4.1 Radar costieri
La tecnologia radar può essere utilizzata per il telerilevamento di molti
parametri meteo-marini. Parallelamente allo sviluppo di tecniche di
telerilevamento da satellite, per la misura di vento, onde e correnti superficiali
(SAR, altimetro radar, scatterometro), sono state sviluppate applicazioni del
radar per la misura di tali grandezze da postazioni dislocate sulla costa, oppure
imbarcate su natanti. Queste tecniche per la misura radar del moto ondoso e
delle correnti superficiali sfruttano principalmente:
• Radar in banda HF (3-50 MHz): analizzando lo spostamento Doppler
e la forma del segnale di backscattering Bragg prodotto dalla superficie marina,
a partire dal segnale inviato da più di una postazione radar (ciascuna
consistente in alcune antenne opportunamente configurate), è possibile
ricostruire il campo delle correnti marine superficiali ed il campo di moto
ondoso (non solo altezza d’onda significativa e periodo, ma anche lo spettro del
moto ondoso) su aree abbastanza vaste: il raggio di efficacia di ogni postazione
può raggiungere i 70 Km, cioè circa 35 miglia nautiche, con risoluzione da 1 Km
a 10 Km, a seconda della frequenza di esercizio. Le frequenze temporali di
campionamento possono andare da qualche minuto, sino ad un’ora. Recenti
sviluppi della tecnologia del radar costiero HF vedono anche la possibilità della
stima di dati di vento, dell’allerta tsunami, dell’applicazione al controllo del
traffico navale e degli sversamenti di petrolio in mare.
• Radar in banda X (8-12 GHz): analizzando la componente di “clutter”
(dovuta al moto ondoso) del segnale di ritorno di un comune radar per
navigazione navale, è possibile estrarre informazioni riguardanti il moto
ondoso e le correnti superficiali, su un’area di raggio pari a circa 3 Km, cioè
approssimativamente 1,5 miglia nautiche, con una risoluzione di circa 1 Km 2 ,
con finalità analoghe a ai radar HF, anche se con principi di funzionamento
diversi.
Le effettive caratteristiche e prestazioni di tali sistemi dipendono
ovviamente dalle frequenze di esercizio, dalla posizione della postazione
(quota delle antenne, apertura dell’angolo di vista, presenza di eventuali zone
d’ombra generate da ostacoli) e, per quanto riguarda il radar HF, dal numero di
postazioni disposte nell’area in studio. In linea di massima comunque, come si
comprende dalle caratteristiche di massima riportate sopra, il radar HF viene
comunemente utilizzato per monitorare aree estese, porzioni rilevanti della
EEZ (Exclusive Economic Zone), ad esempio prospicienti a zone portuali, zone
574

di grande traffico navale o di elevato interesse ambientale, mentre il radar in
banda X viene utilizzato per monitorare aree molto ristrette, ma di elevata
criticità od interesse, come ad esempio gli ingressi di un porto, oppure, se
imbarcato su navi, per monitorare lo stato del mare lungo la rotta, in modo
integrato con i vari sistemi monitoraggio presenti a bordo.
Rispetto all’uso di boe ondametriche, entrambi i sistemi radar HF ed X
presentano il pregio di non dover essere posizionati in mare aperto, con forte
riduzione dei rischi danneggiamento o perdita della strumentazione e minore
deterioramento dovuto agli agenti marini. Per lo stesso motivo, le postazioni
radar presentano una maggiore facilità di manutenzione e tempestività di
intervento. Inoltre tali sistemi, in particolar modo il radar HF, consentono di
effettuare la rilevazione dei dati coprendo aree estese, anziché fornire dati di
tipo puntuale come quelli rilevati dalle boe. La contemporanea presenza di boe
e radar, è comunque necessaria per l’effettuazione di calibrazione e validazione
dei dati telerilevati dai radar, mediante confronto con quelli misurati in situ
dalle boe. Ovviamente con tali sistemi di radar “costieri” non è possibile
coprire aree estese come si può fare con telerilevamento da satellite, ma rispetto
a questo, si ha una completa copertura temporale e una maggiore precisione.
