Εφαρμογή βιοτικών δεικτών σε τεχνητά υποστρώματα του παράκτιου αστικού κόλπου της Θεσσαλονίκης

Transcript

1 ΑΡΙΣΤΟΤΕΛΕΙΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΘΕΣΣΑΛΟΝΙΚΗΣ ΔΙΑΤΜΗΜΑΤΙΚΟ ΠΡΟΓΡΑΜΜΑ ΜΕΤΑΠΤΥΧΙΑΚΩΝ ΣΠΟΥΔΩΝ ΤΜΗΜΑΤΩΝ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ, ΓΕΩΛΟΓΙΑΣ & ΠΟΛΙΤΙΚΩΝ ΜΗΧΑΝΙΚΩΝ «Οικολογική ποιότητα και διαχείριση υδάτων σε επίπεδο λεκάνης απορροής» Δήμητρα-Λήδα Ράμμου Βιολόγος Εφαρμογή βιοτικών δεικτών σε τεχνητά υποστρώματα του παράκτιου αστικού κόλπου της Θεσσαλονίκης [μεταπτυχιακή διπλωματική εργασία] Επιβλέπων καθηγητής: Χαρίτων Σαρλ Χιντήρογλου Θεσσαλονίκη 2017

2 ARISTOTLE UNIVERSITY OF THESSALONIKI INTERDISCIPLINARY POSTGRADUATE MASTER PROGRAM BY THE SCHOOLS OF BIOLOGY, GEOLOGY & CIVIL ENGINEERING Ecological water quality and management at a river basin level Dimitra Lida Rammou Biologist Application of biotic indices on artificial hard substrates of the urban waterfront of Thessaloniki bay [master dissertation thesis] Supervising professor: Chariton Sarl Chintiroglou Thessaloniki 2017

3 Τριμελής Εξεταστική Επιτροπή: 1. Χαρίτων Σαρλ Χιντήρογλου: Καθηγητής Τμήματος Βιολογίας Α.Π.Θ., Επιβλέπων 2. Ελένη Βουλτσιάδου: Καθηγήτρια Τμήματος Βιολογίας Α.Π.Θ., Μέλος 3. Κωνσταντίνος Γκάνιας: Επίκουρος Καθηγητής Τμήματος Βιολογίας Α.Π.Θ., Μέλος Δήμητρα - Λήδα Ράμμου: lidadrammou@hotmail.com

4 Στα πρόσωπα που αγαπώ

5 ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΑ ΕΥΧΑΡΙΣΤΙΕΣ... 7 ΠΕΡΙΛΗΨΗ... 8 ABSTRACT ΕΙΣΑΣΩΓΗ ΠΑΡΑΚΟΛΟΥΘΗΣΗ ΠΑΡΑΚΤΙΩΝ ΥΔΑΤΩΝ ΒΕΝΘΙΚΑ ΜΑΚΡΟΑΣΠΟΝΔΥΛΑ ΩΣ ΒΙΟΔΕΙΚΤΕΣ ΜΕΛΕΤΗ ΤΕΧΝΗΤΩΝ ΟΙΚΟΣΥΣΤΗΜΑΤΩΝ ΣΚΟΠΟΣ ΠΕΡΙΟΧΗ ΜΕΛΕΤΗΣ ΓΕΝΙΚΗ ΠΕΡΙΓΡΑΦΗ ΚΛΙΜΑΤΙΚΕΣ ΚΑΙ ΥΔΡΟΓΡΑΦΙΚΕΣ ΣΥΝΘΗΚΕΣ ΑΝΘΡΩΠΟΓΕΝΕΙΣ ΠΙΕΣΕΙΣ ΚΑΙ ΠΡΟΒΛΗΜΑΤΑ ΡΥΠΑΝΣΗΣ ΜΕΘΟΔΟΙ ΚΑΙ ΥΛΙΚΑ ΣΤΑΘΜΟΙ ΔΕΙΓΜΑΤΟΛΗΨΙΑΣ ΜΕΤΡΗΣΗ ΦΥΣΙΚΩΝ ΚΑΙ ΧΗΜΙΚΩΝ ΠΑΡΑΜΕΤΡΩΝ ΤΗΣ ΥΔΑΤΙΝΗΣ ΣΤΗΛΗΣ ΜΑΚΡΟΒΕΝΘΙΚΕΣ ΚΟΙΝΟΤΗΤΕΣ Δειγματοληψία Επεξεργασία δειγμάτων μακροπανίδας ΜΕΓΑΒΕΝΘΙΚΕΣ ΚΟΙΝΟΤΗΤΕΣ Δειγματοληψία Επεξεργασία υποβρύχιας οπτικής καταγραφής ΒΙΟΜΕΤΡΙΚΗ ΑΝΑΛΥΣΗ ΑΧΙΝΩΝ Δειγματοληψία Επεξεργασία δειγμάτων αχινών ΣΤΑΤΙΣΤΙΚΗ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑ Γενικά Μονομεταβλητές αναλύσεις Αναλύσεις γραφικής κατανομής Πολυμεταβλητές αναλύσεις Δείκτες βενθικών μακροασπονδύλων παράκτιων υδάτων Σχέση ρύπανσης, πληθυσμιακής πυκνότητας και βιομετρίας αχινών ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΑΒΙΟΤΙΚΕΣ ΠΑΡΑΜΕΤΡΟΙ ΜΑΚΡΟΒΕΝΘΙΚΕΣ ΚΟΙΝΟΤΗΤΕΣ Φυτοβένθος Σύνθεση μακροβένθους Κυρίαρχα είδη/τάξα

6 4.2.4 Αφθονία μακροβένθους Συσχέτιση κατανομών αφθονίας-βιομάζας Συνολική αφθονία και Ποικιλότητα πανίδας Ομοιότητα κοινοτήτων Προσδιορισμός οικολογικής ποιότητας με τη χρήση βιοτικών δεικτών ΜΕΓΑΒΕΝΘΙΚΕΣ ΚΟΙΝΟΤΗΤΕΣ Μελέτη σύνθεσης της μεγαπανίδας Διερεύνηση διαφοροποιήσεων της μεγαπανίδας Πληθυσμιακή πυκνότητα αχινών ΠΛΗΘΥΣΜΙΑΚΗ - ΒΙΟΜΕΤΡΙΚΗ ΜΕΛΕΤΗ ΑΧΙΝΩΝ Αναλογία ειδών Κατανομή συχνότητας μεγέθους Σχέσεις διαμέτρου και ύψους Αναλογία φύλου Σύγκριση με το σταθμό αναφοράς ΣΥΖΗΤΗΣΗ ΑΒΙΟΤΙΚΕΣ ΠΑΡΑΜΕΤΡΟΙ ΜΑΚΡΟΒΕΝΘΙΚΕΣ ΚΟΙΝΟΤΗΤΕΣ ΜΕΓΑΒΕΝΘΙΚΕΣ ΚΟΙΝΟΤΗΤΕΣ ΠΛΗΘΥΣΜΙΑΚΗ ΠΥΚΝΟΤΗΤΑ ΚΑΙ ΒΙΟΜΕΤΡΙΑ ΑΧΙΝΩΝ ΣΥΝΟΨΗ-ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ ΞΕΝΟΓΛΩΣΣΗ ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ ΕΛΛΗΝΟΓΛΩΣΣΗ ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ ΗΛΕΚΤΡΟΝΙΚΗ ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ I ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ ΙΙ

7 ΕΥΧΑΡΙΣΤΙΕΣ Η παρούσα διπλωματική εργασία πραγματοποιήθηκε στα πλαίσια του Διατμηματικού Προγράμματος Μεταπτυχιακών Σπουδών (Δ.Π.Μ.Σ.): «Οικολογική ποιότητα και διαχείριση υδάτων σε επίπεδο λεκάνης απορροής». Από τις συζητήσεις με τους διδάσκοντες του μεταπτυχιακού, συνειδητοποίησα ότι η ανάγκη για αποτελεσματικότερη αποτύπωση της οικολογικής κατάστασης των υδάτων στα παράκτια και συστήματα είναι ένα ζήτημα που απασχολεί τον επιστημονικό κλάδο, αρκετά χρόνια μετά την εφαρμογή της Οδηγίας 2000/60/Ε.Κ.. Η δραστηριοποίηση του Εργαστηρίου της Ζωολογίας στο αντικείμενο Θαλάσσιας Βιολογίας του τμήματος Βιολογίας ειδικότερα πάνω στα οικοσυστήματα σκληρού υποστρώματος, καθώς επίσης και στη μελέτη τεχνητών υποστρωμάτων, όπως είναι τα λιμάνια και άλλες παράκτιες κατασκευές, οδήγησαν στη δημιουργία του παρόντος θέματος. Η μικρή εμπειρία που κατείχα για τα θαλάσσια οικοσυστήματα, καθώς επίσης και οι ιδιαιτερότητες που παρουσιάζουν τα τεχνητά συστήματα με έβαλαν σε έναν νέο τρόπο σκέψης για την προσέγγιση του θέματος. Φυσικά, οι άνθρωποι που στάθηκαν δίπλα μου όλο αυτό το χρονικό διάστημα με βοήθησαν καθοριστικά. Θα ήθελα να ευχαριστήσω ιδιαίτερα τον Χαρίτων Σαρλ Χιντήρογλου, Καθηγητή του Τμήματος Βιολογίας Α.Π.Θ. για την εμπιστοσύνη που μου έδειξε αναθέτοντάς μου το θέμα και για την ανελλιπή καθοδήγησή του, καθώς επίσης τη Δρ. Χρυσάνθη Αντωνιάδου, εργαστηριακό προσωπικό του Τμήματος Βιολογίας Α.Π.Θ. για το ενδιαφέρον και τις συμβουλές που μου έδωσε όποτε της ζήτησα. Δεν παραλείπω τους εξεταστές, την κ. Ελένη Βουλτσιάδου, Καθηγήτρια του Τμήματος Βιολογίας Α.Π.Θ. και τον κ. Κωνσταντίνο Γκάνια, Επίκουρο Καθηγητή του Τμήματος Βιολογίας Α.Π.Θ., οι οποίοι μου έκαναν εύστοχες και ουσιαστικές παρατηρήσεις. Επίσης, ευχαριστώ την Παρασκευή Μαλέα, Αναπληρώτρια Καθηγήτρια του Τμήματος Βιολογίας για τη βοήθεια που μου προσέφερε στην αναγνώριση των φυκών. Θα ήθελα να ευχαριστήσω θερμά τις υποψήφιες διδάκτορες Μαρία Σκουλαρίκου, Αλεξάνδρα Δέλλιου και τους φοιτητές του εργαστηρίου στο αντικείμενο της Θαλάσσιας Βιολογίας, Βικτωρία Μπάσμπα, Βλαδίμηρο Ουμουντουμίδη, Γεωργία Σαραφίδου και Νεφέλη Σιμοπούλου τόσο για την πολύτιμη και άμεση βοήθεια που μου προσέφεραν κατά τη διάρκεια των δειγματοληψιών και στο εργαστήριο, όσο και για τις ευχάριστες ώρες που περάσαμε μαζί. Τέλος, θα ήθελα να ευχαριστήσω βαθιά την οικογένειά μου που με στηρίζει πάντα στις επιλογές που κάνω, τον συντροφό μου Μιχάλη για την πολύτιμη βοήθεια στις δειγματοληψίες και την υπομονή του, καθώς επίσης και τους φίλους μου Δήμητρα, Δάνη και Ραφαέλα, που αν και μακριά, μου έδιναν δύναμη. 7

8 ΠΕΡΙΛΗΨΗ Τα τεχνητά τροποποιημένα οικοσυστήματα, όπως είναι τα λιμάνια ή τα θαλάσσια αστικά μέτωπα των πόλεων παρουσιάζουν τα τελευταία χρόνια όλο και μεγαλύτερο ενδιαφέρον, καθώς συνδέονται άμεσα με την οικονομική, κοινωνική και πολιτισμική ανάπτυξη των αστικών κέντρων. Ωστόσο, οι ιδιαιτερότητες που παρουσιάζουν τα συστήματα αυτά καθιστούν δύσκολη την εφαρμογή βιοτικών δεικτών για την παρακολούθηση της κατάστασης των βιοκοινοτήτων τους. Σκοπός της εργασίας ήταν να βρεθεί ένας κατάλληλος, αξιόπιστος και εύχρηστος τρόπος αποτύπωσης της οικολογικής κατάστασης σε ενδιαιτήματα τεχνητού σκληρού υποστρώματος. Για τον σκοπό αυτό επιλέχθηκε η μελέτη της μακρο- και μεγαπανίδας του κρηπιδώματος του θαλάσσιου αστικού μετώπου της Θεσσαλονίκης που πραγματοποιήθηκε το χρονικό διάστημα Φεβρουαρίου Ιουνίου Για τη μελέτη της μακροπανίδας εφαρμόστηκαν οι βιοδείκτες BENTIX, BOPA, ο λόγος ευαίσθητων προς ανθεκτικά Peracarida και ο λόγος νηματωδών προς κωπήποδα. Για τη μελέτη της μεγαπανίδας χρησιμοποιήθηκε η μέθοδος της οπτικής υποβρύχιας καταγραφής για την αποτύπωση της δομής των βιοκοινοτήτων στο κρηπίδωμα, καθώς επίσης μελετήθηκε η σχετική πυκνότητα και βιομετρία δύο ειδών αχινών (Paracentrotus lividus, Arbacia lixula), τα οποία επικρατούν σε αφθονία στην υπό μελέτη περιοχή. Τα αποτελέσματα των δεικτών βάσει της μακροπανίδας έδειξαν σημαντική διαφοροποίηση της οικολογικής κατάστασης των υδάτων (από ελλιπή έως εξαιρετική). Η ανάλυση της μακρο- και μεγα- πανίδας αποκάλυψε ότι οι κοινότητες αποτελούνται κυρίως από διηθηματοφάγους και αιωρηματοφάγους οργανισμούς, οι οποίοι επωφελούνται από τη συσσώρευση οργανικού υλικού. Σχετικά με τα δύο είδη αχινών, η σχετική τους πυκνότητα συνδέθηκε με την οργανική ρύπανση, ενώ τα βιομετρικά τους χαρακτηριστικά έδωσαν πληροφορίες για τους αβιοτικούς και βιοτικούς παράγοντες που επιδρούν στη δομή των πληθυσμών στο κρηπίδωμα. Συμπερασματικά, οι βιοτικοί δείκτες που αφορούν τη μακροπανίδα απαιτούν αναπροσαρμογή για τα συστήματα του κάθετου τεχνητού σκληρού υποστρώματος η μέθοδος της οπτικής υποβρύχιας καταγραφής προτείνεται για την εκτίμηση της ποσοστιαίας κάλυψης της μεγαπανίδας, καθώς γίνεται αξιόλογηση της δομής και λειτουργίας των βιοκοινοτήτων στο κρηπίδωμα η εκτίμηση της σχετικής πυκνότητας των αχινών προτείνεται ως χρήσιμο εργαλείο, εφόσον γίνουν ορισμένες βελτιώσεις στη μέθοδο δειγματοληψίας. Λέξεις κλειδιά: προκυμαία, τεχνητό σκληρό υπόστρωμα, ρύπανση, βιοπαρακολούθηση, μακροασπόνδυλα 8

9 ABSTRACT The artificial ecosystems, such as the ports or the urban waterfronts, tend to attract more interest lately, due to their strong relation to the economic, social and cultural development of urban areas. However, the particularities of these ecosystems complicate the finding of appropriate bioindicators that could successfully estimate the ecological quality status. The aim of the present study was to find an appropriate, reliable and handy methodology to estimate the ecological status in habitats of artificial hard substrate. For this purpose, the macro- and megainvertebrates of the Thessaloniki s waterfront (quay) were studied, during the period between February and June The biotic indices BENTIX, BOPA, the ratio of the sensitive over resistant Peracarida and the ratio of Nematodes over Copepods were used for the study of macroinvertebrates. The method of visual underwater recording was used in order to study the structure of megainvertebrate s community, as well to find the relative density and the biometry of two sea urchin species (Paracentrotus lividus, Arbacia lixula). The results of bioindicators based on macroinvertebrates varied from poor to high ecological water status. The analysis of the macro- and mega- invertebrates showed that the communities consist mainly of filter and detritus feeders that benefit from the accumulation of organic material. Concerning sea urchins, their relative density was related to organic pollution, while their biometric characteristics gave information for the abiotic and biotic factors that interact with the populations of the quay. In conclusion, the bioindicators based on macroinvertabrates have to be readjusted for the systems of vertical artificial hard substrate the methodology of underwater visual recording seemed to be appropriate for the assessment of the percentage coverage of the megainvertebrate community and for the appraisal of its structure and functionality at the quay the assessment of the relative density of sea urchins is recommended after some improvements in the sampling methodology. Key words: waterfront, artificial hard substrate, fouling, biomonitoring, macroinvertebrates 9

10 1. ΕΙΣΑΣΩΓΗ 1.1 Παρακολούθηση παράκτιων υδάτων Η πρώτη οργανωμένη οικολογική προσέγγιση στη διαχείριση των υδάτινων οικοσυστημάτων στην Ευρώπη πραγματοποιήθηκε με την εφαρμογή της Οδηγίας Πλαίσιο για τα Νερά 2000/60/Ε.Κ., η οποία στοχεύει στη διαχείριση των υδάτινων συστημάτων σε επίπεδο λεκάνης απορροής και στην εφαρμογή μέτρων για την επίτευξη της καλής οικολογικής κατάστασής τους. Η Οδηγία 2000/60/Ε.Κ., καθώς και η μεταγενέστερη τάση για την Ολοκληρωμένη Διαχείριση Παράκτιας Ζώνης (Ο.Δ.Π.Ζ.) χρησιμοποιούν βιοτικοί δείκτες ως εργαλεία για την αποτύπωση της κατάστασης ποιότητας του περιβάλλοντος. Η έννοια του προσδιοριμού της υγείας ενός συστήματος λαμβάνει υπόψη τη δομή, τη λειτουργία και τις διεργασίες των θαλάσσιων οικοσυστημάτων, συνυπολογίζοντας τους φυσικούς, χημικούς, γεωμορφολογικούς και κλιματικούς παράγοντες, καθώς επίσης και τις ανθρώπινες δραστηριότητες και τις επιπτώσεις τους στην περιοχή (Borja et al. 2008). Έτσι, οι βιοτικοί δείκτες παρέχουν μια ολοκληρωμένη εικόνα για την κατάσταση του συστήματος, καθώς αντικατοπτρίζουν τις συνδυαστικές επιπτώσεις που προκαλούν ποικίλες περιβαλλοντικές πιέσεις (Simboura et al. 2016). Συγκεκριμένα, τα παράκτια ύδατα ορίζονται από το άρθρο 2 της Οδηγίας (Παράγραφος 1ζ) ως τα επιφανειακά ύδατα που βρίσκονται στην πλευρά της ξηράς μιας γραμμής, κάθε σημείο της οποίας βρίσκεται σε απόσταση ενός ναυτικού μιλίου προς τη θάλασσα από το πλησιέστερο σημείο της γραμμής βάσης από την οποία μετράται το εύρος των χωρικών υδάτων, και τα οποία, κατά περίπτωση, εκτείνονται μέχρι του απώτερου ορίου των μεταβατικών υδάτων. Για τα παράκτια ύδατα τα βιολογικά στοιχεία που χρησιμοποιούνται για την εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας είναι το φυτοπλαγκτό, η υδάτινη χλωρίδα και τα βενθικά μακροασπόνδυλα. Η ανάγκη για σύγκριση των αποτελεσμάτων ανάμεσα στα κράτη μέλη της Ε.Ε. οδήγησε στη δημιουργία ενός δικτύου διαβαθμονόμησης. Το σύστημα αυτό συνίσταται σε τόπους παρακολούθησης σε κάθε κράτος μέλος και σε κάθε οικοπεριοχή της Κοινότητας (Carletti & Heiskanen 2009). Στη Μεσογειακή ομάδα διαβαθμονόμησης (MedGIG), στην οποία ανήκει η Ελλάδα, ορίστηκαν 4 τύποι παράκτιων υδάτων βασισμένοι στο υπόστρωμα και το προφίλ βάθους (Πίνακας 1.1). Ένα από τα προβλήματα που αντιμετωπίζονται για την υλοποίηση της τυπολογίας που προστάζει η Οδηγία 2000/60/Ε.Κ. είναι η υπερ- απλούστευση της 10

