Valutazione degli effetti biologici della movimentazione di sabbie marine mediante l'utilizzo di biomarker cellulari in Mytilus galloprovincialis

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ABSTRACT 
A possible dredging  impact on coastal ecosystem of a in the entrance of 
Viareggio harbour was investigated joining a classical approach of metals 
bioaccumulation and toxicological tests with biomarkers analysis in Mytilus 
galloprovincialis. 
First response investigated was the Neutral Red Retention Time (NRRT) by 
lysosomes of red cells of hemolymph; retention time is proportional to stability 
degree of membranes and lot of elements (such as metals) damage these 
membranes. 
Since many pollutants compromise the right migration of chromosomes to poles 
during cell replication, micronuclei frequency in gills cells was analyzed as a 
biomarker of stress condition. Furthermore, to quantify genetic damages like DNA 
breakages, the Comet Assay analysis was used. A software enabled us to calculate 
the percentage the DNA denatured after cell osmotic lysis. For this study, 
organisms from two natural populations were drawned near the dredging area, and 
mussels from a non –polluted area were transplanted in the same area. Basing our 
choice on previous studies, Forte dei Marmi was chosen as control area. Two 
experiments were carried out in winter, without any dredging activity. Other two 
experiments were effected in the maximum dredging period, between 18 th march 
2007 and 10th may 2007. 
Results from biomarker analysis were integrated with toxicological experiments 
carried out by ICRAM (Livorno), using Corophium orientale and Paracentrotus 
lividus. 
Moreover, chemical analysis were taken to evaluate heavy metals in sediments and 
in mussel tissues. By the joining of all results, we could see a good capacity of 
biomarkers to discriminate experimental areas, but a seasonal variability was 
noticed. 
Dredging activity in Viareggio area didn’t show any intense toxicological effects 
on natural and transplanted mussels, even if it could contribute to the increase of 
stress recorded for some biomarkers.  
Finally, an integrated approach with biomarkers and classical study of metals 
bioaccumulation and toxicological tests, could give the opportunity to analyse in 
the right way the effects of sediments dredging.  
In the future, it would be useful to extend our studies on variability of 
macrozoobenthonic populations. 
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1 INTRODUZIONE 
 
1.1 MOVIMENTAZIONE DEI FONDALI MARINI 
Il  dragaggio dei fondali e il  ripascimento delle coste sono un punto focale 
nella gestione della fascia costiera, in quanto influenzano in primo luogo la 
stabilità e la protezione della costa ma anche delle comunità 
macrozoobentoniche, che giocano un ruolo fondamentale nell’ecologia 
degli ambienti costieri  di  fondale sabbioso. Quindi, r isulta di primaria 
importanza regolamentare e monitorare con procedure tecniche e 
scientifiche adeguate ogni intervento sui  sedimenti, al fine di evitare 
conseguenze negative per gli ecosistemi e l’economia delle aree costiere.  
Le necessità specifiche di ogni territorio rivierasco possono rendere 
indispensabile attività di dragaggio di  sedimenti in ambito portuale o 
fluviale,  per consentire una buona agibili tà da parte delle imbarcazioni nel 
primo caso e per eliminare eventuali depositi alla foce del corso fluviale 
che potrebbero causare problemi di inondazioni nel secondo caso. In altri  
casi il  dragaggio di aree portuali può essere finalizzato all’opera di  
bonifica di ambienti  fortemente inquinati e indu strializzati. Nella  figura 
1.1 vengono riportati i  quantitativi autorizzati pe r il  dragaggio nel periodo 
1988–1997; da tale grafico si può dedurre l’enti tà del fenomeno a livello 
nazionale.  
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Fig. 1.1 Milioni di metri cubi di materiale relativi all’intero territorio nazionale autorizzati 
allo sversamento in mare nel periodo 1988 – 1997 (Barbera, dati Min. Ambiente, Direzione 
S. D. M.). 
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La valutazione della qualità dei sedimenti da dragare è premessa 
indispensabile a qualunque attività, ma legata soprattutto  alla destinazione 
finale del  materiale dragato.  
Le possibili vie di  riutil izzo del materiale dragato sono molteplici, il  
materiale può essere destinato alle seguenti categorie generali:   
• opere civili (ricostruzione o ripascimento di litorali erosi, appo rto di  
materiali addensanti per costruire terrapieni, banchine, colline 
art ificiali,  sottofondi stradali, riempimento di vasche di  colmata o altri 
ambienti conterminati);  
• interventi  di natura ambientale (creazione di zone umide per 
ripopolamento ittico,  berme subacquee o isole artificiali per la 
protezione del li torale)  
Fino al 1997 circa la normativa italiana non prevedeva alcuna 
differenziazione riguardo al tipo di dragaggio , e la destinazione principale 
dei materiali dragati  era lo scarico in mare. A ttualmente l’unica norma di 
riferimento al riguardo è l’articolo 35 del D.Lgs 258/2000  (più 
comunemente noto come D.Lgs 152/99 o Testo unico sulle Acque) 
“Immersione in mare di materiale derivante da attività di escavo e attività 
di posa di cavi e condotte” .  Tale articolo però non prende in analisi in 
modo dettagliato tutte le problematiche relative al dragaggio portuale,  
lasciando alcuni aspetti di una attività a forte rischio di impatto ambientale 
non soggette a regolamentazione ambientale.  Infatti tale articolo riporta 
testualmente:  
1. “Al fine della tutela dell’ambiente marino ed in conformità alle 
disposizioni delle convenzioni internazionali vigenti  in materia,  
è consentita l’immersione deliberata in mare da navi ovvero 
aeromobili e da strutture ubicate n elle acque del mare o in 
ambiti ad esso contigui, quali  spiagge, lagune e stagni 
salmastri  e terrapieni costieri,  dei seguenti materiali:  
a) materiali di escavo di fondali marini o salmastri  o di terreni 
litoranei emersi;  
b) inerti, materiali geologici inorganic i e manufatti al solo fine di 
utilizzo, ove ne sia dimostrata la compatibilità ambientale e 
l’innocuità;  
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c) materiale organico e inorganico di origine marina o salmastra 
,  prodotto durante l’attività di pesca effettuata in mare o 
laguna o stagni salmastri.  
 