4.2 I sistemi cooperativi
I sistemi di misura in ambiente marino, rispetto alle necessità di
conoscenze per la protezione e lo sfruttamento sostenibile, sono fortemente
sottodimensionati, a causa dei costi di accesso, installazione e manutenzione
che tale ambiente comporta. Esiste però una domanda crescente di nuove
applicazioni in vari ambiti, dalla gestione delle aree protette, alla pesca, dalla
sicurezza e risparmio nei trasporti, allo sfruttamento energetico. Queste però
necessitano di conoscenze maggiori e più sistematicamente aggiornate rispetto
alle attuali, ossia di sistemi di misura più estesi e continuativi.
Se pochi sono gli strumenti dedicati alle misure in ambiente marino,
molti sono però oggi gli strumenti che vengono trasportati da navi più o meno
grandi, fino alle imbarcazioni da diporto. Le misure “standard” che vengono
effettuate a bordo di navi (tipo traghetti o navi più grandi come navi da
crociera, cargo ecc.) riguardano l’intensità e la direzione del vento, la
temperatura dell’aria, talvolta la pressione (più raramente anche l’umidità), la
temperatura dell’acqua presa ad una profondità di alcuni metri (per motivi di
controllo nel processo di raffreddamento dei motori) e infine la batimetria.
Anche le navi da diporto trasportano spesso strumenti di misura ambientale,
quanto meno meteorologica. Queste navi sono quindi piattaforme mobili
parzialmente strumentate che effettuano misure in gran parte automatiche, ma
non certificate, ossia non garantite da un punto di vista della correttezza, che,
grazie alla navigazione satellitare e grazie all’ampliamento delle coperture dei
canali di comunicazione standard, possono fornire dati georeferiti in tempo
quasi reale lungo le rotte di navigazione. Occorre quindi inserire un’interfaccia
575

fra tali misure e le applicazioni che possono beneficiare del loro utilizzo (dalle
semplici analisi climatiche, all’assimilazione in modelli predittivi), in modo da
estrarre l’informazione in essi contenuta, sfruttandone la ridondanza per
caratterizzarne e quindi minimizzarne gli errori.
Tali misure possono anche essere integrate con altre misure disponibili
fra quelle certificate (da boe o stazioni costiere) o da strumenti ad hoc, anche
per misurazioni di natura diversa.
In quest’ultima categoria possiamo includere le misure di onde e
correnti superficiali, realizzate utilizzando le misure radar (generalmente in
banda X) operate dalle navi per fini di sicurezza, opportunamente estratte ed
elaborate con procedure essenzialmente SW. Altre misure riguardano sensori
principalmente di temperatura, salinità e profondità, montati sulle reti da
pesca, in grado di fornire profili dei parametri fisici fondamentali per la
circolazione marina durante le normali operazioni di strascico. Infine sono stati
prodotti anche sistemi prototipali di analisi delle acque (da un punto di vista
fisico e biogeochimico) installabili sulle navi per misure lungo transetti dati
dalle normali rotte.
Si tratta in tutti i casi descritti di sistemi ad elevato grado di
automazione sia per la misura sia per la trasmissione dei dati, quindi integrabili
anche nei sistemi più avanzati di previsione. Questa caratteristica li rende
potenzialmente utili anche a servizi commerciali, oltreché per il monitoraggio
ambientale. Tale aspetto, unitamente al basso costo, dovuto principalmente al
fatto che per gran parte si utilizzano strumenti o piattaforme esistenti, ne
garantisce una sostenibilità che non è pensabile per altri sistemi di misura.