11 προσέγγισης από επιστημονικής άποψης, καθώς υπάρχει μεγάλη ποικιλομορφία ενδιαιτημάτων μέσα σε έναν τύπο επιφανειακών υδάτων και υδατικού σώματος (Borja 2005). Πίνακας 1.1 Τύποι παράκτιων υδάτων με βάση το υπόστρωμα και το βάθος πυθμένα (Carletti & Heiskanen 2009, με τροποποίηση). 1 Τα υποστρώματα του θαλάσσιου βυθού σε έναν τύπο επιφανειακών υδάτων σε πολλές περιπτώσεις διαφέρουν, 2 η διαίρεση του βάθους βασίζεται σε εύρος βάθους 40 m και σε απόσταση από την ακτή 1 ναυτικό μίλι Τύπος Όνομα τύπου Υπόστρωμα 1 Βάθος 2 CW-M1 Βραχώδης ρηχή ακτή Βραχώδες Ρηχά CW-M2 Βραχώδης βαθειά ακτή Βραχώδες Βαθειά CW-M3 Ιζηματογενής ρηχή ακτή Ιζηματογενές Ρηχά CW-M4 Ιζηματογενής βαθειά ακτή Ιζηματογενές Βαθειά 1.2 Βενθικά μακροασπόνδυλα ως βιοδείκτες Τα βενθικά μακροασπόνδυλα αποτελούν ένα εύχρηστο εργαλείο για την εκτίμηση της οικολογικής κατάστασης των παράκτιων υδάτων. Μελέτες έχουν δείξει ότι αποκρίνονται, σε σχετικά μικρό χρονικό διάστημα, σε ποικίλες πιέσεις, οι οποίες οφείλονται είτε σε ανθρωπογενείς είτε σε φυσικούς παράγοντες (Dauer 1993, Levin 2000). Τα βενθικά μακροασπόνδυλα έχουν προταθεί ως οι πλέον κατάλληλοι βιοδείκτες για την εκτίμηση της ρύπανσης των θαλάσσιων οικοσυστημάτων (Pearson & Rosenberg 1978, Gray & Mirza 1979, Bilyard 1987, Levin 2000, Pocklington & Wells 1992, Rosenberg 2001, Simboura & Zenetos 2002). Ορισμένα χαρακτηριστικά που τα καθιστούν κατάλληλα είναι: η ευρεία κατανομή τους σε διαφορετικούς τύπους ενδιαιτημάτων (σκληρό και κινητό υπόστρωμα) η σταθερή σύνθεση και δομή των βιοκοινοτήτων τους κάτω από ορισμένες φυσικές συνθήκες η μεγάλη αφθονία ειδών και ατόμων η μικρή κινητικότητα και επομένως η αντιπροσωπευτική καταγραφή της οικολογικής κατάστασης μιας περιοχής 11

12 η ποικιλία ειδών με διαφορετικούς λειτουργικούς ρόλους (τροφικούς τύπους, στρατηγικές ζωής, κ.τ.λ.), που παρουσιάζουν ένα ευρύ φάσμα ανθεκτικότητας σε περιβαλλοντικές πιέσεις η άμεση απόκριση σε περιβαλλοντικές και ανθρωπογενείς μεταβολές η ομοιότητα των διάφορων τύπων οικοτόπων που συναντώνται στη Μεσογειακή οικοπεριοχή Ωστόσο, ένα από τα προβλήματα που δημιουργείται κατά τη διάρκεια της μελέτης αυτών των οργανισμών είναι η εποχική και χρονική μεταβλητότητα που παρουσιάζει ο κύκλος ζωής τους. Για την εκτίμηση της ποιότητας των παράκτιων υδάτων έχουν προταθεί διάφοροι πολυμετρικοί βιοδείκτες με τη χρήση των τριών βιοτικών στοιχείων (φυτοπλαγκτό, υδάτινη χλωρίδα και βενθικά μακροασπόνδυλα) (Birk et al. 2012). Ορισμένα μάλιστα βιολογικά στοιχεία έχουν διαβαθμονομηθεί στις οικοπεριοχές της Ευρωπαϊκής Κοινότητας (Poikane et al. 2014). Ωστόσο, για τα βενθικά μακροασπόνδυλα έχει πραγματοποιηθεί διαβαθμονόμηση μόνο των ιζηματογενών ενδιαιτημάτων, ενώ για τα ενδιαιτήματα σκληρού υποστρώματος δεν έχει προταθεί κάποιος ολοκληρωμένος δείκτης (Borja et al. 2009). Οι διαθέσιμοι βιοδείκτες για αυτά τα ενδιαιτήματα είναι αποκλειστικά (Orfanidis et al. 2001, Ballesteros et al. 2007, Juanes et al. 2008, Wells et al. 2007) ή εν μέρει (Hiscock et al. 2005, Díez et al. 2012, O Connor 2013) βασισμένοι στην υδάτινη χλωρίδα. Αυτό, πιθανώς, να οφείλεται κυρίως στις διαφορετικές μεθόδους δειγματοληψίας που εφαρμόζονται στα συστήματα αυτά, στη σημαντική απουσία/ παρουσία και πυκνότητα των ειδών, καθώς επίσης κι στη διαφορετική μεθοδολογία που εφαρμόζεται για την εκτίμηση της ποιότητας σε σχέση με τις αντίστοιχες του κινητού υποστρώματος (Borja et al. 2009). Έτσι, από την Οδηγία 2000/60/Ε.Κ. λείπει μια μέθοδος που βασίζεται αποκλειστικά στα βενθικά μακροασπόνδυλα για το σκληρό υπόστρωμα (Birk et al. 2012). Τρεις δείκτες που χρησιμοποιούνται ευρέως για την εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας των παράκτιων συστημάτων κινητού υποστρώματος με τη χρήση των βενθικών μακροασπονδύλων είναι οι AMBI (Borja et al. 2000) και BOPA (Dauvin & Ruellet 2007) για την περιοχή του Ατλαντικού Ωκεανού και ο BENTIX (Simboura & Zenetos 2002) για τη Μεσόγειο θάλασσα. Η εφαρμογή των δεικτών αυτών στηρίζεται στον βαθμό ευαισθησίας ή ανθεκτικότητας των βενθικών μακροασπονδύλων στην οργανική ρύπανση. Παρόλο που οι δείκτες αυτοί βασίζονται στις μακροβενθικές κοινότητες που διαβιούν στο κινητό υπόστρωμα, ο 12

13 δείκτης BENTIX έχει παρουσιάσει σχετικά καλές επιδόσεις σε ενδιαιτήματα σκληρού υποστρώματος, σεσχέση με άλλους δείκτες όπως ο AMBI (Simboura et al. 2005, Vinagre et al. 2016). Πρόσφατα προτάθηκε από τους Vinagre et al. (2017) ο πολυμετρικός δείκτης RMAT (Rocky shore Macroinvertebrates Assessment Tool) για την εκτίμηση της κατάστασης των παράκτιων υδάτων σε βραχώδεις ακτές. 1.3 Μελέτη τεχνητών οικοσυστημάτων Παρόλο που έχουν τεθεί οι βάσεις για τη μελέτη της ποιότητας των παράκτιων υδάτων, εντοπίζονται πολλά κενά στη διαχείριση οικοσυστημάτων με ιδιαίτερα χαρακτηριστικά, όπως είναι τα τροποποιημένα παράκτια περιβάλλοντα. Στην Ευρώπη περίπου το 6,5% των ακτών της είναι τροποποιημένο, ενώ το ποσοστό αυξάνεται σε 14% εάν ληφθούν υπόψη οι τεχνητές δομές και έργα (Liquete et al. 2013). Η ανάγκη για τη μελέτη και την ορθή διαχείρισή τους εκφράστηκε στους στόχους του 7ου προγράμματος δράσης για το περιβάλλον της Ε.Ε. ( ). Τα τεχνητά οικοσυστήματα, όπως είναι τα λιμάνια ή τα θαλάσσια αστικά μέτωπα των πόλεων συνιστούν συστήματα υψηλής προτεραιότητας, καθώς συνδέονται άμεσα με την οικονομική, κοινωνική και πολιτισμική ανάπτυξη των αστικών κέντρων. Οι πολιτικές που αφορούν στην ανάπλαση των θαλάσσιων αστικών μετώπων απασχολούν όλο και περισσότερο τους φορείς διοίκησης (Sairinen & Kumpulainen 2006). Στις παραθαλάσσιες πόλεις η ανάγκη για πρόσβαση σε μια δημόσια προκυμαία, η οποία θα διατηρεί τη βιοποικιλότητα της περιοχής, αποτελεί ζήτημα αστικής πολιτικής. Σύμφωνα με τους Sairinen & Kumpulainen (2006), για τον σχεδιασμό ενός λειτουργικού θαλάσσιου μετώπου, θα πρέπει να μελετώνται 4 διαφορετικές κοινωνικές διαστάσεις: (1) η ταυτότητα και οι πόροι της περιοχής, (2) η ταυτότητα της κοινότητας των ανθρώπων που κατοικούν σε αυτή, (3) η πρόσβαση σε δραστηριότητες και (4) η επαφή με το περιβάλλον, μέσω δημιουργίας ερεθισμάτων. Φυσικά, στην περίπτωση κατά την οποία μια πόλη φιλοξενεί και ένα εμπορικό λιμάνι, η προβληματική συνύπαρξη των λιμενικών λειτουργιών με το ευρύτερο αστικό περιβάλλον καθίσταται προβληματική (Hoyle 2000). Τις τελευταίες δεκαετίες έχουν προταθεί νέα σχέδια ανάπλασης, όπως ο «οικολογικός σχεδιασμός», που επιδιώκουν την άμβλυση των περιβαλλοντικών επιπτώσεων και την ανάκτηση των χαμένων υπηρεσιών του οικοσυστήματος στα αστικά συγκροτήματα (Dyson & Yocom 2015). Στην περίπτωση των αστικών 13

14 προκυμαιών αυτές οι προσεγγίσεις στοχεύουν στην κατανόηση των παραγόντων που συμβάλλουν στη φτωχή λειτουργικότητα του οικοσυστήματος σε διαφορετική χωρική και χρονική κλίμακα, ώστε να γίνει κατάλληλος σχεδιασμός υποδομών που θα υποστηρίξουν τις διεργασίες και τις υπηρεσίες του οικοσυστήματος, δίνοντας έμφαση στην οικολογική δομή (Toft et al. 2013). Τέτοιου είδους έρευνες, που προσανατολίζονται στον οικολογικό σχεδιασμό, έχουν πραγματοποιηθεί στην Αυστραλία, Αμερική, Ιαπωνία, Καναδά και Ιταλία (Dyson & Yocom, 2015). Στην Ελλάδα, ένα πρόγραμμα το οποίο θα προσπαθήσει να εντάξει το θαλάσσιο στοιχείο στην καθημερινότητα του πολίτη επιλέχθηκε να πραγματοποιηθεί στη Θεσσαλονίκη, μια παραθαλάσσια πόλη με τον μεγαλύτερο λιμένα διαμετακομιστικού εμπορίου της χώρας (Γραφείο Αστικής Ανθεκτικότητας 2016). Χαρακτηριστικά προβλήματα των συστημάτων αυτών είναι η μειωμένη οικολογική ποιότητα των νερών, η οποία οφείλεται στα αυξημένα ρυπαντικά φορτία που προκαλούν οι ανθρώπινες δραστηριότητες, καθώς επίσης και η αυξημένη τάση εισβολής αλλόχθονων ειδών, τα οποία διαταράσσουν την ισορροπία του οικοσυστήματος (Baxevanis & Chintiroglou 2000, Chintiroglou & Antoniadou 2009). Οι συνθήκες που επικρατούν τόσο στον πυθμένα (ιζηματογενές υπόστρωμα) όσο και στο κρηπίδωμα 1 των λιμανιών και των θαλάσσιων αστικών μετώπων είναι σημαντικά διαφοροποιημένες τόσο από τα αντίστοιχα φυσικά συστήματα, όσο και από τα τροποποιημένα, με αποτέλεσμα να είναι μοναδικές σε κάθε περιοχή. Το υπόστρωμα των κρηπιδωμάτων αποτελείται συνήθως από υλικά, όπως σκυρόδεμα και ξύλο παράλληλα, η διάταξη των επιφανειών (προβλήτες, πάσαλοι), οδηγούν σε διαφορετικής σύνθεσης βιοκοινότητες, οι οποίες διαφέρουν φυσιογνωμικά από τις φυσικές (Connell & Glasby 1999). Επιπροσθέτως, η ομοιογενής κατασκευαστική δομή του κρηπιδώματος επιφέρει έλλειψη μικροενδιαιτημάτων, γεγονός που μειώνει εξαιρετικά την ποικιλότητα ειδών των συνευρέσεων που διαμορφώνονται πάνω σε αυτό (Chapman & Bulleri 2003, Bulleri 2005, Dyson & Yocom 2015). Ένα μεγάλο ποσοστό των ειδών που συγκροτούν τις βιοκοινότητες αποτελείται από κοσμοπολίτικα είδη, τα οποία παρουσιάζουν ανθεκτικότητα σε περιβαλλοντικές αλλαγές. Είναι έντονη η παρουσία αλλόχθονων ειδών, τα οποία μεταφέρονται κατά κύριο λόγο με τη ναυσιπλοΐα. Τα είδη αυτά φαίνεται να υπάρχουν με μεγαλύτερη αφθονία ατόμων σε τεχνητές δομές απ ότι στις φυσικές (Bulleri 2005). Έτσι, οι βιοκοινότητες των περιοχών αυτών παρουσιάζουν υπόστρωμα. 1 Η πλατφόρμα του λιμανιού ή της προκυμαίας, που αποτελεί ένα κάθετο τεχνητό σκληρό 14

15 ιδιαιτερότητες σε σύνθεση και λειτουργία. Ένα ακόμη πρόβλημα εντοπίζεται στην εξ ορισμού υποβαθμιση της ποιότητας που χαρακτηρίζει τα συστήματα αυτά. 1.4 Σκοπός Κύριο στόχο της παρούσας εργασίας αποτελεί η εύρεση ενός κατάλληλου, αξιόπιστου και εύχρηστου τρόπου αποτύπωσης της οικολογικής κατάστασης σε ενδιαίτηματα τεχνητού σκληρού υποστρώματος (κρηπιδώματα). Για τον σκοπό αυτό μελετήθηκε η μακρο- και μεγα- πανίδα, καθώς επίσης και δύο είδη δείκτες της περιοχής, οι αχινοί Paracentrotus lividus και Arbacia lixula. Στο πλαίσιο της διερεύνησης αυτής έγινε προσπάθεια αξιολόγησης της οικολογικής ποιότητας του παράκτιου συστήματος του όρμου της Θεσσαλονίκης, με βάση τη μακροπανίδα και μεγαπανίδα, τη χρονική περίοδο του Φεβρουαρίου- Ιουνίου Η επιλογή του συγκεκριμένου ενδιαίτηματος (κρηπίδωμα) έγινε καθώς προκαταρκτικές αδημοσίευτες έρευνες έδειξαν πως η σύνθεση της μεγαπανίδας μπορεί να αποτυπώσει την οικολογική κατάσταση των υδάτων, μιας παράκτιας περιοχής. Η αναγκαιότητα του ερευνητικού αυτού στόχου προκύπτει από την απουσία μέχρι σήμερα, κάποιου βιοτικού δείκτη που να χρησιμοποιείται στα συστήματα αυτά. Εξάλλου, η οικολογική κατάσταση των υδάτων μιας παραθαλάσσιας πόλης, όπου η προκυμαία αποτελεί πόλο έλξης για την πλειοψηφία των πολιτών της και των επισκεπτών αυτής, κρίνεται ως ιδιαίτερα σημαντική. 15

