Biomonitoraggio degli ecosistemi costieri di transizione

Ecosistemi costieri di transizione (ECT)

Inquinamento chimico e indicatori ecotossicologici – overview

L’uso indiscriminato degli ECT come fonte di risorse, ma anche come recipiente finale di macro e microinquinanti generati negli ecosistemi terrestri, ha portato ad una perdita della capacità di autocontrollo e di autoregolazione di questi ecosistemi estremamente delicati. Tra gli ecosistemi di transizione, le lagune sono le più facilmente soggette ad alterazioni, in quanto sono bacini semichiusi a lento ricambio idrico.

Si individuano due principali categorie di inquinanti:

• Metalli pesanti (Hg, Cu, Pb, Cd, Cr, Zn);
• Microinquinanti organici (PCB, IPA, POPs). I Persistent Organic Pollutants rivestono particolare importanza in quanto sono composti principalmente di sintesi, non polari, accomunati da una serie di caratteristiche chimico-fisiche che li rendono particolarmente predisposti al bioaccumulo e alla biomagnificazione, rappresentando un fattore di rischio soprattutto per gli organismi superiori.

Buona parte di questi microinquinanti negli ambienti di transizione tende ad associarsi al particolato sospeso, soprattutto organico, e ad essere sottoposta al processo di sedimentazione che caratterizza gli ambienti a bassa energia come quelli lagunari. La maggior parte dei contaminanti sono presenti in tracce nella colonna d’acqua, ma possono raggiungere concentrazioni più elevate nel sedimento. Il sedimento agisce sia come serbatoio (sink) che come sorgente (source) di contaminanti. Il sedimento tende ad integrare la concentrazione di contaminanti nel tempo, mentre nella colonna d’acqua le concentrazioni sono più variabili. Essendo il sedimento parte integrante dell’ecosistema acquatico (habitat, fonte di cibo, nursery), la sua contaminazione coinvolge tutta la rete trofica.

Nel sedimento, la ripartizione dei microinquinanti tra la fase solida e l’acqua interstiziale dipende da:

• Caratteristiche chimico-fisiche del composto: persistenza, solubilità, costanti di ripartizione solido-liquido (K_sow) e ottanolo-acqua (K_ow);
• Caratteristiche geochimiche del sedimento: contenuto di carbonio organico, solfuri, ossidi di Fe e Mn;
• Granulometria del sedimento: in genere le frazioni più fini contengono le maggiori concentrazioni di microinquinanti;
• Condizioni di ossidazione e bioturbazione: possono modificare la ripartizione solido-liquido degli inquinanti e la loro biodisponibilità.

L’insieme degli inquinanti presenti nei compartimenti abiotici può interagire con la componente biologica, causando effetti a breve o lungo termine in organismi, popolazioni e comunità. I principali effetti imputabili all’esposizione cronica a POPs riguardano le funzioni del sistema immunitario, anomalie riproduttive, deficit neurologici e processi di carcinogenesi. Alcuni POPs fanno parte del gruppo di sostanze definite Endocrine Disruptive Chemicals (EDC), che interferiscono col sistema endocrino svolgendo attività ormonosimili anche a concentrazioni molto basse. Possono quindi produrre conseguenze profonde sul corretto sviluppo e funzionamento delle gonadi negli organismi che vi sono esposti, giungendo fino alla femminizzazione dei maschi o alla mascolinizzazione delle femmine.

Il sedimento è il comparto che per quanto riguarda i piani di monitoraggio degli ECT dovrebbe ricevere la maggiore attenzione, in virtù dei seguenti motivi:

• Rappresenta il principale comparto di accumulo e integrazione di contaminanti presenti nell’acqua in genere solo in tracce (e comunque a concentrazioni molto più variabili). Ne consegue che analizzando il sedimento è più facile identificare e quantificare gli inquinanti, e inoltre si possono impiegare scale temporali più ampie nel monitoraggio;
• Oltre ad agire come trappola, agisce anche da sorgente di contaminanti, come conseguenza di fenomeni di bioturbazione e risospensione causati ad esempio dal moto ondoso o da attività antropiche come dragaggio o pesca di vongole;
• È parte integrante dell’ecosistema acquatico in quanto fornisce habitat, riparo, cibo e aree di riproduzione per molti organismi. La contaminazione del sedimento interessa non solo gli organismi bentonici ma l’intera rete alimentare.