4.3 I segnali di navigazione satellitare
Nei prossimi anni, non appena il sistema di navigazione europeo,
Galileo, sarà completato, oltre 50 satelliti GNSS (Global Navigation Satellite
System) e SBAS (Satellite Based Augmentation System) saranno operativi e così
vari segnali ad alta precisione nella banda L (delle microonde) saranno
disponibili per diversi decenni. Questi segnali possono essere utilizzati per il
telerilevamento della Terra, per varie misure di carattere ambientale fra cui il
monitoraggio atmosferico. In particolare il ritardo di tali segnali (alla base degli
algoritmi di posizionamento) dipende anche criticamente dal profilo barico,
termico e soprattutto dal contenuto di vapor acqueo lungo il percorso. Questo
permette di misurare tali grandezze tramite elaborazioni complesse che
utilizzano anche misure ausiliarie a terra, da stazioni fisse di cui sia nota la
posizione. Tipicamente il risultato prodotto è il contenuto di acqua precipitabile
zenitale integrato, ma analisi congiunte di dati da varie stazioni e satelliti sono
in corso di sperimentazione per la misura di profili di umidità e temperatura, in
un approccio di tipo simile a quello tomografico ma sviluppato utilizzando
l’inferenza bayesiana. Se questo è fattibile da piattaforme fisse, la crescente
ridondanza di segnali permette di pensare che lo possa essere anche da
piattaforme lentamente mobili, come le navi in mare. Questa linea di ricerca è
576

ancora a livello iniziale e ha l’obbiettivo di sviluppare sistemi per la misura
delle variabili di stato atmosferiche, nell’ottica di migliorare la conoscenza delle
dinamiche atmosferiche e di avere una misure sistematiche non solo per la
superficie terrestre, ma per l’intera troposfera, che possano essere assimilate nei
modelli previsionali.
L’analisi delle misure GNSS riflesse dal mare (normalmente indicate
come misure GNSS-R), o meglio la differenza fra tali misure e quelle dirette
tramite apparati muniti di doppia antenna ricevente, permette di misurare
anche parametri legati al moto ondoso da piattaforme fisse costiere, o anche da
navi, ma in maniera meno precisa.
Tali sistemi godono tutti della crescente disponibilità di segnali e dal
fatto che tali segnali sono in gran parte liberi, privi di costo (se non quello
contenuto dei sistemi di ricezione), e accessibile quasi ovunque, in particolare
in aree libere da ostacoli, come tipicamente sono le aree marine.
4.4 Sistemi autonomi di misura
Esiste oggi una classe di strumenti che possiamo definire autonomi per
le misure in mare. Di questi sistemi fanno parte anche strumenti semplici e in
uso da tempo, alcuni dei quali sono stati impiegati anche nelle campagne
oceanografiche del progetto MOMAR per misure dei parametri fisici di base, e
di cui si è già parlato con sufficiente dettaglio nei capitoli precedenti. Altri
strumenti più complessi si sono sviluppati sfruttando le crescenti acquisizioni
tecnologiche provenienti dalla robotica. In generale si tratta di strumenti AUV,
ossia di veicoli sottomarini autonomi (dall'inglese Autonomous Underwater
Vehicle), che nella loro forma più complessa sono robot che operano in acqua,
trasportando sensori e campionatori in grado di operare anche in condizioni
proibitive per misure dirette di altro tipo. Si tratta quindi di sistemi complessi,
estremamente costosi, utilizzati solo nell’ambito di indagini particolari.
Esistono però anche classi intermedie di strumenti sia per capacità sia
per i costi di gestione, che stanno diventando sostenibili nell’ambito misure che
non si possono magari definire di routine, ma che risulterebbero comunque
necessarie periodicamente in acque come quelle studiate nell’ambito del
progetto MOMAR. Fra le tecnologie più consolidate in questo ambito vi sono i
glider, letteralmente alianti marini, in grado di monitorare vaste aree marine
per tempi lunghi. I glider si muovono lungo rotte programmabili con un certo
grado di precisione, non utilizzando però propulsori, ma sfruttando piccoli
cambiamenti di assetto e di galleggiabilità (tramite masse interne mobili),
convertiti poi in movimenti programmati tramite l'impiego di apposite ali, in
maniera analoga a quanto avviene con gli alianti aerei.