16 2. Περιοχή Μελέτης 2.1 Γενική περιγραφή Ο Θερμαϊκός Κόλπος βρίσκεται στη Μεσόγειο θάλασσα, βορειοδυτικά του Αιγαίου Πελάγους. Αποτελεί έναν κλειστό και σχετικά ρηχό κόλπο. Η λεκάνη απορροής του υπολογίζεται στα km 2 (Anagnostou & Krestenitis 2007). Ανατολικά εντοπίζεται η χερσόνησος της Κασσάνδρας, ενώ δυτικά τα παράλια του Νομού Πιερίας και βόρεια η ακτογραμμή της πόλης Θεσσαλονίκης. Στα δυτικά του κόλπου εκβάλλουν οι ποταμοί Γαλλικός, Αξιός, Λουδίας, Αλιάκμονας, με μέση ετήσια παροχή 39,5 m 3 /s, 158 m 3 /s, 23 m 3 /s και 73 m 3 /s, αντίστοιχα, (Poulos et al. 2000) και ο Δενδροπόταμος, ο οποίος είναι χαμηλής ροής. Ανατολικά εκβάλλει ο ποταμός Ανθεμούντας. Μορφολογικά ο Θερμαϊκός Κόλπος χωρίζεται (Poulos et al. 2000): 1. Στον όρμο της Θεσσαλονίκης, ο οποίος βρίσκεται βόρεια και στον οποίο εκτείνεται το πολεοδομικό συγκρότημα της Θεσσαλονίκης. Το νοητό όριο της περιοχής ενώνει τη θέση Παλιομάνα και Μικρό έμβολο και το μέγιστο βάθος φτάνει τα 25 m. 2. Στον κόλπο της Θεσσαλονίκης, ο οποίος εκτείνεται ανάμεσα στα ακρωτήρια του Βαρδάρη και του Μικρού έμβολου, με μέγιστο βάθος 35 m. 3. Στον εξωτερικό Θερμαϊκό κόλπο, που εκτείνεται έως το ακρωτήρι του Ποσειδίου και του Πλαταμώνα. Το βάθος δεν ξεπερνά τα 200 m. Το παράκτιο σύστημα του κόλπου έχει αξιοσημείωτη οικολογική σημασία εξαιτίας, κυρίως, των ποτάμιων εκβολών και ελών, των λιμνοθαλασσών Καλοχωρίου, Επανομής και Αγγελοχωρίου, των αλυκών Κίτρους και των υγροτόπων της Νέας Φώκαιας στην Κασσάνδρα Χαλκιδικής. Οι παραπάνω περιοχές εντάσσονται στο δίκτυο Natura 2000 (Οδηγία 92/43/ΕΟΚ), προστατεύονται από τη Διεθνή Σύμβαση Ramsar και από την ελληνική νομοθεσία (Εθνικό Πάρκο, καταφύγια άγριας ζωής). 2.2 Κλιματικές και υδρογραφικές συνθήκες Το κλίμα της περιοχής είναι μεσογειακό. Η θερμοκρασία του αέρα κυμαίνεται από 0 έως 38 ο C. Η ετήσια βροχόπτωση υπολογίζεται στα 480 mm και 16

17 διαρκεί από τον Οκτώβριο έως τον Ιανουάριο και από το Μάρτιο έως τον Ιούνιο (Balopoulos & Friligos 1993, Poulos et al. 2000). Το νερό των βροχών από τις γύρω περιοχές καταλήγει στη θάλασσα σε σύντομο χρονικό διάστημα (Balopoulos & Friligos 1993). Στην περιοχή κυριαρχούν οι βόρειοι άνεμοι. Το χειμώνα φυσούν, κυρίως, έντονοι βόρειοι- βορειοδυτικοί άνεμοι (Βαρδάρης), ενώ το καλοκαίρι βόρειο- βορειοανατολικοί άνεμοι με ταχύτητα μεγαλύτερη από 6 m/s (Poulos et al. 2000). Όταν το καλοκαίρι δε φυσούν αυτοί οι άνεμοι, επικρατεί μια αύρα με νότιονοτιοανατολική κατεύθυνση, ταχύτητας 5-10 cm/s. Οι άνεμοι αποτελούν έναν από τους βασικότερους παράγοντες κυκλοφορίας των νερών του Θερμαϊκού κόλπου (Γκανούλης και συν. 1991). Η διεύθυνση και η ένταση των ανέμων μεταβάλλονται τακτικά (ώρες, μέρες), με αποτέλεσμα να αλλάζει συνεχώς η κυκλοφορία των θαλάσσιων μαζών. Μόνο σε κλίμακα μακρών χρονικών περιόδων, όπως το καλοκαίρι και ο χειμώνας παρουσιάζουν ένα σταθερό πρότυπο. Οι κινήσεις των θαλάσσιων μαζών του Θερμαϊκού κόλπου διαμορφώνονται από τις πυκνομετρικές διαφορές και τους ανέμους, ενώ τα παλιρροιακά ρεύματα είναι ασήμαντα (δεν υπερβαίνουν τα 30 cm και ταχύτητα 5 m/s) (Γκανούλης και συν. 1991, Ganoulis 2009). Πιο συγκεκριμένα, το δυτικό τμήμα του κόλπου δέχεται μεγάλες ποσότητες γλυκού νερού από τα ποτάμια, με αποτέλεσμα οι μικρότερης αλατότητας μάζες να κινούνται από το εσωτερικό του κόλπου προς τα έξω και παράλληλα με τις δυτικές ακτές (Poulos et al. 2000). Αντιθέτως, οι μεγαλύτερης αλατότητας μάζες έρχονται από το Αιγαίο πέλαγος προς το εσωτερικό του κόλπου από την ανατολική και κεντρική του πλευρά. Τα επιφανειακά ρεύματα ακολουθούν την κατεύθυνση των ανέμων, ενώ τα βαθύτερα στρώματα έχουν, συνήθως, αντίθετη κατεύθυνση από τα επιφανειακά. Έτσι, ανάλογα με την κατεύθυνση των ανέμων (Ν-ΝΑ το καλοκαίρι και Β-ΒΔ το χειμώνα) παρατηρείται ένα πρότυπο «κυκλωνικής- αντικυκλωνικής» κίνησης θαλάσσιων μαζών στο εσωτερικό του κόλπου (Εικόνα 2.1) (Γκανούλης και συν. 1991, Ganoulis 2009). Η ανανέωση των υδάτινων μαζών γίνεται με είσοδο από το Μικρό έμβολο και έξοδο από την περιοχή της Παλιομάνας. Γενικά, τα νερά αναμιγνύονται ικανοποιητικά κατά τους χειμερινούς μήνες, ενώ κατά το καλοκαίρι δημιουργείται ισχυρή στρωμάτωση, καθιστώντας ευνοϊκότερες τις συνθήκες για αύξηση της ρύπανσης (Ganoulis 2009). 17

18 Εικόνα 2.1 Κινήσεις μαζών νερού στο Θερμαϊκό Κόλπο για (a) Ν-ΝΑ και (b) Β-ΒΔ άνεμο. A: αντικυκλωνική, C: κυκλωνική κυκλοφορία. (Ganoulis 2009, τροποποιημένο από Γκανούλης και συν. 1991). 2.3 Ανθρωπογενείς πιέσεις και προβλήματα ρύπανσης Ο Θερμαϊκός κόλπος συνδέεται με ποικίλες ανθρώπινες δραστηριότητες, οι οποίες σε συνδυασμό με τη γεωμορφολογία της περιοχής, συντελούν στην αύξηση των ρυπογόνων φορτίων σε αυτόν. Δραστηριότητες όπως, η αλιεία, η οστρακοκαλλιέργεια, η ναυσιπλοΐα, οι αγροτικές και κτηνοτροφικές εγκαταστάσεις, η έντονη αστικοποίηση, η βιομηχανική δραστηριότητα και ο τουρισμός αυξάνουν τα επίπεδα ρύπανσης. Οι συγκεντρώσεις φωσφορικών, αμμωνιακών, νιτρικών και νιτρωδών ιόντων τόσο στον όρμο και τον κόλπο της Θεσσαλονίκης, όσο και στη βορειοδυτική περιοχή εκτός του κόλπου είναι αυξημένες καθόλη τη διάρκεια του έτους (Balopoulos & Friligos 1993). Αποτέλεσμα είναι η τροφική κατάσταση του κόλπου να χαρακτηρίζεται ως εύτροφη (SoHelME 2005). Μέχρι το 1998 το σύστημα αποχέτευσης της Θεσσαλονίκης ήταν παντορροϊκό, με αποτέλεσμα να οδηγούνται ανεπεξέργαστα λύματα από την περιοχή του Λευκού Πύργου στη θάλασσα, μέσω ενός υποβρύχιου αγωγού, σε απόσταση 800 m και βάθος 12 m. Αυτό είχε σαν αποτέλεσμα την επικράτηση αυξημένων τιμών θρεπτικών στον όρμο και τον κόλπο της Θεσσαλονίκης (Samanidou et al. 1987). Επιπρόσθετα, η οικολογική κατάσταση επιβαρυνόταν ιδιαίτερα από τα απόβλητα της βιομηχανικής περιοχής (ΒΙ.ΠΕ.Θ.), που φιλοξενούσε βυρσοδεψία, σφαγεία, μεγάλες μονάδες, όπως η ΕΚΟ, ΒΙΟΧΑΛΚΟ, JET OIL, μονάδες 18

19 παραγωγής χρωμάτων και φυτοφαρμάκων κ.ά. (προσωπική επικοινωνία με τον καθηγητή Χαρίτων Σαρλ Χιντήρογλου). Σήμερα, καταλήγουν καθημερινώς στον κόλπο m 3 επεξεργασμένων λυμάτων και m 3 επεξεργασμένα βιομηχανικά απόβλητα (Ε.Υ.Α.Θ., ενώ μονάδες όπως τα βυρσοδεψία έχουν απομακρυνθεί από την περιοχή. Ωστόσο, οι αγωγοί ομβρίων εξακολουθούν να καταλήγουν με φυσική ροή στη θάλασσα, με αποτέλεσμα οι ρύποι της πόλης να κατευθύνονται απευθείας σε αυτή. Ο κόλπος επιβαρύνεται, επίσης, με θρεπτικά και άλλα ρυπαντικά φορτία, τα οποία προέρχονται από τους ποταμούς που εκβάλλουν σε αυτόν. Με την παροχή των ρεόντων υδάτων μεταφέρονται οργανικά φορτία, φυτοφάρμακα, λιπάσματα, αλλά και βιομηχανικά απόβλητα και αστικά λύματα των πόλεων γύρω από τους ποταμούς (Balopoulos & Friligos 1993). Η αύξηση των θρεπτικών από τους ποταμούς είναι μεγαλύτερη κατά τη διάρκεια του χειμώνα και την άνοιξη, εξαιτίας της μεγάλης παροχής των ποταμιών, ενώ το καλοκαίρι και το φθινόπωρο είναι μειωμένη (Karageorgis et al. 2005). 19

20 3. ΜΕΘΟΔΟΙ ΚΑΙ ΥΛΙΚΑ 3.1 Σταθμοί Δειγματοληψίας Στο πλαίσιο της παρούσας έρευνας πραγματοποιήθηκαν δειγματοληψίες σε 7 παράκτιους σταθμούς (Πίνακας 3.1). Οι πέντε (5) από αυτούς βρίσκονταν στην προκυμαία κατά μήκος του αστικού μετώπου της Θεσσαλονίκης και οι δύο (2) στην προβλήτα των λιμανιών της Νέας Μηχανιώνας και του Πόρτο Κουφό (Εικόνα 3.1). Πίνακας 3.1 Σταθμοί δειγματοληψίας, συμβολισμός και τύπος μεθοδολογίας ανά σταθμό. (Μεθοδολογία 1: Μελέτη μακροβενθικών συνευρέσεων, Μεθοδολογία 2: Μελέτη μεγαβενθικών συνευρέσεων, Μεθοδολογία 3: Βιομετρία αχινών) Περιοχή Θέσεις δειγματοληψιών Συμβολισμός Μεθοδολογία Λιμάνι Θεσσαλονίκης Στ.1 Λευκός Πύργος Στ.2 Θεσσαλονίκη Μακεδονία Παλλάς Στ.3 Όμιλος Φίλων Θαλάσσης Στ.4 Μέγαρο Μουσικής Στ.5 Νέα Μηχανιώνα Λιμάνι Μηχανιώνας Στ.Μ Πόρτο Κουφό Λιμάνι Πόρτο Κουφό Στ.ΠΚ Εικόνα 3.1 Χάρτης της ευρύτερης περιοχής μελέτης, όπου απεικονίζονται οι 7 σταθμοί δειγματοληψίας στο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης (Στ.1- Στ.5), στο λιμάνι της Νέας Μηχανιώνας (Στ.Μ) και στο λιμάνι του Πόρτο Κουφό (Στ.ΠΚ). 20

21 Σταθμός Λιμάνι Θεσσαλονίκης (Στ.1) Βρίσκεται στο δυτικό τμήμα της πόλης της Θεσσαλονίκης (Ν 40 ο 37 59, Ε 22 ο ) (Εικόνα 3.2). Στο κομμάτι που εισέρχεται στη θάλασσα υπάρχει παράκτιο φυσικό σκληρό υπόστρωμα με μέσο βάθος 1 m. Εξαιτίας της κλειστής κατασκευής του λιμανιού (σε σχήμα Γ) στο σημείο αυτό παρατηρείται συχνά συγκέντρωση φερτών υλικών (απορρίματα, φυτικό υλικό, κ.ά.) που μεταφέρονται με τα θαλάσσια ρεύματα. Εικόνα 3.2 Θέση δειγματοληψίας στο σταθμό Λιμάνι Θεσσαλονίκης (Στ.1), στο αστικό θαλάσσιο μέτωπο της Θεσσαλονίκης. Σταθμός Λευκός Πύργος (Στ.2) Βρίσκεται στο κέντρο της πόλης Θεσσαλονίκης (Ν 40 ο , Ε 22 ο ), ενώ απέχει από το σταθμό δειγματοληψίας Στ.1 περίπου 1,5 χιλιόμετρο (Εικόνα 3.3). Το σημείο παρουσιάζει έντονη τουριστική δραστηριότητα. Επιπλέον, προσαράζουν μικρά επιβατικά πλοία επηρεάζοντας, έτσι, τη βιοκοινότητα του κρηπιδώματος. 21

22 Εικόνα 3.3 Θέση δειγματοληψίας στο σταθμό Λευκό Πύργο (Στ.2), στο αστικό θαλάσσιο μέτωπο της Θεσσαλονίκης. Σταθμός Μακεδονία Παλλάς (Στ.3) Ο σταθμός έχει συντεταγμένες Ν 40 ο , Ε 22 ο , ενώ απέχει από το σταθμό δειγματοληψίας Στ.3 περίπου 1 χιλιόμετρο (Εικόνα 3.4). Η ανθρώπινη δραστηριότητα που παρατηρήθηκε στην περιοχή ήταν το ερασιτεχνικό ψάρεμα. Εικόνα 3.4 Θέση δειγματοληψίας στο σταθμό Μακεδονία Παλλάς (Στ.3), στο αστικό θαλάσσιο μέτωπο της Θεσσαλονίκης. 22

23 Σταθμός Όμιλος Φίλων Θαλάσσης (Στ.4) Ο σταθμός βρίσκεται ανατολικά (Ν 40 ο , Ε 22 ο ) και απέχει από το σταθμό Στ.3 περίπου 1 χιλιόμετρο (Εικόνα 3.5). Το βάθος κυμαίνεται στα 1,5 m. Στο σταθμό υπάρχει έντονη ανθρώπινη δραστηριότητα εξαιτίας των εγκαταστάσεων του Ναυτικού Ομίλου, ενώ παρατηρήθηκαν και ερασιτέχνες αλιείς. Για να διαπιστωθούν τυχόν αλλαγές στη βιοκοινότητα του κρηπιδώματος εσωτερικά και εξωτερικά του κυματοθραύστη, η μεθοδολογία 2, καθώς και η μέτρηση των φυσικών και χημικών παραμέτρων πραγματοποιήθηκε και από τις δύο πλευρές. Εικόνα 3.5 Θέση δειγματοληψίας στο σταθμό Όμιλος Φίλων Θαλάσσης (Στ.4), στο αστικό θαλάσσιο μέτωπο της Θεσσαλονίκης. Οι μετρήσεις των αβιοτικών παραμέτρων έγιναν στις δύο πλευρές του κυματοθραύστη. Σταθμός Μέγαρο Μουσικής (Στ.5) Ο σταθμός έχει συνταταγμένες Ν 40 ο , Ε 22 ο , ενώ απέχει από το σταθμό δειγματοληψίας Στ.4 περίπου 1,5 χιλιόμετρο (Εικόνα 3.6). Καθόλη τη διάρκεια της έρευνας παρατηρήθηκε ήπια δραστηριότητα ερασιτεχνικής αλιείας. 23

24 Εικόνα 3.6 Θέση δειγματοληψίας στο σταθμό Μέγαρο Μουσικής (Στ.5), στο αστικό θαλάσσιο μέτωπο της Θεσσαλονίκης. Σταθμός Λιμάνι Νέας Μηχανιώνας (Στ.Μ) Το αλιευτικό καταφύγιο της Νέας Μηχανιώνας βρίσκεται εξωτερικά του Θερμαϊκού Κόλπου (Ν 40 ο , Ε 22 ο ) και έχει βορειοδυτικό προσανατολισμό (Εικόνα 3.7). Σύμφωνα με στοιχεία του Λιμεναρχείου Μηχανιώνας το λιμάνι φιλοξενεί το μεγαλύτερο στόλο σκαφών μέσης αλιείας στην Ελλάδα, με 48 μηχανότρατες και 61 σκάφη παράκτιας αλιείας (Γεωργιάδης 2014). Εξαιτίας των ιδιαιτεροτήτων της κατασκευής του λιμενοβραχίονα έχουν δημιουργηθεί διαφορετικές συνθήκες εσωτερικά και εξωτερικά αυτού. Στην παρούσα μελέτη επιλέχθηκε ως σημείο αναφοράς για τη μελέτη της μακρο- και μεγα- πανίδας, διότι βρίσκεται εντός του Θερμαϊκού κόλπου, οπότε αναμένεται οι φυσικές και χημικές συνθήκες να είναι παρόμοιες, ενώ η ανθρώπινες πιέσεις (όπως η διέλευση σκαφών και η χρήση της προβλήτας από τους κατοίκους της περιοχής για αναψυχή) θεωρούνται πιο ήπιες σε σχέση με το θαλάσσιο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης. 24

25 Εικόνα 3.7 Θέση δειγματοληψίας στο σταθμό Λιμάνι Νέας Μηχανιώνας (Στ.Μ) στο λιμάνι της Μηχανιώνας. Οι μετρήσεις των αβιοτικών παραμέτρων έγιναν στις δύο πλευρές του λιμενοβραχίονα. Σταθμός Λιμάνι Πόρτο Κουφό (Στ.ΠΚ) Βρίσκεται στο δεύτερο πόδι της Χαλκιδικής (Ν 39 ο , Ε 22 ο ) στον Τορωναίο κόλπο (Εικόνα 3.8). Το λιμάνι φιλοξενεί τους τοπικούς αλιείς, καθώς επίσης και τουριστικά σκάφη κατά τη θερινή περίοδο. Εικόνα 3.8 Θέση δειγματοληψίας στο σταθμό Λιμάνι Πόρτο Κουφό (Στ.ΠΚ), στο Πόρτο Κουφό Χαλκιδικής. Η δειγματοληψία έγινε σε όλο το μήκος της προβλήτας. 25