2. L’autorizzazione all’immersione in mare dei materiali di cui al 
comma 1, lettera a),  è rilasciata dall’autorità competente solo 
quando è dimostrata, nell’ambito dell’istruttoria, 
l’impossibili tà tecnica o economica del loro uti lizzo ai fini di 
ripascimento o di recupero ovvero lo smaltimento alternativo in 
conformità alle modalità stabili te con decreto del Ministro 
dell’ambiente, di concerto con i Ministri dei lavori pubblici,  
dei trasporti  e della navigazione e per le politiche agricole,  
(…omissis aggiornamenti…) previa intesa con la Conferenza 
permanente per i rapporti tra lo Stato,  le regioni e le province 
autonome di Trento e Bolzano, da emanarsi entro 60 giorni 
dalla data di entrata in vigore del presente decreto.  
 
3. L’immersione in mare di materiale di cu i  al comma 1, let tera 
b),  è soggetta ad autorizzazione con l’esclusione dei  nuovi 
manufatti soggetti alla valutazione di impatto ambientale. Per 
le opere di riprist ino, che non comportino aumento della 
cubatura delle opere preesistenti,  è dovuta la sola 
comunicazione all’autorità competente.  
 
4. L’immersione in mare dei materiali di cui al comma 1, lettera 
c), non è soggetta ad autorizzazione.  
 
5. L’attività di posa in mare di cavi e condotte è soggetta ad 
autorizzazione regionale rilasciata, in conformità alle m odalità 
stabili te con decreto del Ministro dell’ambiente, da emanarsi 
entro 60 giorni dalla data di entrata in vigore del presente 
decreto”.  
Il decreto del Ministero dell’Ambiente n. 367/2003 “Regolamento 
concernente la fissazione di standard di  qualità ne ll’ambito acquatico per 
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le sostanze pericolose ai sensi dell’art .  3 comma 4 del D.Lgs 152/1999” 
fissa nuovi standard di qualità nella matrice acquosa e nei sedimenti, per 
quanto riguarda le sostanze di particolare pericolosità individuate a livello 
comunitario dalla direttiva 2000/60/CE.  
I nuovi standard di  qualità fissati in tabella 1 dell’allegato A del D.M. 
367/2003 sono finalizzati a garantire a breve termine (colonna B) la salute 
umana e a lungo termine (colonna A) la tutela dell’ecosistema acquatico.  
Gli standard di qualità sono differenziati secondo che si tratti di acque 
dolci o marine e lagunari.  Analoghi obiettivi vengono fissati per le acque a 
specifica destinazione d’uso: produzione di acqua potabile,  
molluschicoltura, ecc.  
Le analisi sui sedimenti degli ambienti marino-costieri, delle lagune e degli 
stagni costieri sono rese obbligatorie per i metalli e per le sostanze 
organiche indicati  nella tabella 2 dell’allegato A, che modifica di  fatto i 
cri teri di qualità del  D. lgs.  152/1999.  
Il D.M. 367/2003, pur fissando valori soglia validi su tutto il territorio 
nazionale,  inserisce alcuni elementi  di flessibilità per le differenti realtà 
regionali , sia per quanto riguarda i fat tori di pressione, sia per quanto 
concerne le diverse tipologie di background geochimico. Spetta alle 
Regioni stabilire le sostanze pericolose da ricercare, in funzione della loro 
potenziale presenza in cicli industriali,  scarichi, produzioni agricole e in  
tutte le attività in grado di causare l ' inquinamento diffuso nell 'ambie nte 
idrico.  
 