Il basso consumo energetico che ne risulta permette di realizzare
strumenti con ampia autonomia di crociera, per monitoraggi prolungati di aree
di interesse. L’equipaggiamento di misura è in generale multiplo e tali
strumenti risultano quindi utilizzabili per indagini contemporanee di varie
577

grandezze di interesse anche in situazioni di crisi legate a fenomeni per
esempio di inquinamento. Il loro costo non più proibitivo li sta rendendo
strumenti di uso sistematico, di grande impatto anche nella calibrazione
dinamica dei modelli oceanografici per le aree marine più complesse o
vulnerabili.
4.5 Nuovi metodi per le misure integrate di sostanze inquinanti in mare
Per la valutazione dei livelli di contaminazione nell’ambiente marino,
oggi si fa riferimento a numerose leggi (DM 24 gennaio 2006; DM 5 febbraio
1998 e successive modifiche ed integrazioni; DM 7 novembre 2008 “Disciplina
delle operazioni di dragaggio nei siti di bonifica di interesse nazionale”; DM 3
agosto 2005 “ Definizione dei criteri di ammissibilita' dei rifiuti in discarica”;
Direttive Comunitarie 2000/60/CE e 2008/56/CE; D.Lgs 152/2006), linee
guida e regolamenti (Consiglio Superiore dei Lavori Pubblici 29 maggio 2008
“Linee guida per le problematiche connesse alle attività di dragaggio nei porti e
possibilità e modalità di riutilizzo dei materiali dragati”; ICRAM gennaio 2002
“Aspetti tecnico-scientifici per la salvaguardia ambientale nelle attività di
movimentazione dei fondali marini: dragaggi portuali” ICRAM-APAT-
Ministero Ambiente e Tutela del Territorio Agosto 2006 “Manuale per la
movimentazione dei sedimenti marini”; Quaderno ICRAM 2006 “Aspetti
ambientali del dragaggio di sabbie relitte ai fini del ripascimento: proposta di
un protocollo di monitoraggio“; Provincia di Livorno 2 maggio 2009
“Regolamento provinciale per la gestione dei procedimenti di cui alla legge
regionale toscana 4 aprile 2003, N19 “Movimentazione sedimenti Marini”).
Spesso per la caratterizzazione dei sedimenti marini è richiesto un numero
ridondante di analisi, mentre vengono omesse analisi più mirate ad accertare
alcune criticità decisive sulla movimentazione, il conferimento o l’utilizzo dei
materiali.
In riferimento a quanto detto sopra si può evidenziare che spesso le
operazioni di dragaggio dei porti e gli interventi di ripascimento di coste erose,
trovano difficoltà e costi di realizzazione che ne ostacolano o ritardano
l’attuazione a causa di concentrazioni di contaminanti che risultano elevate
secondo la normativa vigente. Alcune di queste sostanze, come ad esempio i
metalli pesanti, pur in concentrazioni elevate secondo la legge, possono non
essere pericolose perché presenti in forme non biodisponibili. Citiamo ad
esempio arsenico, cromo e nichel: metalli che lungo le coste toscane, liguri ed
anche della Corsica, sono presenti in elevate concentrazioni per cause
geologiche e in gran parte non biodisponibili.
Sulla base di queste considerazioni nel progetto sono state impiegate e
valutate nuove metodiche, chimiche e biologiche, in grado di dare informazioni
più precise sull’effettiva potenziale pericolosità dei metalli pesanti e di altre
sostanze xenobiotiche per la realizzazione di monitoraggi integrati.