26 3.2 Μέτρηση φυσικών και χημικών παραμέτρων της υδάτινης στήλης Σε κάθε σταθμό δειγματοληψίας πραγματοποιήθηκαν μετρήσεις των βασικών φυσικών και χημικών παραμέτρων της υδάτινης στήλης: θερμοκρασία (Τ, o C), αλατότητα (S, psu), αγωγιμότητα (C, μs/cm), θολερότητα (Tur, NTU) και ph. Οι μετρήσεις έγιναν με τη χρήση αυτογραφικού οργάνου TOA- DKK WQC- 24, σε βάθος περίπου 1 m σε μηνιαία βάση (Στ.1 έως Στ.5) από τον Φεβρουάριο 2016 έως τον Ιούνιο Στον σταθμό δειγματοληψίας Στ.Μ, μετρήσεις έγιναν ανά δύο μήνες. 3.3 Μακροβενθικές κοινότητες Δειγματοληψία Πραγματοποιήθηκε εφάπαξ δειγματοληψία για τη συλλογή βενθικών μακροασπονδύλων στις 19 και 20 Φεβρουαρίου 2016, σε δύο σταθμούς κατά μήκος του αστικού θαλάσσιου μετώπου της Θεσσαλονίκης (Στ.1 και Στ.3) και σε ένα σταθμό στο λιμάνι της Ν. Μηχανιώνας (Στ.Μ). Από κάθε θέση δειγματοληψίας συλλέχθηκαν 2 επαναληπτικά δείγματα από το κρηπίδωμα της προκυμαίας (τεχνητό σκληρό υπόστρωμα κάθετης κλίσης), με απόχη που έφερε δίχτυ με άνοιγμα ματιού 0,5 mm (Εικόνα 1, Παραρτήματος Ι). Η σύρση της απόχης διαστάσεων 20 x 20 cm έγινε σε έκταση ίση με το διπλάσιο της επιφάνειας του πλαισίου της, ώστε να καλύπτονται οι προϋποθέσεις ελάχιστης δειγματοληπτικής επιφάνειας (Elliot 1971, Stirn 1981). Στον σταθμό δειγματοληψίας Στ.1, εξαιτίας της φτωχής φυκοκάλυψης συλλέχθηκε ένα δείγμα από το κρηπίδωμα και ένα δεύτερο επαναληπτικό δείγμα από το φυσικό σκληρό υπόστρωμα οριζόντιας κλίσης. Στο σταθμό Στ.Μ πραγματοποιήθηκε συλλογή δειγμάτων στην εσωτερική κι εξωτερική πλευρά του λιμανιού. Όλα τα δείγματα τοποθετήθηκαν σε δοχεία χωρητικότητας 5 l με θαλασσινό νερό και μεταφέρθηκαν στο εργαστήριο Επεξεργασία δειγμάτων μακροπανίδας Στο εργαστήριο και αμέσως μετά τη συλλογή των δειγμάτων, προστέθηκε φορμαλδεϋδη σε κάθε δείγμα (διάλυμα φορμαλδεΰδης- θαλασσινού νερού 10%), για τη συντήρηση τους. 26

27 Η αρχική επεξεργασία των δειγμάτων περιλάμβανε τη διαδικασία της διαλογής (sorting) των οργανισμών (βενθικά μακροασπόνδυλα) και παράλληλα του διαχωρισμού τους σε επίπεδο ανώτερων ταξινομικών ομάδων με τη χρήση στερεοσκοπίου (Novex RZT- SF). Πριν τη διαλογή, κάθε δείγμα ξεπλυθηκαν με άφθονο νερό για την απομάκρυνση της φορμαλδεΰδης σε κόσκινο διαμέτρου 0,5 mm για τη συγκράτηση της μακροπανίδας. Στη συνέχεια, κάθε ανώτερη ταξινομική ομάδα ταξινομήθηκε στο κατώτερο δυνατό επίπεδο (είδους ή γένους) με τη χρήση στερεοσκοπίου (Novex RZT- SF) και μικροσκοπίου (Carl Zeiss Axiostar Plus Transmitted- Light). Για την αναγνώριση και ταξινόμηση των ταξινομικών ομάδων χρησιμοποιήθηκαν συγγράμματα εξειδικευμένης ταξινόμησης (κλείδες) της διεθνούς βιβλιογραφίας. Παράλληλα, έγινε η καταμέτρηση του αριθμού των ατόμων κάθε τάξου. Τα επιστημονικά ονόματα των ταξινομικών ομάδων ελέγχθηκαν σύμφωνα με την ηλεκτρονική βάση δεδομένων WoRMS ( Τα καρκινοειδή και τα μαλάκια αναγνωρίστηκαν σε επίπεδο είδους ή γένους, οι πολύχαιτοι σε επίπεδο οικογένειας, ενώ, τα Anthozoa, Chaetognatha, Foraminifera, Nemertina, Nematoda, Oligochaeta και Platyhelminthes δεν ταξινομήθηκαν περαιτέρω. Επιπλέον, όλα τα δείγματα είχαν σε αφθονία γόνο από το κοινό μεσογειακό μύδι Mytiluς galloprovicialis, που δεν καταμετρήθηκε και δεν συμπεριλήφθηκε στα αποτελέσματα της εργασίας. Για την εκτίμηση της υγρής βιομάζας ως «νωπό βάρος φορμόλης» (Crisp 1971) χρησιμοποιήθηκε ηλεκτρονικός ζυγός ακριβείας χιλιοστού του γραμμαρίου τύπου A&D FX-300. Εκτός της μακροπανίδας συλλέχθηκαν και οι φυτικοί οργανισμοί που υπήρχαν στα δείγματα. Τα κυρίαρχα φύκη ταξινομήθηκαν μακροσκοπικά από την Αναπληρώτρια Καθηγήτρια Παρασκεύη Μαλέα του Τομέα Βοτανικής του Τμήματος Βιολογίας Α.Π.Θ. με τη βοήθεια κλειδών (Burrows 1991, Χαριτωνίδης & Λαζαρίδου 1997). Το φυτικό υλικό κάθε δείγματος ζυγίστηκε, στο σύνολό του, σε ηλεκτρονικό ζυγό ακριβείας για την εκτίμηση της νωπής βιομάζας ως «νωπό βάρος φορμόλης», προκειμένου να εκτιμηθεί η φυτική κάλυψη του κρηπιδώματος. 27

28 3.4 Μεγαβενθικές κοινότητες Δειγματοληψία Για τη μελέτη των μεγαβενθικών βιοκοινοτήτων εφαρμόστηκε υποβρύχια οπτική καταγραφή με τη λήψη βίντεο σε δύο περιόδους (τέλη Απριλίου - αρχές Μαΐου και μέσα Ιουνίου 2016) στους 5 σταθμούς δειγματοληψίας που βρίσκονται στο θαλάσσιο αστικό μέτωπο Θεσσαλονίκης (Στ.1- Στ.5) και το λιμάνι της Νέας Μηχανιώνας (Στ.Μ). Η λήψη πραγματοποιήθηκε με χρήση υποβρύχιας κάμερας GoPro Hero+. Σε κάθε σταθμό δειγματοληψίας βιντεοσκοπήθηκε το κρηπίδωμα της προβλήτας, τοποθετώντας την κάμερα σε απόσταση 0,5 m από την προβλήτα και σε βάθος 0,8-1 m. Για τον σκοπό αυτό, κατασκευάστηκε μια χειρολαβή σχήματος Γ με μήκος 1 m και πλάτος 3 m (Εικόνα 2, Παραρτήματος I). Ο χειριστής, ο οποίος ήταν πάντα ο ίδιος, κατά τη βιντεοσκόπηση κάλυπτε απόσταση 5 m κατά μήκος της προκυμαίας Επεξεργασία υποβρύχιας οπτικής καταγραφής Η μελέτη των βιοκοινοτήτων βασίστηκε στην καταγραφή της ποιοτικής και ημιποσοτικής σύνθεσης της μεγαπανίδας. Από τις βιντεοσκοπήσεις αποκόπηκαν συνολικά 3 επαναληπτικά πλαίσια των 50 x 50 cm 2. Συνολικά, αναλύθηκαν 98 φωτογραφίες για τις δύο περιόδους σε όλους τους σταθμούς δειγματοληψίας. Για την αρχική επεξεργασία των βιντεοσκοπήσεων, χρησιμοποιήθηκε το λογισμικό της υποβρύχιας κάμερας GoPro Studio. H επεξεργασία των στιγμιοτύπων πραγματοποιήθηκε με το λογισμικό photoquad, χρησιμοποιώντας τη μέθοδο ανάλυσης των περιοχών ειδών των Trygonis & Sini (2012). Κατά τη μεθοδολογία αυτή σχεδιάστηκε η περίμετρος του κάθε απεικονιζόμενου στοιχείου, κι έπειτα έγινε η αντιστοίχισή του με μια ταξινομική ομάδα σε μια βιβλιοθήκη ειδών. Παράλληλα, υπολογίστηκαν ορισμένα χαρακτηριστικά της μελετούμενης φωτογραφίας, όπως η έκταση που καταλαμβάνει. Επιπρόσθετα, υπολογίστηκε η πυκνότητα των αχινών που εντοπίστηκε στις βιντεοσκοπήσεις, προσομοιώνοντας τα βίντεο με τη μέθοδο των διατομών (Hayes & Buckland 1983). Οι παραπάνω μεθοδολογίες εντάσσονται στις οπτικές μη επεμβατικές μεθόδους, οι οποίες δεν προκαλούν καταστροφή των βιοκοινοτήτων, προστατεύοντας, έτσι, τα ιδιαίτερα ποιοτικά και ποσοτικά χαρακτηριστικά τους (Antoniadou et al. 2006). Η υποβρύχια 28

29 οπτική καταγραφή θεωρείται επίσης εύκολη στη χρήση, γρήγορη και με μικρό οικονομικό κόστος. 3.5 Βιομετρική Ανάλυση Αχινών Δειγματοληψία Για τη συλλογή αχινών πραγματοποιήθηκαν τρεις επαναληπτικές δειγματοληψίες τους μήνες Μάρτιο, Απρίλιο και Ιούνιο 2016 στους σταθμούς δειγματοληψίας που βρίσκονται στο θαλάσσιο αστικό μέτωπο Θεσσαλονίκης (Στ.1- Στ.5) και το λιμάνι της Νέας Μηχανιώνας (Στ.Μ). Ωστόσο, επειδή στο σταθμό Στ.Μ δε βρέθηκαν αχινοί σε καμία περίοδο, χρησιμοποιήθηκαν για συγκριτικούς σκοπούς δείγματα αχινών που είχαν συλλεχθεί στο λιμάνι του Πόρτο Κουφό (Στ.ΠΚ) τον Ιούνιο Κάθε περίοδο και από κάθε θέση δειγματοληψίας συλλέχθηκαν αχινοί από το κρηπίδωμα της προκυμαίας με απόχη (Εικόνα 3, Παραρτήματος Ι). Στο σταθμό Στ.ΠΚ συλλέχθηκαν 68 άτομα. Τα άτομα που συλλέχθηκαν είχαν διάμετρο >1 cm, έτσι ώστε να είναι δυνατή η αναγνώριση φύλου. Τα δείγματα τοποθετήθηκαν σε δοχεία χωρητικότητας 5 l και μεταφέρθηκαν στο εργαστήριο προκειμένου να γίνει περαιτέρω μελέτη τους Επεξεργασία δειγμάτων αχινών Αμέσως μετά τη συλλογή των δειγμάτων γινόταν συντήρηση των ατόμων σε διάλυμα αλκοόλης 95%. Η επεξεργασία των δειγμάτων περιελάμβανε την αναγνώριση των ειδών και τη βιομετρική ανάλυση των χαρακτηριστικών τους. Ειδικότερα, μετρήθηκε η διάμετρος και το ύψος του σώματος και η διάμετρος του στόματος κάθε ατόμου και προσδιορίστηκε το φύλο. Οι μετρήσεις πραγματοποιήθηκαν με ψηφιακό παχύμετρο με ακρίβεια 0,01 mm (Mitutoyo Absolute Digimatic Caliper, ). 29

30 3.6 Στατιστική Επεξεργασία Γενικά Η επεξεργασία των δεδομένων έγινε με μονομεταβλητές αναλύσεις, με γραφικές τεχνικές κατανομής ή διασποράς και με πολυμεταβλητές αναλύσεις (Αντωνιάδου 2003). Για την επεξεργασία του μακροβένθους χρησιμοποιήθηκαν και οι τρεις παραπάνω τύποι αναλύσεων, για την επεξεργασία του μεγαβένθους οι μονομεταβλητές και πολυμεταβλητές αναλύσεις, ενώ για τη βιομετρία αχινών οι μονομεταβλητές Μονομεταβλητές αναλύσεις Η περιγραφή της δομής των βιοκοινοτήτων έγινε με βάση τις καθιερωμένες βιοκοινοτικές μεταβλητές (Χιντήρογλου 1987, Marinopoulos 1988, Αντωνιάδου 2003) για κάθε σταθμό δειγματοληψίας. Συγκεκριμένα, υπολογίστηκε η απόλυτη αφθονία (N), ως ο συνολικός αριθμός ατόμων μιας ταξινομικής ομάδας στα 2 επαναληπτικά δείγματα του μακροβένθους, η σχετική αφθονία (ΣΑ) ως ο αριθμός ατόμων ανά τετραγωνικό μέτρο στα δείγματα του μεγαβένθους, η σχετική κυριαρχία (ΣΚ) ως το εκατοστιαίο ποσοστό της αφθονίας κάθε ταξινομικής ομάδας σε σχέση με τον συνολικό αριθμό των ατόμων, η συχνότητα (Σ) ως το εκατοστιαίο ποσοστό της παρουσίας μιας ταξινομικής ομάδας σε όλα τα δείγματα συνολικά. Επίσης, υπολογίστηκε η ποσοστιαία συμμετοχή όλων των ταξινομικών ομάδων στη συνολική αφθονία σε κάθε σταθμό δειγματοληψίας. Οι αναλύσεις πραγματοποιήθηκαν στο υπολογιστικό πρόγραμμα Excel (Microsoft Office Excel 2007). Για την εκτίμηση της ποικιλότητας των βιοκοινοτήτων υπολογίστηκαν ενδεδειγμένοι δείκτες ποικιλότητας που προτείνονται από τη διεθνή βιβλιογραφία (Magurran 2004). Οι δείκτες αυτοί εκφράζουν μαθηματικά τον βαθμό της κατανομής των ατόμων στα διάφορα είδη που απαρτίζουν μια δεδομένη βιοκοινότητα και καθένας από αυτούς δίνει βάρος σε διαφορετικά χαρακτηριστικά, όπως παραδείγματος χάρη στα κοινότερα ή σπανιότερα είδη καθώς επίσης και στην κατανομή των ατόμων μέσα στα είδη (Daget 1979). Στην παρούσα έρευνα υπολογίστηκαν οι εξής δείκτες ποικιλότητας: (i) αφθονία ειδών (S), δηλαδή ο απόλυτος αριθμός ειδών, (ii) ο δείκτης Margalef (d ) ο οποίος εκφράζει τον αριθμό 30

31 των διαφορετικών ειδών μιας βιοκοινότητας (iii) ο δείκτης Shannon- Wiener (H ) (Shannon 1948) ο οποίος συσχετίζει την αφθονία των ατόμων με την αφθονία ειδών, παίρνοντας τιμές από μηδέν όταν όλα τα άτομα ανήκουν σε ένα συγκεκριμένο είδος και αυξάνεται όσο τα άτομα ανήκουν σε διαφορετικά είδη: για τον υπολογισμό του δείκτη χρησιμοποιήθηκε ο δυαδικός λογάριθμος (log2) (iv) ο δείκτης της ομοιομορφίας της κατανομής της Pielou (Pielou s Evennes- J ) (Pielou 1966) ο οποίος αποδίδει την αναλογία της παρατηρούμενης ποικιλότητας προς τη μέγιστη δυνατή και παίρνει τιμές από 0 (όταν όλα τα άτομα μιας βιοκοινότητας ανήκουν σε ένα είδος) έως 1 (όταν όλα τα άτομα μιας βιοκοινότητας ανήκουν σε διαφορετικά είδη) (v) ο αριθμός ποικιλότητας του Hill τάξης 1 (Ν 1 ) (Hill 1973). Ο υπολογισμός των δεικτών πραγματοποιήθηκε στο λογισμικό οικολογικών αναλύσεων Primer v6 (Clarke & Gorley 2006). Για τον έλεγχο της διακύμανσης της αφθονίας των ταξινομικών ομάδων του μεγαβένθους, του μακροβένθους και των βιομετρικών χαρακτηριστικών των δύο ειδών αχινών (Paracentrotus lividus, Arbacia lixula) σε σχέση με τη θέση των σταθμών δειγματοληψίας ή την περίοδο δειγματοληψίας, χρησιμοποιήθηκε η ανάλυση διασποράς (ANOVA), αφού προηγουμένως, ελέγχθηκαν οι βασικές προϋποθέσεις της εφαρμογής της μεθόδου (variance check). Στις περιπτώσεις όπου οι διαφορές ήταν στατιστικά σημαντικές εφαρμόστηκε η δοκιμασία των ελάχιστων σημαντικών διαφορών του Fisher (LSD) για τον εντοπισμό των επιμέρους διαφοροποιήσεων. Το επίπεδο σημαντικότητας για όλες τις δοκιμασίες ήταν 95%. Οι αναλύσεις πραγματοποιήθηκαν στο υπολογιστικό πακέτο Statistica v7. Για τον έλεγχο της διακύμανσης της μεγαπανίδας στο χώρο και το χρόνο πραγματοποιήθηκε παραγοντική ανάλυση διασποράς (factorial ANOVA). Στην περίπτωση στατιστικά σημαντικών διαφορών εφαρμόστηκε η δοκιμασία των ελάχιστων σημαντικών διαφορών του Fisher (LSD) για τον εντοπισμό των επιμέρους διαφοροποιήσεων. Για τον έλεγχο της διακύμανσης των βιομετρικών χαρακτηριστικών, όπως η διάμετρος και το ύψος των δυο ειδών αχινών ανά σταθμό και περίοδο δειγματοληψίας, πραγματοποιήθηκε ιεραρχική/ ένθετη ανάλυση διασποράς (hierarchical/ nested design ANOVA), αφού προηγουμένως ελέγχθηκε η κανονικότητα και η ομοιογένεια των μεταβλητών (Cochran C-test). Στις περιπτώσεις που εντοπίστηκε ήπια ανομοιομορφία στη διακύμανση, εφαρμόστηκε και πάλι η ανάλυση διακύμανσης (ANOVA), καθώς η μέθοδος ανέχεται μετρίου εύρους αποκλίσεις από την κανονικότητα, καθώς και την ισότητα των διακυμάνσεων 31