Il sedimento costituisce una “pressione” che influenza lo stato ecologico e chimico dei corpi idrici in diversi modi:

• Mobilità del sedimento: trasporto e dispersione, equilibri chimico-fisici sopra e sotto l’interfaccia con la colonna d’acqua, qualità della colonna d’acqua;
• Speciazione dei contaminanti: la biodisponibilità, il bioaccumulo e la biomagnificazione dei contaminanti nei sedimenti possono influenzare le comunità (tossicità acuta/cronica, biomarker, bioaccumulo);
• Scambi solido-liquido tra il sedimento stesso o le particelle in sospensione e la colonna d’acqua o l’acqua interstiziale;
• Variabilità nel tempo e nello spazio;
• Nelle acque poco profonde, il sedimento influenza i parametri chimico-fisici della colonna d’acqua, e di conseguenza lo stato ecologico (OD, nutrienti);
• Oltre alla contaminazione, sono rilevanti (direttamente o indirettamente) anche altri indicatori associati al sedimento, quali TOC, carbonati, solfuri, potenziale redox.

Il principale metodo per il monitoraggio della contaminazione chimica è l’analisi chimica stessa del mezzo abiotico. L’analisi chimica ha dei vantaggi che rendono i risultati in genere più facilmente comunicabili e comprensibili anche ai non addetti ai lavori:

• Capacità analitica;
• Ridotto spettro di competenze richieste;
• Possibilità di modellizzazione;
• Possibilità di sviluppare criteri e linee guida di qualità per le singole sostanze.

Ha però i seguenti svantaggi:

• Non prende in considerazione la biodisponibilità dei contaminanti e l’effetto dovuto a sostanze non misurate o con tossicità ignota;
• Non prende in considerazione gli effetti additivi, sinergici o antagonisti;
• Non è nel complesso in grado di fornire alcuna informazione sugli impatti o i potenziali impatti degli inquinanti per le risorse biologiche, e di indicare se il contaminante può o meno entrare nella catena alimentare;
• Non fornisce informazioni sul rischio ambientale.

Il metodo più frequentemente impiegato per valutare la potenziale tossicità dei sedimenti, sulla base dell’analisi chimica, è il confronto tra le concentrazioni totali misurate e le Sediment Quality Guidelines (SQG). Le SQG sono linee guida di tipo chimico, ovvero concentrazioni soglia formulate per ogni singolo analita e intese a proteggere il biota. In particolare, aiutano nell’identificazione degli intervalli di concentrazione dei contaminanti i cui effetti sul biota possono essere improbabili, possibili o probabili. Le SQG formulate a livello internazionale sono molteplici, ma si fondano tutte su modelli concentrazione-effetto in cui viene assunto che a concentrazioni crescenti sono associate maggiori probabilità di effetto: per concentrazioni inferiori al limite TEL (Threshold Effect Level, livello soglia di effetto) gli effetti sono improbabili, mentre sono probabili a concentrazioni superiori al PEL (Probable Effect Level). Nella zona compresa tra TEL e PEL gli effetti sono possibili con probabilità crescente man mano che ci si avvicina al PEL. Grazie alle SQG è possibile identificare i contaminanti di maggiore interesse e le aree particolarmente contaminate.

Questo approccio considera comunque le concentrazioni totali, mentre è ampiamente riconosciuto che la presenza di un’elevata concentrazione di contaminante non è di per sé indicativa del manifestarsi di effetti tossici, che si manifestano invece se vi è biodisponibilità e bioaccessibilità dei contaminanti.

Nell’acqua superficiale e interstiziale, nel sedimento superficiale e nel sedimento sub-superficiale le forme prevalenti di un metallo (speciazione) cambiano in funzione dello stato di ossidazione e del potenziale redox (che tende ad essere negativo). Le diverse forme tendono ad essere più o meno disponibili per l’assunzione da parte di un generico organismo.

Si definisce come biodisponibile la frazione della quantità totale di una sostanza chimica, presente in uno specifico comparto ambientale, che è disponibile o potenzialmente disponibile per essere assunta da parte del biota (sia direttamente dal comparto abiotico sia attraverso il cibo), nelle particolari condizioni ambientali che si realizzano in quel preciso momento, in relazione a stato di ossidazione, pH e temperatura. Si intende invece come bioaccessibile la frazione della quantità totale di una sostanza che viene effettivamente assunta da un particolare organismo, in funzione delle vie di esposizione, di assunzione e dei meccanismi di regolazione. Di conseguenza la nicchia ecologica dell’organismo, la sua ecofisiologia e la sua capacità di mobilizzare il contaminante nei fluidi intestinali l’ingestione entrano in gioco in maniera determinante nel definire la quantità di inquinante che può effettivamente raggiungere i siti recettori dove manifestare la sua azione tossica.