578

Di applicazione più mirata sono risultate le metodiche basate sullo
studio della speciazione dei metalli mediante tecniche di estrazione
sequenziale, perché in grado di evidenziare le concentrazioni delle frazioni
biodisponibili dei metalli presenti nei sedimenti, spesso notevolmente inferiori
alle concentrazioni totali. A tale proposito, per quanto riguarda le analisi
necessarie per valutare la possibilità di riutilizzo di sabbie di cava ai fini di
azioni di ripascimento di arenili erosi, nel “Quaderno ICRAM Aspetti
ambientali del dragaggio di sabbie relitte ai fini del ripascimento: proposta di
un protocollo di monitoraggio (2006), si dice: ” Nel caso dei metalli, invece, può
verificarsi che le anomalie di concentrazione rinvenute nei sedimenti siano
realmente ascrivibili a fenomeni naturali (ad esempio anomalie geochimiche);
in tal caso è importante non solo dimostrare la naturalità del fenomeno ma
anche valutare se, ed in che misura, il metallo sia mobile e quindi
potenzialmente biodisponibile”…..”in tal caso si deve prevedere di inserire
indagini specifiche più approfondite (ad esempio procedure operazionali di
estrazione sequenziale) al fine di valutare la mobilità delle specie metalliche
all’interno del sedimento ….la naturalità delle concentrazioni osservate.” Si
può aggiungere che le estrazioni sequenziali danno anche informazioni sui
cambiamenti di biodisponibilità delle specie chimiche dei metalli a seguito di
variazioni di pH e potenziale di ossidoriduzione cui va incontro la sabbia
depositata sul litorale emerso e sottoposta, quindi, agli agenti atmosferici.
L’impiego di queste metodiche, integrato con le tecniche
ecotossicologiche, può dare informazioni più mirate e precise sulla potenziale
pericolosità di sedimenti marini e sabbie e quindi essere utilmente previsto a
livello normativo.
Un’altra metodica conosciuta e studiata dalla comunità scientifica, ma
non ancora impiegata in Italia per i monitoraggi delle acque è quella che vede
l’impiego di accumulatori passivi di metalli e contaminanti organici, compresi
fitofarmaci ed altre sostanze di rilevante tossicità. Attualmente la metodologia
per la valutazione della qualità chimica dei corpi idrici si basa su prelievi
puntuali da affidare all’analisi chimica e si fonda sugli standard di qualità
ambientale (Environmental Quality Standards, EQS), sulla concentrazione
media calcolata per il periodo di un anno (AA-EQS) e sulla concentrazione
massima ammissibile della sostanza (MAC-EQS). Molti dei contaminanti
prioritari elencati nella EU-WFD sono microinquinanti organici presenti in
concentrazioni che vanno da microgrammi/litro (μg/L) a nanogrammi/litro
(ng/L) e talvolta a picogrammi/L (pg/L). Gli EQS di queste sostanze sono
molto bassi e la loro concentrazione ambientale è generalmente al di sotto o
vicina ai limiti di detezione e quantificazione, poiché mancano metodi analitici
adeguati e validati. Senza il prelievo di un congruo numero di campioni (con
conseguente aumento del numero delle analisi e dei costi) è difficile ottenere
una misura rappresentativa della qualità delle acque nell’ambiente. D'altra
parte il campionamento istantaneo attualmente previsto dalle normative
comporta la determinazione dei componenti presenti nell'acqua al solo
momento del campionamento piuttosto che la loro concentrazione media e
579

ignora eventi inquinanti circoscritti nel tempo. L'incertezza associata alla
misura della concentrazione nel campione puntuale è bassa, ma è considerevole
quella associata alla concentrazione media degli inquinanti nell’acqua
dell’ambiente in esame. Il risultato dell’analisi è peraltro condizionato dai
diversi fattori. Metodi differenti di campionamento, trasporto, stoccaggio,
preparazione dei campioni e analisi possono fornire una stima differente della
concentrazione di una sostanza anche nello stesso campione. Inoltre gli
approcci sviluppati per il campionamento diretto non possono essere
facilmente normalizzati per tenere conto della variabilità ambientale dovuta al
clima e alle condizioni meteorologiche. Esiste dunque la necessità di
standardizzare l’intera procedura, dal prelievo all’analisi e allo stesso tempo
occorrerebbe prendere coscienza che gli EQS vengono stabiliti sulla base dei