32 (Στάμου 2009). Στις περιπτώσεις όπου οι διαφορές ήταν στατιστικά σημαντικές εφαρμόστηκε η δοκιμασία των ελάχιστων σημαντικών διαφορών του Fisher (LSD) για τον εντοπισμό των επιμέρους διαφοροποιήσεων. Το επίπεδο σημαντικότητας για όλες τις δοκιμασίες ήταν 95%. Με την εφαρμογή της απλής παλινδρόμησης (simple regression) διαπιστώθηκαν οι σχέσεις μεταξύ των βιομετρικών μεταβλητών των αχινών. Ο βαθμός συσχέτισής τους προσδιορίστηκε βάσει του συντελεστή συσχέτισης r 2. Η κατανομή των κλάσεων μεγέθους των αχινών Paracentrotus lividus και Arbacia lixula υπολογίστηκε στη βάση της σωματικής τους διαμέτρου (cm) και ανά σταθμό δειγματοληψίας, με βήμα 1 και 0,5 cm, αντίστοιχα, έτσι ώστε να διαπιστωθεί η χρονική και χωρική κατανομή του μεγέθους των ατόμων. Όλες οι παραπάνω αναλύσεις πραγματοποιήθηκαν στο υπολογιστικό πακέτο Statistica v7. Τέλος, προκειμένου να αναλυθούν κατηγοριοποιημένα βιολογικά δεδομένα, όπως το φύλο των αχινών, εφαρμόστηκε η δοκιμασία χ 2 ως δοκιμασία ομοιογένειας (chisquare test: maximum likelihood comparisons) Αναλύσεις γραφικής κατανομής Μια μορφή διαγραμματικής απεικόνισης των δεδομένων αφθονίας των ταξινομικών ομάδων μιας βιοκοινότητας είναι η καμπύλη αθροιστικής κυριαρχίας ή αλλιώς, καμπύλη k- dominance (Lambshead 1984). Σε αυτή την καμπύλη απεικονίζεται ο εκατοστιαίος αθροιστικός αριθμός των ατόμων προς την αύξουσα αριθμητική τάξη (ή του λογαρίθμου αυτής) των ειδών (ή μεγαλύτερων ταξινομικών ομάδων). Τα είδη τοποθετούνται κατά φθίνοντα αριθμό των ατόμων που βρέθηκαν. Με τη χρήση της καμπύλης αθροιστικής κυριαρχίας γίνεται εξαγωγή δεδομένων του βαθμού ομοιομορφίας μιας συνεύρεσης. Με άλλα λόγια, απεικονίζεται ο βαθμός κυριαρχίας συγκεκριμένων ειδών μέσα στο δείγμα (Clarke 1990). Έτσι, στην περίπτωση σύγκρισης δύο ή περισσότερων συνευρέσεων, η καμπύλη της βιοκοινότητας με τη χαμηλότερη ποικιλότητα και με τη μεγαλύτερη κυριαρχία συγκεκριμένων ειδών θα βρίσκεται πάνω από τις υπόλοιπες. Μια δεύτερη κατηγορία απεικόνισης είναι η μέθοδος παράλληλης γραφικής σύγκρισης των κατανομών αφθονίας- βιομάζας (ABC comparison). Σε αυτή την καμπύλη τα είδη (ή ταξινομικές ομάδες), τοποθετούνται σε σειρά φθίνουσας αφθονίας και παράλληλα δημιουργείται μια αντίστοιχη καμπύλη με τα δεδομένα 32

33 της βιομάζας των ειδών αυτών. Έτσι, οι δύο καμπύλες τοποθετούνται στο ίδιο διάγραμμα επιτρέποντας τη σύγκριση της κατανομής της αφθονίας σε σχέση με τη βιομάζα τους. Η μέθοδος της παράλληλης γραφικής σύγκρισης κατανομών αφθονίαςβιομάζας χρησιμοποιείται για τον εντοπισμό διαταραχών (Clarke & Warwick 1994). Πιο συγκεκριμένα, βασίζεται στην υπόθεση ότι σε μη διαταραγμένες βιοκοινότητες επικρατούν οργανισμοί k- στρατηγικής, οι οποίοι επενδύουν στο σωματικό μέγεθος και στον χρόνο διαβίωσης, έχοντας χαμηλή αφθονία. Αντιθέτως, σε διαταραγμένες βιοκοινότητες επικρατούν ευκαιριακά είδη (r- στρατηγικής), τα οποία χαρακτηρίζονται από μικρό σωματικό μέγεθος και μεγάλη αφθονία, ενώ οι οργανισμοί k- στρατηγικής σταδιακά εξαφανίζονται. Επομένως, αναμένεται η καμπύλη της βιομάζας να τοποθετείται πάνω από την αντίστοιχη της αφθονίας σε μη διαταραγμένες βιοκοινότητες, ενώ σε διαταραγμένες περιοχές κάτω. Τέλος, σε καταστάσης ήπιας διαταραχής, οι δύο καμπύλες αναμένεται να τέμνονται σε διάφορα σημεία. Η ταξινομική ομάδα που χρησιμοποιήθηκε για τη διεξαγωγή της παράλληλης γραφικής σύγκρισης των κατανομών αφθονίας- βιομάζας ήταν αυτή των πολυχαίτων, διότι θεωρείται κατάλληλη (Warwick 1986, Damianidis & Chintiroglou 2000, Arvanitidis et al. 2002). Οι αναλύσεις αυτές πραγματοποιήθηκαν στο λογισμικό οικολογικών αναλύσεων Primer v Πολυμεταβλητές αναλύσεις Για την εκτίμηση του βαθμού ομοιότητας ανάμεσα στα δείγματα μακροβένθους χρησιμοποιήθηκαν πολυμεταβλητές αναλύσεις και συγκεκριμένα, η ιεραρχική ανάλυση ομάδων (hierarchical cluster analysis) και η μη- μετρική πολυδιάστατη ανάλυση κλίμακας (non- metric Multidumensional Scaling, MDS). Για την εφαρμογή των μεθόδων είναι απαραίτητη, αρχικά, η κατασκευή μιας μήτρας με τιμές ομοιότητας για κάθε ζευγάρι δειγμάτων. Η ομοιότητα μεταξύ κάθε ζεύγους δειγμάτων εκφράστηκε με τον δείκτη Bray- Curtis (1957), ο οποίος χρησιμοποιείται για τη μελέτη βιολογικών δεδομένων (Clarke & Warwick 1994). Οι παραπάνω αναλύσεις έγιναν σε ποσοτικό επίπεδο. Έτσι, για τον υπολογισμό του δείκτη Bray- Curtis χρησιμοποιήθηκαν λογαριθμημένα, log(x+1), δεδομένα αριθμητικής αφθονίας ταξινομικών ομάδων, ώστε να μειωθεί η επίδραση των πλέον άφθονων τάξων στην ομοιότητα των δειγμάτων. Για τον έλεγχο στατιστικά σημαντικών διαφορών σε σχέση με τη χωρική διασπορά των σταθμών δειγματοληψίας 33

34 πραγματοποιήθηκε η ανάλυση ANOSIM (Analysis of Similarities). Τέλος, προκειμένου να εντοπιστούν οι ταξινομικές ομάδες που συμβάλλουν περισσότερο στην ομοιότητα των ομαδοποιήσεων των δειγμάτων πραγματοποιήθηκε η ανάλυση ποσοστού ομοιότητας (Similarity Percentages Analysis, SIMPER). Η μέθοδος δείχνει, δηλαδή, ποια είδη είναι κυρίως υπεύθυνα για το παρατηρούμενο πρότυπο ομαδοποίησης των δειγμάτων αλλά και για τις διαφοροποιήσεις μεταξύ των ομάδων των δειγμάτων. Οι αναλύσεις πραγματοποιήθηκαν στο λογισμικό οικολογικών αναλύσεων Primer v Δείκτες βενθικών μακροασπονδύλων παράκτιων υδάτων Γενικά Για την εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας των παράκτιων υδάτων προτείνονται τρείς δείκτες (AMBI, BENTIX, BOPA), σύμφωνα με την Οδηγία για τα Ύδατα 2000/60/ΕΕ. Ωστόσο, στην παρούσα εργασία εφαρμόστηκαν οι δείκτες BENTIX και BOPA. Ο λόγος είναι ότι ο δείκτης BENTIX θεωρείται ότι έχει καλύτερη εφαρμογή σε παράκτια μεσογειακά οικοσυστήματα, διότι εμφανίζουν υψηλή βιοποικιλότητα (Simboura 2004, Simboura & Argyrou 2010). Αντιθέτως, ο δείκτης AMBI θεωρείται κατάλληλος για οικοσυστήματα του Ατλαντικού, διότι είναι φτωχότερα σε βιοποικιλότητα, καθώς και για περιοχές εκβολών ποταμών εξαιτίας της κυριαρχίας ευκαιριακών ειδών σε αυτά τα οικοσυστήματα (Teixeira et al. 2009). Επιπρόσθετα, ο δείκτης BENTIX στηρίζεται σε δύο οικολογικές ομάδες (βλ. στον βιοτικό δείκτη BENTIX εντός της παρούσας Ενότητας), μειώνοντας σημαντικά τις πιθανότητες σφάλματος στον προσδιορισμό των ειδών σε σχέση με τον δείκτη AMBI, ο οποίος στηρίζεται σε 5 ομάδες, αυξάνοντας τον κίνδυνο σφάλματος στην ταξινόμηση. Σύμφωνα με τους Dauvin & Ruellet (2007), ο δείκτης BOPA θεωρείται ότι έχει ευκολότερη εφαρμογή συγκριτικά με τους δείκτες AMBI και BENTIX, καθώς είναι εύκολος ο προσδιορισμός των ευκαιριακών πολυχαίτων και των αμφιπόδων που χρησιμοποιούνται στον δείκτη (βλ. στο Βιοτικό δείκτη BOPA εντός της παρούσας Ενότητας), εφόσον ο αριθμός των ατόμων είναι γνωστός σε ένα δείγμα. Επιπλέον, επισημαίνουν ότι ο δείκτης είναι κατάλληλος για βιοκοινότητες περιορισμένης ποικιλότητας, οι οποίες αποτελούνται από τουλάχιστον 20 άτομα. Το μειονέκτημα του δείκτη είναι ότι στηρίχθηκε σε δεδομένα των ατλαντικών ακτών της Γαλλίας, 34

35 επομένως μπορεί να είναι λιγότερο αξιόπιστος για την περιοχή της Μεσογείου και πιθανώς να χρειάζεται ορισμένες τροποποιήσεις για την αξιόπιστη εφαρμογή του. Παράλληλα εφαρμόστηκαν δύο εναλλακτικές μέθοδοι στο πλαίσιο της αναζήτησης ενός εύχρηστου εργαλείου για τη βιοπαρακολούθηση κάθετων τεχνητών υποστωμάτων, όπως στην περίπτωση του κρηπιδώματος αστικής περιοχής και λιμενικών εγκαταστάσεων. Εφαρμόστηκε ο λόγος ανθεκτικών Peracarida προς ευαίσθητων Peracarida (Chintiroglou et al. 2004), καθώς επίσης και ο λόγος Nematoda/ Copepoda (Raffaelli & Mason 1981). Τέλος, είναι σημαντικό να τονιστεί ότι όλοι οι παραπάνω δείκτες αναφέρονται σε παράκτια οικοσυστήματα κινητού υποστρώματος εκτός από αυτόν των Chintiroglou et al Επομένως, έγιναν ορισμένες τροποποιήσεις, έτσι ώστε να προσαρμοστούν όσο το δυνατόν καλύτερα στα χαρακτηριστικά των βιοκοινοτήτων της παρούσας μελέτης. Ειδικότερα, χρησιμοποιήθηκαν μόνο τα κυρίαρχα είδη, όπως καθορίζονται από την ανάλυση SIMPER, για την εφαρμογή του δείκτη BENTIX. Η εφαρμογή των δεικτών πραγματοποιήθηκε στο υπολογιστικό πρόγραμμα Excel (Microsoft Office Excel 2007) και στο λογισμικό BENTIX v1.1 (Simboura & Zenetos 2002). Βιοτικός δείκτης BENTIX Σύμφωνα με τους Simboura & Zenetos (2002), ο δείκτης BENTIΧ βασίζεται στον δείκτη ΑΜΒΙ (Borja et al. 2000), αλλά διαχωρίζει τα θαλάσσια βενθικά μακροασπόνδυλα σε δύο ευρύτερες οικολογικές ομάδες, στα ευαίσθητα και ανθεκτικά στη ρύπανση είδη. Κύριος σκοπός είναι η ελάττωση της ταξινομικής προσπάθειας και άρα, του κόστους των μελετών βιοπαρακολούθησης για την εκτίμηση της οικολογική κατάστασης των υδάτων (Simboura & Zenetos 2002). Οι επιμέρους οικολογικές ομάδες του δείκτη είναι οι εξής: Ομάδα 1 (GI): περιλαμβάνει είδη ευαίσθητα στην οργανική ρύπανση, τα οποία εντοπίζονται σε αδιατάραχτες βιοκοινότητες ή είδη τα οποία δεν εμφανίζουν απόκριση σε οργανικό εμπλουτισμό και είναι παρόντα σε μικρές πυκνότητες. Είναι, κυρίως, k- στρατηγικής και εντοπίζονται σε βιοκοινότητες με χαμηλές αφθονίες και χωρίς σημαντκές μεταβολές στο χρόνο. Τα είδη αυτής της ομάδας αντιστοιχούν σε βαθμό 1. 35

36 Ομάδα 2 (GII): αποτελείται από είδη ανθεκτικά στην αύξηση του οργανικού φορτίου, των οποίων οι πληθυσμοί αυξάνονται σε συνθήκες διαταραχής. Τα είδη αυτά είναι, κυρίως, ευκαιριακά είδη δεύτερης τάξης (r- στρατηγική) ή τελικοί αποικιστές αρχικών σταδίων οικολογικής διαδοχής. Τα είδη σε αυτή τη ομάδα αντιστοιχούν σε βαθμό 2. Ομάδα 3 (GIII): περιλαμβάνει ευκαιριακά είδη πρώτης τάξης (rστρατηγική), τα οποία επικρατούν σε έντονες και παρατεταμένες συνθήκες ρύπανσης. Σε αυτή την ομάδα εμπεριέχονται, δηλαδή, οι αρχικοί αποικιστές της οικολογικής διαδοχής και είναι ανθεκτικά σε συνθήκες υποξίας. Αντιστοιχούν σε βαθμό 3. Η μαθηματική έκφραση του δείκτη BENTIX είναι η εξής: Ο δείκτης παίρνει τιμές από 0 έως 6 (Πίνακας 3.2). Το ανώτερο όριο είναι η τιμή 6, η οποία αντιστοιχεί στην ομάδα GI, δηλώνοντας άριστη οικολογική κατάσταση. Αντιθέτως, το κατώτερο όριο της κλίμακας του δείκτη αποτελεί η τιμή 2, η οποία σταθμίζει τα ανθεκτικά είδη που περιλαμβάνονται στις ομάδες GII και GIII και αντιστοιχεί σε ελλιπή οικολογική κατάσταση. Τέλος, η τιμή 0 αντιστοιχεί σε αζωικές συνθήκες. Πίνακας 3.2 Κατηγορίες ποιότητας των παράκτιων οικοσυστημάτων βάσει του δείκτη BENTIX (από Simboura & Zenetos 2002 με τροποποίηση) Κατάσταση ρύπανσης Τιμές δείκτη Οικολογική ποιότητα (EcoQ) Κανονική 4,5 BENTIX < 6,0 Εξαιρετική Ελαφριά ρύπανση 3,5 BENTIX < 4,5 Καλή Μέτρια ρύπανση 2,5 BENTIX <3,5 Μέτρια Βαριά ρύπανση 2,0 BENTIX < 2,5 Ελλιπής Αζωική 0 Κακή Βιοτικός δείκτης BOPA Ο δεύτερος δείκτης αφορά τον λόγο των ευκαιριακών πολυχαίτων/ αμφιπόδων (Benthic Oppostunistic Polychaetes/ Amphipods, BOPA), που βασίζεται 36

37 στη διαφορετική απόκριση των δύο ταξινομικών ομάδων στην οργανική ρύπανση (Dauvin & Ruellet 2007). Γενικότερα, η ομάδα των πολυχαίτων έχει συσχετιστεί θετικά με την οργανική ρύπανση, παρουσιάζοντας σημαντική αύξηση της αφθονίας των ευκαιριακών ειδών σε περίπτωση έντονης ρύπανσης (Pearson & Rosenberg 1978). Αντίθετα, τα αμφίποδα θεωρούνται πιο ευαίσθητα, καθώς σε περίπτωση έντονης ρύπανσης παρουσιάζουν μεγάλα ποσοστά θνησιμότητας (Dauvin & Ruellet 2007). Η μαθηματική έκφραση του δείκτη BOPA είναι η εξής: Όπου, fp είναι η συχνότητα των ευκαιριακών πολύχαιτων, που εκφράζεται από τον λόγο της αφθονίας των ευκαιριακών πολυχαίτων προς τη συνολική αφθονία της μακροπανίδας του δείγματος και fa η συχνότητα των αμφιπόδων, που εκφράζεται από τον λόγο της αφθονίας των αμφιπόδων, με εξαίρεση το γένος Jassa, προς τη συνολική αφθονία της μακροπανίδας του δείγματος. Ο δείκτης BOPA παίρνει τιμές από 0, όταν δεν υπάρχουν καθόλου ευκαιριακοί πολύχαιτοι (fp= 0), που σημαίνει ότι το οικοσύστημα θεωρείται ότι έχει άριστη οικολογική κατάσταση, έως 0, (log2), όταν δεν υπάρχουν καθόλου αμφίποδα (fa= 0), που σημαίνει ότι το οικοσύστημα βρίσκεται σε κακή οικολογική κατάσταση (Πίνακας 3.3) (Dauvin & Ruellet 2007). Όσο πιο υψηλές είναι οι τιμές του δείκτη, τόσο πιο υποβαθμισμένο θεωρείται το οικοσύστημα. Πίνακας 3.3 Θεωρητικές διακυμάνσεις της συχνότητας ευκαιριακών πολυχαίτων (fp), της συχνότητας αμφιπόδων (fa), του δείκτη BOPA και αντιστοίχιση των τιμών τους με την οικολογική κατάσταση (από Dauvin & Ruellet 2007 με τροποποίηση) Συχνότητα πολυχαίτων Συχνότητα αμφιπόδων (εκτός Jassa) Τιμές δείκτη Οικολογική ποιότητα (EcoQ) 0,0 fp 0,27 0,73 fa 1 0,00000 BOPA 0,06298 Εξαιρετική 0,2 < fp 0,73 0,27 fa < 0,8 0,04576 < BOPA 0,19723 Καλή 0,55 < fp 0,96 0,04 fa < 0,45 0,13966 < BOPA 0,06298 Μέτρια 0,72 < fp 1 0,0 fa < 0,28 0,19382 < BOPA 0,30103 Ελλιπής 0,92 < fp 1 0,0 fa < 0,08 0,26761 BOPA 0,30103 Κακή 37