 
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1.2 APPROCCIO ECOTOSSICOLOGICO 
In tale contesto, un aspetto fondamentale del  monitoraggio ambientale 
risulta essere l’analisi degli  effetti tossici esercitati sugli organismi viventi  
(Fossi, 2000),  più o meno correlati  ad un intervento antropico in una 
determinata area.  
Per caratterizzare i  sedimenti marini sottoposti a movimentazione, si  
possono eseguire analisi chimico -fisiche per assicurarsi che i parametri  
risultino inferiori  ai limiti  dettati dalla legislazione corrente. L’analisi 
chimica, infatti,  può fornire dati precisi sulla presenza di una o più 
sostanze di cui si vuole controllare la concentrazione nell’ambiente, ma 
spesso essa è ristretta ad un numero limitato di parametri;  quando si deve 
analizzare l’impatto ambientale del  dragaggio di un fondale marino, ci si 
trova di fronte ad un’elevata varietà  di sostanze la cui composizione e 
concentrazione possono essere diffici lmente misurabili ;  anche per tutte le 
trasformazioni chimiche (reazioni di ossidoriduzione, di precipitazione, di  
chelazione, ecc…) cui queste molecole vanno incontro nell’ambiente in cui 
si trovano. Risulta chiaro quindi che l’analisi di tutte queste variabil i 
risulta molto complessa ed economicamente onerosa  (Steinberg H. J. et al., 
1994).  
Alla luce di  queste considerazioni, l’integrazione di  questo tipo di analisi  
con un approccio biologico, che valuti  gli effett i degli  interventi  antropici  
su organismi sentinella appartenenti ad un determinato ambiente, e sulle 
comunità macrozoobentoniche risulta particolarmente uti le  per valutarne il  
vero impatto; tale analisi può fornirci risultati importanti per la 
comprensione degli  effetti dovuti alla presenza di sostanze anche non 
singolarmente misurate  (Bayne et al . ,  1985; Depledge, 1994).  A tale scopo, 
negli ultimi anni, si è cominciato ad unire ai dati chimici  relativi a matrici  
come acqua e sedimenti , l’analisi del bioaccumulo, diversi test di tossicità 
e lo studio di risposte biologiche in organismi residenti nelle aree di studio 
(biomarker) (Regoli et al. ,  2004; Lera & Pellegr ini , 2006).  
In chiave eco tossicologica, un organismo bioindicatore viene definito 
come “un organismo che mediante reazioni identificabili (chimiche, 
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fisiologiche, morfologiche, ecc…) fornisce informazioni sulla qualità 
dell’ambiente (o di  una parte di esso)” (Fossi,  2000).  
La scelta di un organismo bioindicatore dipende da molti fattori, e 
soprattutto dal quesito sperimentale di partenza  (Vighi & Bacci, 1998). 
Esso deve possedere alcune caratteristiche fondamentali quali :  
 ξ Optimum ecologico ed ampia distribuzione nell’area di studio  
 ξ Facile identificazione sistematica  
 ξ Adeguate conoscenze sull’anatomia, fisiologia ed ecologia della 
specie 
 ξ Uniformità genetica e ciclo vitale sufficientemente lungo per 
consentirne l’impiego 
 ξ Facile reperibil ità  
 ξ Home range ben definito 
Per questo studio, l’animale utilizzato è il  mitilo Mytilus galloprovincialis , 
specie ampiamente utilizzata per il  monitoraggio ambientale per i numerosi 
vantaggi che essa offre (Regoli et al ,  2004; Frenzilli  et al. ,  2001); infatti 
oltre a tutte le caratteristiche sopra citate e ad un’ottima resistenza dopo il  
prelievo (Dixon et al. ,  2002), presenta una semplicità anatomica che 
facili ta le operazioni di  dissezione ed analisi su organi e tessuti selezionati .  
 
1.3 SCOPO DELLA TESI  
Questa indagine si pone l’obiett ivo di verificare l’efficacia di una batteria 
di analisi che comprende alcuni biomarker di risposta precoce, da 
affiancare al più tradizionale studio di bioaccumulo ed all’esecuzione di  
test di tossicità in laboratorio  (Lera & Pellegrini , 2006) . Pur variamente 
art icolata, questa ricerca non pretende di  fornire un quadro completo degli 
effetti indotti dal  movimento dei sedimenti. Infatti per valutarne le 
eventuali conseguenze a lungo termine sarebbe necessario estendere le 
ricerche ai livelli più e levati dell’organizzazione biologica, ad esempio 
indagando la struttura e le eventuali modificazioni delle comunità 
macrozoobentoniche.