metodi di campionamento attualmente utilizzati, con le criticità descritte. Su
queste premesse sono attualmente in fase di sviluppo in ambito internazionale
nuovi metodi per la misura di contaminanti organici e inorganici negli
ambienti acquosi basati sul campionamento passivo, alcuni dei quali sono stati
adottati in questo progetto. Rispetto ai metodi tradizionali, i campionatori
passivi a) misurano, piuttosto che concentrazione totale, la frazione libera
disciolta di un inquinante e quindi quella biologicamente disponibile,
permettendo anche una valutazione di tipo tossicologico b) forniscono una
misura più rappresentativa delle concentrazioni medie dell’inquinante nel
tempo c) possono essere utilizzati per misurare le concentrazioni di inquinanti
organici polari e non-polari e di composti inorganici, inclusi metalli, anioni e
radionuclidi. I metodi di analisi sono gli stessi che si utilizzano per i campioni
raccolti puntualmente. I risultati possono inoltre essere correlati con quelli del
biomonitoraggio (es. mitili). Gli ostacoli all’accettazione del campionamento
passivo sono basati a) sul fatto che gli EQS si basano su campioni puntuali
interi o filtrati b) sulla difficoltà di validare tutti i sistemi di campionamento c)
sulla mancanza di sistemi di assicurazione e controllo di qualità. Recenti
progressi sono stati ottenuti con l’introduzione dello Standard ISO (ISO 5667-
23:2011 Water quality -Sampling Part 23: Guidance on passive sampling in
surface waters) che fornisce consigli di utilizzazione e con saggi
interlaboratorio a livello internazionale. Viene auspicato un cambiamento
legislativo per definire degli AA-EQS in termini di concentrazione nella fase
disciolta, la stessa che può essere misurata dai campionatori passivi. I
campionatori possono essere di grande utilità in una campagna di screening
per la sorveglianza e per mostrare i trend quando le concentrazioni sono basse.
Nell’ambito dell’ecotossicologia l’uso dei biomarker costituisce un
approccio affidabile per la valutazione dell’impatto delle sostanze inquinanti
sul comparto biotico. L’integrazione delle tecniche di speciazione dei metalli e
degli accumulatori passivi con l’uso dei biomarker rappresenta un aspetto
innovativo che può dare informazioni importanti sull’effettiva potenziale
tossicità dei contaminanti.
580

5 Criteri di valutazione dei segnali di allerta ambientale
E. Agostini, M. Figari, A. Manetti, V. Messerini, S. Zanelli, G. Vaglio, S.
Valentino
5.1 Inquadramento generale delle emergenze ambientali in ambito
marino in riferimento all’area geografica del Progetto MOMAR
L’impatto di una sorgente su un ambito marino prefissato, dove per
ambito marino s’intende una suddivisione dell’ambiente marino che risponde
in modo omogeneo alle sollecitazioni esterne, può rivelarsi più o meno
duraturo, più o meno dannoso e, conseguentemente, sarà necessario un diverso
approccio per affrontare il problema. È tuttavia chiaro che, almeno in alcuni
casi, sebbene l’ipotetico incidente possa verificarsi in un intervallo di tempo
molto limitato, è possibile prevederne la tipologia, ipotizzare gli scenari e
quindi il tipo d’intervento da adottare nel momento in cui il sinistro si verifichi.
È il caso, ad esempio, delle sorgenti fisse dislocate lungo la costa. Analizzando
la/e sostanza/e che la sorgente può rilasciare, sia la quantità che il tempo di
rilascio, sia le condizioni al contorno che possono verificarsi con maggiore
probabilità (in funzione delle caratteristiche della struttura della sorgente, delle
caratteristiche del territorio, delle condizioni atmosferiche prevalenti, etc.), è
possibile stendere una ‘mappa di pronto intervento’ in grado di limitare i danni
di un eventuale incidente. Diversamente, per quanto riguarda le sorgenti
mobili quali le navi, l’aumento dei gradi di libertà del sistema implica una
maggiore difficoltà nella catalogazione dei possibili sinistri e, dunque, delle
metodologie d’intervento. In questo caso si può pensare di suddividere il
settore del trasporto marittimo in aree rappresentative delle rotte percorse alle
quali associare caratteristiche in grado di fornire indicazioni sulla tipologia
d’intervento da adottare nel momento in cui se ne verifichi la necessità.