38 Σύμφωνα με τα στοιχεία του 2005 σχετικά με την κατάταξη των ειδών σε οικολογικές κατηγορίες (AZTI, ο κατάλογος των ευκαιριακών ειδών των πολυχαίτων περιλαμβάνει: 2 οικογένειες (Capitellidae, Cirratulidae) 9 γένη (Cossura, Laeonereis, Ophryotrocha, Paraprionospio, Polycirrus, Polydora, Prionospio, Pseudopolydora, Rhaphidrilus) και 21 είδη (Chloeia rosea, C. venusta, Dipolydora caulleryi, D. coeca, D. flava, D. giardi, D. quadrilobata, D. socialis, Ficopomatus enigmaticus, Glycera alba, Leitoscoloplos mammosus, Malacoceros fuliginosus, Neanthes caudata, N. irrorata, Parougia caeca, Pholoe inornata, Phyllodoce (Anaitides) groenlandica, Schistomeringos rudolphii, Scolelepis tridentata, Sigambra parva, S. tentaculata) Επιπλέον, από την ταξινομική ομάδα των αμφιπόδων το γένος Jassa συνυπολογίζεται ως ευκαιριακό. Λόγος ανθεκτικών Peracarida προς ευαίσθητων Peracarida Η υπερτάξη Peracarida (Crustacea) αποτελεί μια ομάδα ευαίσθητη σε έναν μεγάλο αριθμό ρύπων και συνεπώς, έχει προταθεί η χρήση της ως βιοδείκτης σε αρκετές περιοχές (Chintiroglou et al. 2004). Έτσι, υπολογίστηκε η σχέση, κατ αναλογία με τον δείκτη BOPA: Όπου, fp(t) είναι η συχνότητα των Peracarida, ανθεκτικών στην οργανική ρύπανση και fp(s) είναι η συχνότητα των Peracarida, ευαίσθητων στην οργανική ρύπανση. Λόγος νηματωδών προς κωπήποδα (Nematoda/Copepoda) Σύμφωνα με τους Raffaelli & Mason (1981), η αύξηση του οργανικού φορτίου σε οικοσυστήματα κινητού υποστρώματος προκαλεί τη μείωση της αριθμητικής αφθονίας των κωπήποδων και την αύξηση της αντίστοιχης αφθονίας 38

39 ατόμων των νηματωδών. Αυτό συμβαίνει, διότι οι νηματώδεις είναι γενικά πιο ανθεκτικοί στις περιβαλλοντικές πίεσεις, σε σχέση με τα κωπήποδα. Έτσι, προτάθηκε ο λόγος Nematoda/Copepoda ως κατάλληλος δείκτης για την εκτίμηση της οργανικής ρύπανσης σε παράκτια ύδατα (Raffaelli & Mason 1981, Raffaelli 1987). Ο Warwick (1981) θεώρησε ότι ο δείκτης θα είναι πιο αξιόπιστος εφόσον προστεθούν οι τροφικοί τύποι των δύο ταξινομικών ομάδων, έτσι ώστε να ληφθούν υπόψη οι σχέσεις μεταβολισμού μεταξύ τους. Παρόλο που ο δείκτης δέχτηκε ισχυρή κριτική για το κατά πόσο ένας γενικευμένος λόγος μπορεί να αποτυπώσει μια περιβαλλοντική κατάσταση (Coull et al. 1981, Lambshead 1984, Shiells & Anderson 1985), φαίνεται ότι μπορεί να αποδόσει τάσεις, όπου υπάρχει εμπλουτισμός οργανικού υλικού και άρα, να χρησιμοποιηθεί ως επιπρόσθετο εργαλείο για την εκτίμηση της περιβαλλοντικής κατάστασης (Amjad & Gray 1983, Moreno et al. 2008). Στην παρούσα εργασία εφαρμόστηκαν δύο εκδοχές του λόγου αυτού. Πρώτον, υπολογίστηκε ο λόγος της μέσης αφθονίας των Nematoda προς τη μέση αφθονία των Copepoda για κάθε σταθμό δειγματοληψίας, όπως προτείνεται από τους Raffaelli & Mason (1981). Δεύτερον, κάνοντας την παράθεση ότι όλοι οι νηματώδεις θεωρούνται ανθεκτικοί προς την οργανική ρύπανση και όλα τα κωπήποδα ευαίσθητα, εφαρμόστηκε η σχέση κατ αναλογία με τον δείκτη BOPA: Όπου, fp(n) είναι η συχνότητα των Nematoda και fp(c) είναι η συχνότητα των Copepoda Σχέση ρύπανσης, πληθυσμιακής πυκνότητας και βιομετρίας αχινών Oι Harmelin et al. (1981) πρότειναν ορισμένους εκπροσώπους των Echinodermata ως κατάλληλους δείκτες παρακολούθησης της ποιότητας υδάτων. Δύο από τα είδη αυτά είναι οι αχινοί Paracentrotus lividus και Arbacia lixula, οι οποίοι θεωρούνται ζωτικής σημασίας για τη διαμόρφωση των βενθικών κοινοτήτων (Lawrence 1975) στη Μεσόγειο (Benedetti-Cecchi & Bulleri 1998, Sala & Zabala 1996, Wangesteen et al. 2011). Σύμφωνα με τους Harmelin et al. (1981), τα είδη αυτά είναι κατά κύριο λόγο φυτοφάγοι οργανισμοί ρυθμίζοντας σε σημαντικό 39

40 βαθμό την έκταση φυκοκάλυψης του βένθους. Το είδος Paracentrotus lividus εντοπίζεται, συνήθως σε μεγάλους πληθυσμούς συνυπάρχοντας με το Arbacia lixula, το οποίο έχει εμφανώς μικρότερους πληθυσμούς (Bulleri et al. 2002). Μια σαφής μορφολογική διαφορά μεταξύ των δύο αχινών που εξηγεί τη συνύπαρξή τους εντοπίζεται στη μασητική τους συσκευή, ονομαζόμενη ως «λύχνος του Αριστοτέλη». Το είδος A. lixula έχει ισχυρό λύχνο του Αριστοτέλη, ο οποίος είναι ικανός να «ξύσει» το υπόστρωμα, αποσπώντας τα κρουστώδη και ενδολιθικά φύκη. Αντιθέτως, το P. lividus έχει συγκριτικά αδύναμο λύχνο του Αριστοτέλη, με αποτέλεσμα να πραγματοποιεί ήπια βόσκηση σαρκωδών ανορθωμένων φυκών (Privitera et al. 2008, Bonaviri et al. 2011). Έτσι, τα δύο είδη έχουν διαφορετικούς θώκους στο οικοσύστημα και επιδρούν καθοριστικά στην υπάρχουσα βιοκοινότητα ( Sala & Zabala 1996, Hereu 2006, Hereu et al. 2008). Ανάλογα με την ένταση της βιομηχανικής ή της οργανικής ρύπανσης, τα δύο είδη εμφανίζονται διαφορετικές τιμές αφθονίας ατόμων (Εικόνα 3.9) (Harmelin et al. 1981). Το Paracentrotus lividus, παραδείγματος χάρη, παρουσιάζει μια τάση μείωσης των πληθυσμών του ως απόκριση στην αύξηση της βιομηχανικής ρύπανσης. Αντίθετα, στην αστική ρύπανση εμφανίζει μεγαλύτερη ανθεκτικότητα, δηλαδή αυξάνεται σημαντικά με την αύξηση του επιπέδου ρύπανσης, έως ένα σημείο, κατά το οποίο επέρχεται και πάλι σταδιακή μείωση των πληθυσμών. Κατά αντίστοιχο τρόπο, αλλά με πιο ευαίσθητη απόκριση ακολουθεί το είδος Arbacia lixula (βλ. Harmelin et al. 1981). Για την εκτίμηση της οργανικής ρύπανσης στους σταθμούς Στ.1 - Στ.5, υπολογίστηκε η αφθονία ατόμων και των δύο ειδών από τις υποβρύχιες οπτικές καταγραφές και στη συνέχεια, προσαρμόστηκε στην προτεινόμενη συνολική επιφάνεια των 10 m 2 (Harmelin et al. 1981). 40

41 Εικόνα 3.9 Φάσεις μεταβολής του αποθέματος των Μακρο- Echinodermata κάτω από μια κλίμακα βιομηχανικής και αστικής ρύπανσης. Γ.Π.Ech.: Γενική Πυκνότητα των Μάκρο- Echinodermata, πp: πυκνότητα ανά 10 m 2 του Paracentrotus lividus σε βάθος 7-10 m, πa: πυκνότητα ανά 10 m 2 του Arbacia lixula σε βάθος 3-5 m, A.l: Arbacia lixula, H.t.: Holothuria tubulosa, H.f.: Holothuria forskali. + = μέτριο, ++ = έντονο, +++ = πολύ έντονο, - = ελαφρύ, -- = πολύ ελαφρύ (από Harmelin et al. 1981, προσαρμογή Χαρίτων Σαρλ Χιντήρογλου). Τα είδη Paracentrotus lividus και Arbacia lixula συμβάλλουν επίσης στην εκτίμηση της ποιότητας των υδάτων όχι μόνο μέσω της αφθονίας ατόμων, αλλά και μέσω της βιομετρίας τους (Harmelin et al. 1981). Έρευνες στη διάμετρο των ατόμων δείχνουν μείωση του μεγέθους κοντά σε ρυπασμένες περιοχές. Αυτό, πιθανώς, να οφείλεται στη συρρίκνωση των πόρων εξαιτίας του υπερπληθυσμού στις ρυπασμένες περιοχές. Ωστόσο, πολλά ερωτηματικά παραμένουν αναπάντητα σε αυτή την υπόθεση, καθώς διάφορες ερευνητικές προσπάθειες εμφανίζουν διαφοροποιήσεις μεταξύ των αποτελεσμάτων τους. Έτσι, στο πλαίσιο την έρευνας αυτής έγινε μια προσπάθεια συμπλήρωσης του κενού της πληροφόρησης για την περίπτωση του κόλπου της Θεσσαλονίκης, στον οποίο σύμφωνα με πλήθος μαρτυριών αλλά και ερευνητικών δραστηριοτήτων τα είδη είδη Paracentrotus lividus και Arbacia lixula άρχισαν να εμφανίζονται στα κρηπιδώματα της παραλίας της Θεσσαλονίκης την τελευταία δεκαετία, υποδηλώνοντας πως η περιοχή του κόλπου άρχισε να αλλάζει σε ότι αφορά τα φορτία των ρύπων (προσωπική επικοινωνία με Χαρίτων Σαρλ Χιντήρογλου). 41

42 4. ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ 4.1 Αβιοτικές παράμετροι Οι τιμές των φυσικών και χημικών παραμέτρων του νερού που μετρήθηκαν στους 6 σταθμούς δειγματοληψίας παρατίθενται στον Πίνακα 4.1. Πίνακας 4.1 Τιμές των αβιοτικών παραμέτρων ανά σταθμό δειγματοληψίας (Τ: θερμοκρασία, S: αλατότητα, C: αγωγιμότητα, Tur: θολερότητα). Στους σταθμούς Στ.4 και Στ.Μ πραγματοποιήθηκαν μετρήσεις και από τις δύο πλευρές της προβλήτας, εξωτερικά (δεξιά στήλη) και εσωτερικά (αριστερή στήλη) Σταθμός Στ.1 Στ.2 Στ.3 Στ.4 Στ. 5 Στ.Μ ph T ( o C) S (psu) C (ms/cm) Tur (NTU) Περίοδος (2016) Φεβρουάριος 8,4 12,8 30,9 49,8 12,1 Μάρτιος 8,36 13,4 30,4 49 8,7 Απρίλιος 8,24 14, ,2 6 Μάιος 8, ,8 49,2 8,3 Ιούνιος 8,42 23,3 29,5 45,7 24,5 Φεβρουάριος 8, ,5 3,8 Μάρτιος 8,41 13, ,4 6,2 Απρίλιος 8, ,6 53,2 8,2 Μάιος 8,42 21,9 31,8 49,3 5,4 Ιούνιος 8,42 23,4 31,7 48,9 25,7 Φεβρουάριος 8,48 12,9 31,7 50,9 11,1 Μάρτιος 8,45 13, ,9 3 Απρίλιος 8,33 14,9 33,1 52,2 9,1 Μάιος 8,47 22,2 31,9 49,4 9,2 Ιούνιος 8,43 23,2 31,8 49,1 26,5 Φεβρουάριος 8,45 8,53 13, ,3 31,1 50,4 50 9,4 6,3 Μάρτιος 8,41 8,45 13,7 13,6 32,3 32,1 51,7 51,4 9,4 9 Απρίλιος 8,41 8,45 17,2 17,3 31,5 31,4 49,3 49,4 6,1 11,7 Μάιος 8,39 8, ,1 31,9 31,4 49,4 49,4 8,3 6,4 Ιούνιος 8,49 8,44 27,7 27,7 31,5 31,5 47,8 47, ,3 Φεβρουάριος 8,5 13,1 31,7 50,9 8,3 Μάρτιος 8,43 13,7 32,5 52 5,7 Απρίλιος 8,43 17,4 32,1 50,4 4,9 Μάιος 8,42 21, ,5 5,8 Ιούνιος 8,52 26,1 31,5 48,4 19,4 Φεβρουάριος 8,4 8,6 13,2 13,2 31,3 31,1 50,1 49,9 10 9,1 Μάρτιος Απρίλιος 8,52 8,48 17,1 16,9 32,8 32,5 51, ,3 Μάιος Ιούνιος 8,41 8,45 24, , ,3 47,7 19,4 17,4 42

43 Η κατανομή των τιμών των αβιοτικών παραμέτρων των σταθμών Στ.1- Στ.5 στον χρόνο απεικονίζεται στις Εικόνες Πρέπει να σημειωθεί ότι επειδή στον σταθμό Στ.Μ δεν έγινε μέτρηση των αβιοτικών παραμέτρων τους μήνες Μάρτιο και Μάιο, δε συμπεριλήφθηκαν στις Εικόνες. Αρχικά, οι τιμές του ph παρουσίασαν μικρές διακυμάνσεις το διάστημα Φεβρουαρίου- Ιουνίου. Τον Απρίλιο οι σταθμοί Στ.1 (8,24), Στ.2 (8,28) και Στ.3 (8,33) παρουσίασαν μια πτώση τιμών σε σχέση με τους σταθμούς Στ.4 και Στ.5 (Εικόνα 4.1). Γενικά, οι τιμές του ph βρίσκονται σε κανονικά επίπεδα για τα θαλάσσια ύδατα. Εικόνα 4.1 Κατανομή των τιμών ph στους 5 σταθμούς δειγματοληψίας κατά μήκος του αστικού θαλάσσιου μετώπου της Θεσσαλονίκης την περίοδο Φεβρουαρίου- Ιουνίου Στον σταθμό Στ.4 πραγματοποιήθηκαν δύο μετρήσεις, εξωτερικά (Στ.4α) και εσωτερικά (Στ.4β) της προβλήτας του Ο.Φ.Θ.. Η θερμοκρασία παρουσίασε μια ανοδική πορεία, ακολουθώντας το εποχικό πρότυπο με υψηλότερες τιμές το καλοκαίρι σε σχέση με τις υπόλοιπες εποχές (Εικόνα 4.2). Η υψηλότερη θερμοκρασία καταγράφηκε τον Ιούνιο στον σταθμό Στ.4β (27,7 o C), ενώ η χαμηλότερη το Φεβρουάριο στον Στ.1 (12,8 o C). 43

44 Εικόνα 4.2 Κατανομή των τιμών θερμοκρασίας στους 5 σταθμούς δειγματοληψίας κατά μήκος του αστικού θαλάσσιου μετώπου της Θεσσαλονίκης την περίοδο Φεβρουαρίου- Ιουνίου Στον σταθμό Στ.4 πραγματοποιήθηκαν δύο μετρήσεις, εξωτερικά (Στ.4α) και εσωτερικά (Στ.4β) της προβλήτας του Ο.Φ.Θ.. Οι τιμές της αλατότητας είχαν διαφοροποιήσεις από σταθμό σε σταθμό καθόλη τη διάρκεια των δειγματοληψιών (Εικόνα 4.3). Ο σταθμός Στ.1 παρουσίασε τις χαμηλότερες τιμές τον Μάρτιο (30,4 psu) και Ιούνιο (29,5 psu), ενώ τον Απρίλιο στον σταθμό Στ.2 μετρήθηκε η μεγαλύτερη τιμή (33,8 psu). Σύμφωνα με τα παρόντα αποτελέσματα, ο σταθμός με τις μεγαλύτερες αυξομειώσεις είναι ο Στ.1, ο οποίος φαίνεται να επηρεάζεται άμεσα από τις εκπλύσεις της παράκτιας χερσαίας ζώνης και των υπονόμων που εκβάλλουν ανάλογα με τις βροχοπτώσεις. Εξάλλου, η στήλη του νερού στον σταθμό Στ.1 είναι μικρού βάθους και η ανανέωση των υδάτων είναι, πιναθώς, περιορισμένη εξαιτίας της φυσιογνωμίας της ακτογραμμής. 44

45 Εικόνα 4.3 Κατανομή των τιμών αλατότητας στους 5 σταθμούς δειγματοληψίας κατά μήκος του αστικού θαλάσσιου μετώπου της Θεσσαλονίκης την περίοδο Φεβρουαρίου- Ιουνίου Στον σταθμό Στ.4 πραγματοποιήθηκαν δύο μετρήσεις, εξωτερικά (Στ.4α) και εσωτερικά (Στ.4β) της προβλήτας του Ο.Φ.Θ.. Οι τιμές της αγωγιμότητας που καταγράφηκαν στους σταθμούς την περίοδο Φεβρουαρίου- Ιουνίου κυμάνθηκαν από 45,7 ms/cm στον σταθμό Στ.1 τον Ιούνιο και 53,2 ms/cm στον Στ.2 τον Απρίλιο (Εικόνα 4.4). Τέλος, οι τιμές της θολερότητας που καταγράφηκαν κυμάνθηκαν τους μήνες Φεβρουάριο- Μάϊο από 3 NTU στον σταθμό Στ.3 το Μάρτιο και 12,1 NTU στον Στ.1 το Φεβρουάριο (Εικόνα 4.5). Αντίθετα, τον Ιούνιο παρατηρήθηκε μια άνοδος τιμών σε όλους τους σταθμούς, εξαιτίας καιρικών συνθηκών. Όσον αφορά στους σταθμούς Στ.4 και Στ.Μ, δεν εντοπίστηκαν στατιστικά σημαντικές διαφορές στις τιμές των φυσικών και χημικών παραμέτρων μεταξύ των δύο πλευρών της προβλήτας (αποτελέσματα της ανάλυσης διασποράς ANOVA, P>0,01). Με άλλα λόγια, οι εκτεθειμένοι και προφυλαγμένοι βιότοποι δεν επηρεάστηκαν, κατά την περίοδο της συλλογής δεδομένων, από τις αβιοτικές παραμέτρους. 45