L’analisi chimica ha un ruolo importante nella caratterizzazione delle pressioni e dello stato di qualità di un’area, ma per definire la qualità ambientale è necessario anche l’impiego di indicatori ecotossicologici, in quanto essi sono in grado di integrare gli aspetti di biodisponibilità e bioaccessibilità non solo di singole sostanze ma anche di miscele di sostanze presenti in ambiente, in relazione alla loro esposizione e alla capacità di accumularsi e di manifestare effetti tossici aspecifici o specifici. Gli indicatori ecotossicologici costituiscono strumenti utili per monitorare le frazioni di contaminanti realmente biodisponibili e bioaccessibili, unitamente agli effetti combinati che essi possono manifestare.

Si individuano tre tipologie di indicatori ecotossicologici:

• Indicatori di bioaccumulo: analisi chimica dei livelli di contaminazione in organismi viventi che assumono e stoccano nei loro tessuti specifici inquinanti presenti nell’ambiente in cui vivono. Sono classificabili come indicatori di esposizione se si considera l’approccio riconosciuto a livello internazionale dell’Ecological Risk Assessment, mentre come indicatori di stato se si considera l’approccio DPSIR validato a livello europeo;
• Saggi di tossicità: procedure che prevedono l’esposizione per un prefissato periodo di tempo di una specie indicatrice a un campione ambientale contenente una miscela di contaminanti (in genere in quantità non note). L’esperimento è condotto in condizioni controllate di laboratorio, allo scopo di verificare se la matrice manifesta o meno effetti tossici. Sono classificabili come indicatori di effetto o impatto rispettivamente secondo l’Ecological Risk Assessment e il DPSIR;
• Biomarker: variazioni biochimiche, cellulari, fisiologiche o comportamentali che possono essere misurate in un tessuto, un fluido biologico o a livello dell’intero organismo, e che danno evidenza di esposizione e/o effetto a uno o più contaminanti. Possono essere indicatori di esposizione (biomarker di esposizione) e di effetto (biomarker di effetto), e si classificano come indicatori di effetto secondo l’Ecological Risk Assessment e indicatori di impatto secondo il DPSIR.

Indicatori di bioaccumulo come indicatori di esposizione

Non tutti gli organismi, anche se analizzati chimicamente, sono in grado di dare indicazioni sulla qualità ambientale. Per indicatore in relazione al bioaccumulo si intende una specie che assume e concentra le sostanze nei tessuti con una relazione diretta tra le concentrazioni misurate nell’organismo e i livelli di esposizione ambientale. La specie indicatrice è quindi in grado di fornire informazioni sulla biodisponibilità e sulla possibilità di trasferire il contaminante lungo la rete trofica, e mostra un pattern di tipo (1). Altre specie, definite accumulatrici in senso stretto (2), possono essere utili anche se forniscono un tipo diverso di informazione, ovvero permettono di individuare inquinanti non facilmente rilevabili nelle matrici abiotiche, amplificando il segnale della contaminazione ambientale. Queste ultime non forniscono però informazioni sulla qualità ambientale, in quanto non danno indicazioni sulle concentrazioni di contaminanti biodisponibili.

Gli approcci utilizzabili negli studi di bioaccumulo sono riconducibili a tre tipologie (che sono le stesse nel caso dei biomarker):

• Biomonitoraggio passivo: vengono impiegati organismi indigeni prelevati in aree inquinante e aree di riferimento (controllo negativo), allo scopo di identificare il grado di segregazione di un contaminante nel biota in relazione al livello di contaminazione del mezzo ambientale, sia esso acqua o sedimento;
• Biomonitoraggio attivo: vede l’impiego di organismi trapiantati, che provengono da un’unica popolazione in buono stato di salute e che vengono appositamente introdotti nell’area di interesse ed esposti al mezzo ambientale inquinato per uno specifico periodo di tempo, allo scopo di studiare le cinetiche di accumulo di specifici contaminanti. In questo caso non è necessario che la specie usata sia naturalmente presente nel sito investigato, ma solo che le caratteristiche del sito siano concordi con quelle dell’habitat della specie;
• Test di bioaccumulo: organismi modello vengono esposti a matrici ambientali contaminate in condizioni controllate di laboratorio.