La problematica associata, invece, al controllo continuo della qualità
dell’ambiente marino costiero ai fini della rilevazione di un possibile stato di
allerta il cui prolungarsi può condurre ad una situazione di allarme, può essere
affrontata in modo ottimale mediante l’utilizzo di applicazioni messe a punto
per raccogliere informazioni, da aggiornare periodicamente, tali da permettere
di seguire l’evoluzione dello stato di un dato ambito ed evidenziare eventuali
alterazioni che possano costituire un segnale di allarme. Un esempio di
applicazione è quella sviluppata dalla fondazione LEM per il Progetto
MOMAR applicazione che, opportunamente integrata nelle voci, potrebbe
ospitare i valori relativi a parametri chimico-fisici o dati biologici ad hoc oltre
ad informazioni più specifiche dell’ambito considerato così da giungere ad una
caratterizzazione più spinta di un dato sito. Tutto ciò configura l’applicazione
con una valenza locale, ma la sua semplicità di utilizzo ed implementazione la
rende da un lato facilmente adattabile a siti con caratteristiche diverse,
581

dall’altro agevolmente consultabile da utilizzatori che non abbiano
un’esperienza informatica consolidata.
5.2 Proposta per una scelta condivisa degli indicatori di allerta ambientale
L’andamento dello stato dell’ambiente può essere seguito attraverso
specifici indicatori che hanno la funzione di informare in modo chiaro e
immediato chiunque sia interessato a tale andamento. A causa della
complessità del sistema dovuta alle numerose variabili necessarie per
descrivere lo stato dell’ambiente marino, gli indicatori non possono essere
determinati in modo universale, ma dipenderanno dalle caratteristiche del
contesto che devono rappresentare.
La più recente normativa europea (Decisione della Commissione del 1
settembre 2010, allegato Parte B) ad esempio, elenca i criteri che consentono di
valutare il buono stato ecologico dell’ambiente marino in relazione a undici
descrittori, ma solo in alcuni casi definisce i relativi indicatori, lasciando aperta
la definizione di ulteriori indicatori a seguito di un approfondimento tecnicoscientifico.
Inoltre la mancata ratifica da parte di alcuni Paesi delle convenzioni
internazionali che regolano l’impatto delle navi sull’ambiente marino (ad es.
BWM e MARPOL), la mancanza di controlli standardizzati, talvolta la
sopravvalutazione delle capacità di reazione agli impatti dell’ambiente marino,
rendono difficoltosa l’azione di prevenzione e riducono al minimo l’efficacia di
interventi a posteriori.
In questo contesto si rende necessaria un’ampia condivisione tra esperti
di settori diversi per giungere ad una definizione degli indicatori di allerta
ambientale. In particolare, lo studio sviluppato dalla Fondazione LEM
nell’ambito del Progetto MOMAR, ha portato alla stesura del documento “Le
prospettive del monitoraggio marino nelle aree transfrontaliere: criteri di
valutazione dei segnali di allerta ambientale” dal quale sono emerse due
indicazioni significative: in primo luogo è necessario estendere il concetto di
allerta ambientale a sorgenti fino ad oggi poco considerate nell’ambito
dell’inquinamento dell’ambiente marino, come l’inquinamento acustico e
quello derivante dalle attività di bordo delle navi da crociera (attività che
implicano l’uso di solventi, di cloro etc., ma anche la presenza di rifiuti
organici). In secondo luogo, nella definire un indicatore è opportuno tener
conto di vari aspetti, quali:
- la coerenza normativa;
- il target dei destinatari;
- la contestualizzazione;
- la completezza dell’informazione;
- la chiarezza e immediatezza dell’informazione;
- la gradualità nei livelli di approfondimento (ricorso nell’immediato a
indicatori di tipo qualitativo e, successivamente, a quelli di tipo quantitativo);
- la sostenibilità economica della metodologia prescelta nella definizione.
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