46 Εικόνα 4.4 Κατανομή των τιμών αγωγιμότητας στους 5 σταθμούς δειγματοληψίας κατά μήκος του θαλάσσιου αστικού μετώπου της Θεσσαλονίκης την περίοδο Φεβρουαρίου- Ιουνίου Στον σταθμό Στ.4 πραγματοποιήθηκαν δύο μετρήσεις, εξωτερικά (Στ.4α) και εσωτερικά (Στ.4β) της προβλήτας του Ο.Φ.Θ.. Εικόνα 4.5 Κατανομή των τιμών θολερότητας στους 5 σταθμούς δειγματοληψίας κατά μήκος του θαλάσσιου αστικού μετώπου της Θεσσαλονίκης την περίοδο Φεβρουαρίου- Ιουνίου Στον σταθμό Στ.4 πραγματοποιήθηκαν δύο μετρήσεις, εξωτερικά (Στ.4α) και εσωτερικά (Στ.4β) της προβλήτας του Ο.Φ.Θ.. 46

47 4.2 Μακροβενθικές κοινότητες Φυτοβένθος Τα κυριότερα είδη μακροφυκών που συλλέχθηκαν από τους 3 σταθμούς δειγματοληψίας στις 19-20/2/2016 αναφέρονται στον Πίνακα 4.2. Η σύνθεση των ειδών διαφέρει ανάμεσα στις βιοκοινότητες της παραλίας της Θεσσαλονίκης και του αλιευτικού καταφυγίου Νέας Μηχανιώνας. Στους σταθμούς Στ.1 και Στ.3 στην παραλία της Θεσσαλονίκης βρέθηκαν, κυρίως, τα χλωροφύκη Ulva rigida και U. linza και το ροδοφύκος Gigartina teedei. Αντιθέτως, στη Νέα Μηχανιώνα (Στ.Μ) βρέθηκαν, κυρίως, τα ροδοφύκη Polysiphonia sp. και Gigartina acicularis. Το ασβεστοφύκος Jania rubens βρέθηκε μόνο στο σταθμό Στ.1 και Στ.Μ. Πίνακας 4.2 Kυριότερα είδη φωτόφιλων φυκών που καταγράφηκαν στους τρεις σταθμούς δειγματοληψίας, στις 19-20/2/2016 Στ.1 Στ.3 Στ.M Chlorophyta Bryopsis sp. J.V. Lamouroux, 1809 Cladophora albida (Nees) Kutzing, 1843 Ulva linza Linnaeus, 1753 Ulva rigida C.Agardh, 1823 Rhodophyta Gigartina teedei (Mertens ex Roth) J.V.Lamouroux, 1813 Gigartina acicularis (Roth) J.V.Lamouroux 1813 Jania rubens (Linnaeus) J.V.Lamouroux, 1816 Laurencia sp. J.V.Lamouroux, 1813 Polysiphonia sp. Greville, 1823 Το βάρος της υγρής βιομάζας των μακροφυκών που συλλέχθηκαν απεικονίζεται στην Εικόνα 4.6. Ο σταθμός με τη μεγαλύτερη βιομάζα και με διαφορά από τους άλλους δύο ήταν ο Στ.1 (245,72 g), ενώ ακολούθησαν οι σταθμοί Στ.Μ (22,19 g) και Στ.3 (21,44 g), με παρόμοιες μεταξύ τους τιμές. 47

48 Εικόνα 4.6 Η υγρή βιομάζα (g) των μακροφυκών που συλλέχθηκαν στους 3 σταθμούς δειγματοληψίας στις 19-20/2/ Σύνθεση μακροβένθους Λιμάνι Θεσσαλονίκης- Στ.1 Μετρήθηκαν συνολικά 7402 άτομα και προσδιορίστηκαν 20 ανώτερες ταξινομικές ομάδες (Porifera, Polychaeta, Nudibranchia, Amphipoda, Tanaidacea, Isopoda, Pantopoda, Decapoda, Cirripedia, Copepoda, Bryozoa, Echinoidea, Ophiuroidae, Ascidiacea, Nematoda, Platyhelminthes, Nemertina, Foraminifera, Oligochaeta, Anthozoa, Hydrozoa). Ειδικότερα, βρέθηκαν: 1 κλάση Porifera, 14 οικογένειες Polychaeta, 7 γένη Amphipoda, 3 γένη Tanaidacea, 1 γένος Isopoda, 1 είδος Decapoda, 1 γένος Cirripedia, 1 είδος Bryozoa, 1 είδος Echinoidea, 3 γένη Ophiuroidae και 2 γένη Ascidiacea. Η ποσοστιαία συμμετοχή των ταξινομικών ομάδων στη συνολική αφθονία αποκάλυψε μια ισοκατανομή ανάμεσα στις ομάδες Echinodermata (28,85%) και Crustacea (30,32%), ενώ ακολούθησαν οι ομάδες των Polychaeta (18,51%), Platyhelminthes (11,52%) και Nematoda (9,20%). Τέλος, οι υπόλοιπες ταξινομικές ομάδες αποτέλεσαν το 1,60% του συνολικού αριθμού των ατόμων στα δείγματα του σταθμού (Εικόνα 4.7). 48

49 Εικόνα 4.7 Ποσοστιαία συμμετοχή των 5 βασικότερων ταξινομικών ομάδων και των επιμέρους κυρίαρχων taxa στη συνολική αφθονία στο σταθμό δειγματοληψίας Στ.1 στις 19/2/2016. Η ομάδα Various περιλαμβάνει τις ομάδες Bivalvia, Gastropoda, Nemertina, Foraminifera, Oligochaeta, Anthozoa, Pantopoda και Ascidiacea. Μακεδονία Παλλάς- Στ.3 Μετρήθηκαν συνολικά άτομα, τα οποία ανήκαν σε 22 ανώτερες ταξινομικές ομάδες (Porifera, Polychaeta, Bivalvia, Gastropoda, Nudibranchia, Amphipoda, Tanaidacea, Isopoda, Pantopoda, Decapoda, Cirripedia, Copepoda, Bryozoa, Echinoidea, Ophiuroidae, Ascidiacea, Nematoda, Platyhelminthes, Nemertina, Foraminifera, Oligochaeta, Anthozoa, Hydrozoa). Πιο συγκεκριμένα, προσδιορίστηκαν: 1 κλάση Porifera, 14 οικογένειες Polychaeta, 2 είδη Bivalvia, 1 είδος Gastropoda, 7 γένη Amphipoda, 3 γένη Tanaidacea, 4 γένη Isopoda, 1 είδος Decapoda, 1 γένος Cirripedia, 2 είδη Bryozoa, 2 είδη Echinoidea, 2 γένη Ophiuroidae, 2 γένη Ascidiacea. Η κατανομή του συνολικού αριθμού των ατόμων έδειξε ότι η ταξινομική ομάδα Polychaeta επικράτησε με ποσοστό 45,06%, ενώ ακολούθησαν οι ομάδες των Crustacea (25,83%), Nematoda (16,18%), Platyhelminthes (5,75%) και Echinodermata (5,47%). Τέλος, οι υπόλοιπες ταξινομικές ομάδες αποτέλεσαν το 1,71% του συνολικού αριθμού των ατόμων στα δείγματα του σταθμού (Εικόνα 4.8). 49

50 Εικόνα 4.8 Ποσοστιαία συμμετοχή των 5 βασικότερων ταξινομικών ομάδων και των επιμέρους κυρίαρχων taxa στη συνολική αφθονία στο σταθμό δειγματοληψίας Στ.3 στις 19/2/2016. Η ομάδα Various περιλαμβάνει τις ομάδες Bivalvia, Gastropoda, Nemertina, Foraminifera, Oligochaeta, Anthozoa, Pantopoda και Ascidiacea. Νέα Μηχανιώνα- Στ.Μ Μετρήθηκαν συνολικά 4103 άτομα, τα οποία ταξινομήθηκαν σε 24 ανώτερες ταξινομικές ομάδες (Porifera, Polychaeta, Bivalvia, Gastropoda, Nudibranchia, Amphipoda, Tanaidacea, Isopoda, Cumacea, Pantopoda, Decapoda, Cirripedia, Copepoda, Bryozoa, Echinoidea, Ophiuroidae, Ascidiacea, Nematoda, Platyhelminthes, Nemertina, Foraminifera, Oligochaeta, Chaetognatha, Anthozoa, Hydrozoa). Πιο συγκεκριμένα, προσδιορίστηκαν: 1 κλάση Porifera, 11 οικογένειες Polychaeta, 3 είδη Bivalvia, 9 είδη και 3 γένη Gastropoda, 8 γένη Amphipoda, 2 γένη Tanaidacea, 4 γένη Isopoda, 1 γένος και 1 οικογένεια Decapoda, 1 γένος Cirripedia, 4 είδη Bryozoa, 1 είδος Echinoidea, 1 γένος Ophiuroidae και 4 γένη Ascidiacea. Η ποσοστιαία συμμετοχή των ταξινομικών ομάδων στο συνολικό αριθμό των ατόμων έδειξε πως η ταξινομική ομάδα Polychaeta επικράτησε με ποσοστό 47,92%. Έπειτα, ακολούθησε η ομάδα των Crustacea (39,09%), ενώ σημαντικά μικρότερο ποσοστό είχαν οι ομάδες των Nematoda (7,58%), Mollusca (1,83%) και Echinodermata (1,56%). Τέλος, οι υπόλοιπες ταξινομικές ομάδες αποτέλεσαν το 2,02% του συνολικού αριθμού των ατόμων στα δείγματα του σταθμού (Εικόνα 4.9). 50

51 Εικόνα 4.9 Ποσοστιαία συμμετοχή των 5 βασικότερων ταξινομικών ομάδων και των επιμέρους κυρίαρχων taxa στη συνολική αφθονία στο σταθμό δειγματοληψίας Στ.Μ στις 20/2/2016. Η ομάδα Various περιλαμβάνει τις ομάδες, Platyhelminthes, Nemertina, Foraminifera, Oligochaeta, Chaetognatha, Anthozoa και Ascidiacea Κυρίαρχα είδη/τάξα Από την ανάλυση της μακροπανίδας όλων των σταθμών δειγματοληψίας διαπιστώθηκε η ύπαρξη 9 κυρίαρχων τάξων (Πίνακας 4.3). Στο σταθμό Στ.1 κυριάρχησαν τα γένη Amphiura (28,32%) και Stenothoe (15,02%), οι ανώτερες ταξινομικές ομάδες Platyhelminthes (11,46%) και Nematoda (9,15%) καθώς και δύο οικογένειες των Polychaeta (Serpulidae με ποσοστό 8,47% και Syllidae με ποσοστό 7,32%). Στο σταθμό Στ.3 κυριάρχησαν τα Serpulidae (21,46%), Nematoda (16,17%), Syllidae (15,15%), Corophium acutum (10,56%), Platyhelminthes (5,75%), Leptochelia spp. (5,53%) και Copepoda (5,30%). Τέλος, στο σταθμό Στ.Μ η οικογένεια με τη μεγαλύτερη κυριαρχία ήταν η Syllidae (42,68%), ενώ ακολούθησαν τα καρκινοειδή Stenothoe spp. (15,04%), Corophium acutum (8,87%) και τα Copepoda (7,68%). Όλα τα παραπάνω τάξα εντοπίστηκαν σε όλους τους σταθμούς, με εξαίρεση το γένος Amphiura, το οποίο δεν βρέθηκε στον σταθμό Στ.Μ. 51

52 Τα παραπάνω αποτελέσματα απεικονίζονται στην Εικόνα 4.10, όπου στον σταθμό Στ.Μ το 80% της πανίδας διαμορφώθηκε από τη συμμετοχή 5 τάξων, στον σταθμό Στ.1 από 6 και στον Στ.3 από 7. Το γεγονός ότι η καμπύλη της αθροιστικής κυριαρχίας του σταθμού Στ.Μ βρίσκεται πάνω από τις αντίστοιχες των σταθμών Στ.1 και Στ.3 έδειξε ότι αποτελεί τη βιοκοινότητα με τη χαμηλότερη ποικιλότητα και με τη μεγαλύτερη κυριαρχία συγκεκριμένων ειδών. Πίνακας 4.3 Κυρίαρχα είδη/τάξα της πανίδας στους 3 σταθμούς δειγματοληψίας (ΜΚ: Μέση Κυριαρχία, Σ: Συχνότητα εμφάνισης στο σύνολο των δειγμάτων) Taxon Στ.1 Στ.3 Στ.Μ ΜΚ (%) ΜΚ (%) ΜΚ (%) Σ (%) Syllidae 7,32 15,15 42, Serpulidae 8,47 21,46 1, Corophium acutum 4,27 10,56 8, Leptochelia spp. 0,35 5,53 0, Stenothoe spp. 15,02 1,81 15, Copepoda 4,07 5,30 7, Amphiura spp. 28,32 5,28-67 Platyhelminthes 11,46 5,75 1, Nematoda 9,15 16,17 7, ΣΥΝΟΛΟ 88,43 87,01 85,33 Εικόνα 4.10 Καμπύλες Αθροιστικής Κυριαρχίας τάξων στους 3 σταθμούς δειγματοληψίας. 52

53 4.2.4 Αφθονία μακροβένθους Η κατανομή της αφθονίας στα δείγματα των 3 σταθμών δεν εμφάνισε στατιστικά σημαντικές διαφορές μεταξύ των σταθμών δειγματοληψίας (F=1,12, p=0,43). Τα αποτελέσματα της ανάλυσης διασποράς ANOVA που έγιναν στις κυρίαρχες ταξινομικές ομάδες όλων των δειγμάτων παρατίθενται στον Πίνακα 4.4, ενώ στην Εικόνα 4.11 απεικονίζεται η κατανομή της μέσης αφθονίας ανά σταθμό. Σε καμία περίπτωση δεν παρατηρήθηκε η ύπαρξη στατιστικά σημαντικών διαφορών. Το γεγονός αυτό αποδίδεται στα προβλήματα που αντιμετωπίστηκαν στις δειγματοληψίες και συγκεκριμένα στη σημαντική απόκλιση της αφθονίας μεταξύ των επαναληπτικών δειγμάτων του σταθμού Στ.1 (το Δείγμα 2 εμφάνισε σημαντικά μικρότερη αφθονία από τα υπόλοιπα, πιθανόν λόγω της διαφορετικής κλίσης του υποστρώματος). Πίνακας 4.4 Αποτελέσματα της ανάλυσης διασποράς ANOVA (F) αναφορικά με την επίδραση της θέσης των σταθμών δειγματοληψίας στην αφθονία των κυρίαρχων ταξινομικών ομάδων, όπου p η πιθανότητα Taxa F p Polychaeta 6,09 0,08 Crustacea 0,59 0,60 Echinodermata 0,81 0,52 Platyhelminthes 1,03 0,45 Nematoda 1,01 0,46 53

54 Εικόνα 4.11 Κατανομή των μέσων τιμών αφθονίας και τυπική απόκλιση των κυρίαρχων ταξινομικών ομάδων των 3 σταθμών δειγματοληψίας. 54

55 4.2.5 Συσχέτιση κατανομών αφθονίας-βιομάζας Στη μέθοδο της παράλληλης διαγραμματικής σύγκρισης αφθονίας- βιομάζας (ABC comparison) χρησιμοποιήθηκαν οι οικογένειες των πολυχαίτων που βρέθηκαν σε κάθε σταθμό δειγματοληψίας (Εικόνα 4.12). Όπως διαπιστώνεται, στους σταθμούς Στ.1 και Στ.Μ η καμπύλη της αφθονίας βρίσκεται πάνω από την αντίστοιχη της βιομάζας σε όλο το μήκος της. Εξαίρεση αποτελεί η πρώτη τιμή στο σταθμό Στ.1, όπου η τιμή της αφθονίας ήταν μικρότερη από την αντίστοιχη της βιομάζας. Η τιμή αυτή αντιστοιχεί στην οικογένεια (Serpulidae). Πιθανή αιτία ήταν το μεγάλο μέγεθος των ατόμων που απαρτίζουν την οικογένεια αυτή. Σχετικά με τον σταθμό Στ.Μ, η καμπύλη της αφθονίας απέχει σημαντικά από την αντίστοιχη της βιομάζας (W= -0,302), καθώς συμμετέχουν κυρίως μικρόσωμες ταξινομικές ομάδες. Τη μεγαλύτερη αθροιστική κυριαρχία είχε η οικογένεια Syllidae (βλ. Ενότητα 4.2.3), η οποία αποτελούνταν από μικρά άτομα με μικρή βιομάζα. Το πρότυπο των καμπυλών και στους δύο σταθμούς έδειξε διαταραχή. Όσον αφορά στο σταθμό Στ.3, η καμπύλη της αφθονίας τοποθετήθηκε κάτω από την αντίστοιχη της βιομάζας στις 4 πρώτες οικογένειες (Serpulidae, Syllidae, Spionidae, Nereidae σε σειρά κυριαρχίας), ενώ στη συνέχεια είτε ταυτίστηκε με τις αντίστοιχες τιμές της βιομάζας είτε παρουσίασε μικρή αύξηση (W= 0,053). Αυτό οφείλεται στο γεγονός ότι στον σταθμό αυτό συλλέχθηκαν δύο μεγάλα άτομα διθύρων του είδους Ostrea edulis, πάνω στα οποία υπήρχε σημαντικός αριθμός νεαρών ατόμων της οικογένειας Serpulidae. Το πρότυπο της καμπύλης στον σταθμό Στ.3 έδειξε ήπια διαταραχή. 55

56 Αφθονία Βιομάζα ατόμων Αφθονία Βιομάζα ατόμων Αφθονία Βιομάζα ατόμων Εικόνα 4.12 Καμπύλες αφθονίας- βιομάζας των οικογενειών της ταξινομικής ομάδας Polychaeta ανά σταθμό δειγματοληψίας. 56