Le due tipologie più utilizzate sono il biomonitoraggio attivo e passivo. Nel caso del biomonitoraggio passivo, è necessario prestare attenzione al fatto che, prelevando organismi indigeni da diversi siti, può aumentare in modo sensibile la varietà biologica rispetto a quanto avviene nel biomonitoraggio attivo, in cui si usa un’unica popolazione di partenza. Possono quindi esserci modificazioni fisiologiche e adattamenti degli organismi in risposta a situazioni critiche nei diversi siti, e come conseguenza ci si può trovare a confrontare popolazioni con sensibilità diverse, ricavando risposte diverse. Questo tipo di approccio dovrebbe essere utilizzato prevalentemente per monitorare temporalmente un’unica popolazione in uno stesso sito, anziché per confrontare siti diversi. Nel monitoraggio attivo, poiché si trapiantano individui con caratteristiche genetiche e fisiologiche omogenee, si presume che le risposte ricavate siano più comparabili.

Vantaggi e svantaggi degli indicatori di bioaccumulo:

• Consentono una misura diretta della biodisponibilità di uno specifico contaminante;
• Consentono una misura integrata nel tempo;
• I livelli facilmente rilevabili di inquinanti permettono l’impiego di tecniche analitiche meno costose (soprattutto nel caso dell’acqua, in cui molti inquinanti hanno livelli inferiori ai limiti di rilevabilità strumentale);
• Consentono di rilevare concentrazioni che possono essere pericolose per l’interno ecosistema in relazione a processi di biomagnificazione, e che possono costituire un rischio diretto per la salute umana qualora fossero interessati organismi edili.

Svantaggi:

• Necessità di conoscere in modo approfondito la life history, l’autoecologia e la fisiologia delle specie usate come biomonitor;
• Incertezza nelle relazioni tra i livelli di contaminazione rilevati negli organismi e gli effetti biologici. Il bioaccumulo non dà una misura degli effetti biologici, che deve essere integrata mediante biomarker;
• L’alta variabilità naturale tra individui e specie può rendere difficile l’interpretazione dei risultati, per questo si privilegia un elevato numero di organismi per l’analisi (pools);
• Applicazione limitata dalla presenza ed effettiva disponibilità numerica degli organismi (limite superabile con l’approccio del trapianto);
• Una specie ha valore di indicatore solo per alcuni inquinanti, infatti certi contaminanti sono prontamente metabolizzati o bioregolati e in questi casi non c’è nessuna relazione con le concentrazioni ambientali.

Saggi di tossicità come indicatori di effetto

Il ruolo dei saggi di tossicità nella valutazione della qualità ambientale, soprattutto nel caso degli ECT, è di documentare e quantificare l’esistenza in un determinato sito di inquinamento chimico biodisponibile, stimando i potenziali effetti dannosi per il biota secondo un approccio di hazard assessment. I saggi consentono inoltre di documentare la distribuzione spazio-temporale (ed eventuali suoi cambiamenti) della contaminazione biodisponibile. Sono anche fondamentali strumenti di screening per individuare aree in cui condurre indagini ulteriori sugli effetti per il biota (tramite altri metodi di biovalutazione che prevedano analisi di popolazioni e comunità residenti) o sulle cause di contaminazione (tramite analisi chimica). I saggi permettono anche di indicare se e dove sono necessarie opere di bonifica, determinandone il livello target, e di verificare se la bonifica risulta efficace o meno. Infine, sono utili per studiare i possibili effetti dannosi provocati dalle operazioni di dragaggio e di collocazione e smaltimento dei materiali dragati.

I saggi dovrebbero essere usati in batterie, che ne contemplino diverse tipologie. La suddivisione in tipologie è difficile e arbitraria, in quanto dipende dal punto di vista in cui ci si pone. Le matrici di saggio utilizzabili (comparto abiotico) sono acqua superficiale, effluente, sedimento tal quale o estratti acquosi come acqua interstiziale e elutriato. Per quanto riguarda il tipo di risposta, si distinguono tre tipologie di tossicità, che corrispondono ad altrettanti tipi di test:

• Tossicità acuta;
• Tossicità cronica;
• Tossicità subletale.