57 4.2.6 Συνολική αφθονία και Ποικιλότητα πανίδας Οι τιμές των κυριότερων δεικτών ποικιλότητας της βενθικής μακροπανίδας για τους τρεις σταθμούς δειγματοληψίας αναφέρονται στον Πινακα 4.5. Στις Εικόνες 4.13 και 4.14 απεικονίζονται οι μεταβολές των τιμών τους ανά σταθμό δειγματοληψίας. Η υψηλότερη τιμή της αφθονίας ατόμων (N) καταγράφηκε στον σταθμό Στ.3 (13308), ενώ η χαμηλότερη στον Στ.Μ (4103). Στην περίπτωση του σταθμού Στ.Μ εμφανίστηκε η μικρότερη αφθονία ατόμων (Ν), αλλά η μεγαλύτερη αφθονία ειδών (61 ταξινομικές ομάδες). Αυτό αντικατοπτρίστηκε και στις τιμές του δείκτη Margalef (d ), όπου οι σταθμοί εντός του παράκτιου μετώπου της πόλης της Θεσσαλονίκης είχαν παρόμοιες τιμές (Στ.1-4,71 και Στ.3-5,16), ενώ στο σταθμό της Νέας Μηχανιώνας ήταν σημαντικά μεγαλύτερη (Στ.Μ- 7,21). Ο δείκτης ομοιομορφίας (J ) κυμάνθηκε από 0,52 έως 0,63, καταδεικνύοντας την ύπαρξη κυρίαρχων ειδών/ τάξων, ειδικά στο σταθμό Στ.Μ, όπου παρατηρήθηκε η μικρότερη τιμή, λόγω της κυριαρχίας μιας οικογένειας πολυχαίτων (Syllidae). Αντίστοιχα, ο δείκτης Shannon- Wiener (H ) κυμάνθηκε από 3,11 έως 3,57. Πίνακας 4.5 Τιμές των σημαντικότερων δεικτών ποικιλότητας για κάθε σταθμό δειγματοληψίας (S: Αφθονία ειδών, N: Συνολικός αριθμός ατόμων, d : Δείκτης Margalef, J : Δείκτης ομοιομορφίας της κατανομής της Pielou, H : Ποικιλότητα του Shannon- Wiener, D : Δείκτης κυριαρχίας του Simpson, N 1 : Δραστικός αριθμός ειδών ή Αριθμός ποικιλότητας του Hill τάξης 1) Σταθμός S N d J' H' D N 1 Στ ,71 0,62 3,35 0,86 10,22 Στ ,16 0,63 3,57 0,88 11,84 Στ.Μ ,21 0,52 3,11 0,77 8,62 57

58 Εικόνα 4.13 Μεταβολή της αφθονίας ατόμων (Ν), της αφθονίας ειδών (S) και του δραστικού αριθμού ειδών (Ν 1 ) στους 3 σταθμούς δειγματοληψίας. Εικόνα 4.14 Μεταβολή των δεικτών ποικιλότητας των Shannon- Wiener (H ), της ομοιομορφίας της κατανομής της Pielou (J ) και του Margalef (d ) στους 3 σταθμούς δειγματοληψίας. 58

59 4.2.7 Ομοιότητα κοινοτήτων Η ιεραρχική μέθοδος αξιολόγησε τις ομοιότητες μεταξύ των βιοκοινοτήτων των σταθμών δειγματοληψίας με βάση το συντελεστή ομοιότητας Bray-Curtis. Οι επιμέρους ομάδες συντέθηκαν στο μέσο όρο της ομοιότητας (group average) των ζευγών των δειγμάτων. Το δενδρόγραμμα που προέκυψε, έδειξε την ύπαρξη δύο βασικών ομάδων (Εικόνα 4.15), ενώ ένα δείγμα από το σταθμό Στ.1 τοποθετήθηκε μεμονωμένα ( ομάδα Α). Η ομάδα Β περιέλαβε το δεύτερο δείγμα από το σταθμό Στ.1 μαζί με τα δύο δείγματα του Σταθμού Στ.3, ενώ η ομάδα Γ τα δύο δείγματα που συλλέχθηκαν από το Στ.Μ. Τα αποτελέσματα της ανάλυσης SIMPROF επιβεβαιώνουν την ιεραρχική ομαδοποίηση, διαχωρίζοντας τα δείγματα σε τρεις ομάδες (Α, Β και Γ). Αντίστοιχη εικόνα προκύπτει και από τη διδιάστατη απεικόνιση των σχέσεων ομοιότητας των δειγμάτων, όπου η τιμή του συντελεστή συμπίεσης ήταν μηδενική (stress value: 0), υποδεικνύοντας την άριστη απεικόνιση στον χώρο των σχέσεων των δειγμάτων. Από τις παραπάνω εικόνες είναι εμφανές ότι τα δείγματα ομαδοποιήθηκαν ανάλογα με το σταθμό προέλευσής τους, εκτός από την περίπτωση του Δείγματος 2 του σταθμού Στ.1, το οποίο τοποθετήθηκε μεμονωμένα ( ομάδα Α) σε ποσοστό ομοιότητας 53,46%. Αυτό φαίνεται να σχετίζεται με τη φυσιογνωμία του υποστρώματος της βιοκοινότητας του Δείγματος 2, το οποίο συλλέχθηκε από οριζόντιο-φυσικό σκληρό υπόστρωμα, όπως ήδη σχολιάστηκε σε προηγούμενες αναλύσεις. Τα δείγματα του σταθμού Στ.3 εμφάνισαν τη μεγαλύτερη ομοιότητα μεταξύ τους (86,64%), αλλά και ομοιότητα της τάξης του 73,17% με το Δείγμα 1 του σταθμού Στ.1, μαζί με το οποίο συγκρότησαν την ομάδα Β, αποκαλύπτοντας έτσι την ομοιότητα της μακροπανιδικής σύνθεσης στους σταθμούς εντός του κόλπου της Θεσσαλονίκης. Τέλος, η ομοιότητα μεταξύ των δύο δειγμάτων του σταθμού Στ.Μ (ομάδα Γ), ήταν της τάξης του 65,74% κι αυτό διότι, το ένα συλλέχθηκε εντός της προβλήτας της Ν. Μηχανιώνας, ενώ το άλλο συλλέχθηκε από την εξωτερική της θέση, με προσανατολισμό προς την ανοιχτή θάλασσα. Έτσι, αναδεικνύεται η επίδραση που είχε η κατασκευή της μαρίνας στη Ν. Μηχανιώνα στην πανίδα της περιοχής. Για να διαπιστωθεί εάν υπάρχουν διαφορές ανάμεσα στους σταθμούς εφαρμόστηκε η δοκιμασία ANOSIM για όλα τα δείγματα εκτός από το Στ.1-Δ2. Το επίπεδο σημαντικότητας ήταν p=6,7%>0,05, δηλαδή δεν ήταν στατιστικά σημαντικό, πιθανώς, εξαιτίας της μικρής επαναληψιμότητας των δειγμάτων. Τέλος, η τιμή R= 1 υποδηλώνει ότι ο βαθμός διαφοροποίησης των σταθμών είναι ικανοποιητικός. 59

60 Στ.1 Στ.3 Στ.Μ Εικόνα 4.15 Ιεραρχικό δενδρόγραμμα ομαδοποίησης και διδιάστατη απεικόνιση στον χώρο των σχέσεων ομοιότητας των δειγμάτων μακροπανίδας που συλλέχθηκαν από τους 3 σταθμούς δειγματοληψίας στις 19-20/2/2016, στη βάση του συντελεστή Bray-Curtis και σε λογαριθμημένα δεδομένα αριθμητικής αφθονίας τάξων. 60

61 Προκειμένου να εντοπιστούν εκείνες οι ταξινομικές ομάδες που είναι υπεύθυνες για την ομοιότητα των ομάδων Α, Β και Γ, αλλά και για τη μεταξύ τους ανομοιότητα εφαρμόστηκε η ανάλυση SIMPER. Για την ομάδα Α δεν ήταν δυνατή η ανάλυση ομοιότητας, διότι περιελάμβανε μόνο ένα δείγμα (Στ1.Δ2). Στους Πίνακες 1-5 του Παραρτήματος ΙΙ παρατίθενται αναλυτικά τα αποτελέσματα της ανάλυσης SIMPER. Η μέση ομοιότητα της ομάδας Β (Στ1-Δ1, Στ3-Δ1, Στ3-Δ2) ήταν 77,66% (Πίνακας 4.6). Οι ταξινομικές ομάδες με τη μεγαλύτερη συμμετοχή στον καθορισμό αυτού του ποσοστού ομοιότητας ήταν οι οικογένειες Serpulidae (6,29%) και Syllidae (6,28%) των πολυχαίτων, καθώς και αμφίποδο Corophium acutum (5,76%). Ο αριθμός των ταξινομικών ομάδων που συνέβαλαν κατά 64,8% στην ποσοστιαία ομοιότητα εντός της ομάδας Β ήταν 13. Αντίστοιχα, η μέση ομοιότητα της ομάδας Γ (ΣτΜ-Δ1, ΣτΜ-Δ2) ήταν 65,74% (Πίνακας 4.6). Τη μεγαλύτερη συμμετοχή είχε η οικογένεια Syllidae (10,55%) των πολυχαίτων, ενώ ακολούθησαν το αμφίποδο Corophium acutum (8,03%) και τα Copepoda (7,5%). Συνολικά έντεκα (11) ταξινομκές ομάδες ήταν υπεύθυνες για το 63,38% της ποσοστιαίας ομοιότητας εντός της ομάδας Γ. 61

62 Πίνακας 4.6 Αποτελέσματα της ανάλυσης SIMPER. Μέση ομοιότητα ομάδων B και Γ, όπως αυτές προέκυψαν από την ιεραρχική ομαδοποίηση των δειγμάτων των σταθμών δειγματοληψίας στη βάση του συντελεστή των Bray-Curtis και αθροιστική συμμετοχή των ταξινομικών ομάδων της μακροπανίδας στον καθορισμό του 65% του ποσοστού ΣΥΜΜΕΤΟΧΗ ΤΩΝ TAXA (%) Ταξινομικές Ομάδες ΟΜΑΔΑ Β ΟΜΑΔΑ Γ Μέση Ομοιότητα: Μέση Ομοιότητα: 77,66 65,74 Serpulidae 6,29 2,79 Syllidae 6,28 10,55 Corophium acutum 5,76 8,03 Nematoda 5,74 6,16 Platyhelminthes 5,62 Copepoda 5,49 7,5 Amphiura spp. 5,42 Stenothoe spp. 4,32 6,91 Leptochelia spp. 3,88 Spionidae 3,71 Sabellariidae 3,67 Zeuxo spp. 3,61 Cirratulidae 3,6 3,74 Elasmopus spp. 5,25 Caprella scaura 4,89 Amphipholis spp. 4,75 Lumbrineridae 4,22 ΣΥΝΟΛΟ 64,8 63,38 Συγκρίνοντας τις ομάδες Β και Α διαπιστώθηκε πως είχαν ποσοστό ανομοιότητας 43,47% (Πίνακας 4.7). Η παρατηρούμενη ανομοιότητα οφείλεται σε 20 ταξινομικές ομάδες με ποσοστό συμμετοχής 63,34%. Στις ομάδες Β και Γ, η μεταξύ τους ανομοιότητα βρέθηκε στο 43,38%, ενώ κατά 64,47% οφείλεται σε 27 ταξινομικές ομάδες. Τέλος, η μεγαλύτερη μέση ανομοιότητα διαπιστώθηκε μεταξύ των ομάδων Α και Γ (51,15%). Οι ταξινομικές ομάδες που οφείλονταν κατά 63,83% για την ανομοιότητα των ομάδων ήταν

63 Πίνακας 4.7 Αποτελέσματα ανάλυσης ανομοιότητας SIMPER. Μέση ανομοιότητα ομάδων Α & Β, Β & Γ και Α & Γ, όπως αυτές προέκυψαν από την ιεραρχική ομαδοποίηση των δειγμάτων των σταθμών δειγματοληψίας στη βάση του συντελεστή των Bray-Curtis και αθροιστική συμμετοχή των ταξινομικών ομάδων της μακροπανίδας στον καθορισμό του 65% του ποσοστού ΣΥΜΜΕΤΟΧΗ ΤΩΝ TAXA (%) Ταξινομικές Ομάδες ΟΜΑΔΕΣ Β & Α ΟΜΑΔΕΣ Β & Γ ΟΜΑΔΕΣ Α & Γ Μέση Ανομοιότητα: Μέση Ανομοιότητα: Μέση Ανομοιότητα: 43,47 43,38 51,15 Syllidae 5,06 5,4 Leptochelia spp. 4,75 2,68 Spionidae 4,64 3,1 Corophium acutum 4,63 3,49 Hiatella arctica 3,64 1,83 Nereidae 3,57 2,7 Serpulidae 3,57 3,86 1,68 Sabellariidae 3,3 4,09 1,78 Amphipholis spp. 3,16 4,4 Cirratulidae 3,14 1,86 Nematoda 2,87 1,78 Amphiura spp. 2,72 5,46 5,34 Copepoda 2,71 1,92 Nudibranchia 2,46 1,67 Platyhelminthes 2,43 3,66 2,16 Stenothoe spp. 2,27 2,23 Chrysopetalidae 2,16 1,79 Elasmopus spp. 2,1 Oligochaeta 2,09 2,59 Zeuxo spp. 2,08 2,89 Lumbrineridae 2,9 3,71 Caprella scaura 2,23 4,38 Terebellidae 2,18 Nemertina 2,16 2,03 Phylodocidae 1,92 Munna spp. 1,87 3,51 Microdeutopus spp. 1,8 2,33 Cumacea 1,75 2,24 Exogoninae 1,72 2,04 Paracentrotus lividus 1,63 Pusillina radiata 1,6 2,05 Pantapoda 1,56 Pyura microcosmus 1,55 Bittium latreilli 1,54 1,97 Tanais dulongii 1,51 Paracerceis sculpta 2,98 Chrysallida incerta 2,01 Musculus discors 1,73 ΣΥΝΟΛΟ 63,34 64,37 63,83 63

64 4.2.8 Προσδιορισμός οικολογικής ποιότητας με τη χρήση βιοτικών δεικτών Οι βιοτικοί δείκτες BENTIX και BOPA αναφέρονται σε βιοκοινότητες του κινητού υποστρώματος. Έτσι, κάποιες από τις ταξινομικές ομάδες που καταγράφηκαν στο πλαίσιο της έρευνας δεν ήταν ενταγμένες στις οικολογικές ομάδες των παραπάνω δεικτών. Επομένως, προκειμένου να δοκιμαστεί η εφαρμογή αυτών των δεικτών στις ιδιαίτερες συνθήκες των τεχνητών υποστρωμάτων πραγματοποιήθηκαν προσθήκες ή και τροποποιήσεις στην κατάταξη των μακροασπονδύλων σε σχέση με την ανθεκτικότητά τους στην οργανική ρύπανση. Η κατάταξη σε ανθεκτικές (GT) ή ευαίσθητες (GI) ομάδες έγινε, είτε βάσει βιβλιογραφικών δεδομένων, ή στις περιπτώσεις που οι προσδιορισμοί ήταν σε ανώτερο ταξινομικό επίπεδο που περιλάμβανε τόσο ανθεκτικά όσο και ευαίσθητα είδη, των επικρατέστερων σε αφθονία εκπροσώπων (GT ή GI) στην ταξινομική ομάδα (Πίνακας 4.8). Πίνακας 4.8 Κατάταξη των ταξινομικών ομάδων ως ανθεκτικές (GT) ή ευαίσθητες (GS) στην οργανική ρύπανση προκειμένου να υπολογιστούν οι βιοτικοί δείκτες BENTIX και BOPA Ταξινομική ομάδα Ανθεκτικά Ευαίσθητα (GT) (GS) Πηγή Caprella dilatata Ros et al. 2013, 2015 Caprella scaura Ros et al. 2013, 2015 Cirratulidae Gesteira & Dauvin 2000 Elasmopus spp. Chintiroglou et al. 2004, Κυριαρχία Elasmopus rapax Exogoninae Giangrande et al Hesionidae Beyer 1968 Leucothoe spinicarpa Lumbrineridae Dean 2008 Maldanidae Dean 2008 Nereidae Sabellariidae Sabellidae Serpulidae Κυριαρχία Hydroides spp., Potamocerus spp. Spionidae Gesteira & Dauvin 2000 Stenothoe spp. Syllidae Giangrande et al Terebelidae Dean 2008 Zeuxo spp. ΑΜΒΙ v

65 Δείκτης BENTIX Ο υπολογισμός του δείκτη BENTIX έγινε λαμβάνοντας υπόψη μόνο τις κυρίαρχες ταξινομικές ομάδες στη σύνθεση των βιοκοινοτήτων των σταθμών, με βάση τα αποτελέσματα SIMPER. Στον Πίνακα 4.9 αναγράφονται οι τελικές τιμές του δείκτη για κάθε σταθμό δειγματοληψίας, καθώς και η οικολογική του ποιότητα. Πιο συγκεκριμένα, η οικολογική ποιότητα και των 3 σταθμών κρίθηκε ελλιπής. Οι δύο σταθμοί δειγματοληψίας στο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης είχαν τις μικρότερες τιμές του δείκτη (Στ.1: 2,00 και Στ.3: 2,08), ενώ το λιμάνι της Ν. Μηχανιώνας είχε τη μεγαλύτερη (Στ.Μ: 2,17). Από τα κυρίαρχα είδη που εντάχθηκαν στον υπολογισμό, το 16,66% για τον σταθμό Στ.1 και το 17,64% για τον σταθμό Στ.3 ανήκαν στις ευαίσθητες προς την οργανική ρύπανση ταξινομικές ομάδες, ενώ το 23,52% για τον σταθμό Στ.Μ (Εικόνα 4.16). Πίνακας 4.9 Εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας των 3 σταθμών δειγματοληψίας, σύμφωνα με το δείκτη BENTIX, λαμβάνοντας υπόψη τις κυρίαρχες ταξινομικές ομάδες από την ανάλυση SIMPER. Ο χρωματισμός είναι σύμφωνα με την πενταβάθμια κλίμακα που ορίζεται από την Οδηγία 2000/60/Ε.Κ. Σταθμός Τιμή BENTIX Κατάσταση ρύπανσης Οικολογική ποιότητα Στ.1 2,00 Βαριά ρύπανση Ελλιπής Στ.3 2,08 Βαριά ρύπανση Ελλιπής Στ.Μ 2,17 Βαριά ρύπανση Ελλιπής Εικόνα 4.16 Ποσοστιαίος αριθμός ταξινομικών ομάδων βενθικών μακροασπονδύλων, με βάση την ευαισθησία τους σε συνθήκες ρύπανσης, σύμφωνα με το δείκτη BENTIX στους 3 σταθμούς δειγματοληψίας. 65

66 Δείκτης BOPA Για την εφαρμογή του δείκτη BOPΑ χρησιμοποιήθηκαν όλες οι ταξινομικές ομάδες των ευκαιριακών πολυχαίτων και των ευαίσθητων αμφιπόδων. Τα αποτελέσματα έδειξαν ότι ο σταθμός Στ.1 ήταν σε καλή οικολογική κατάσταση, ενώ οι σταθμοί Στ.3 και Στ.Μ σε μέτρια (Πίνακας 4.10). Το αποτέλεσμα αυτό οφείλεται στην κυριαρχία της ομάδας Syllidae στον σταθμό Στ.Μ (βλ. Πίνακα 4.3, Ενότητα 4.2.3), που εντάχθηκε στην ανθεκτική ομάδα (GT). Αντιθέτως, στον σταθμό Στ.1 η συμμετοχή των ανθεκτικών πολύχαιτων στη συνολική μακροπανίδα είναι μικρότερη γεγονός που οδήγησε σε μικρότερες τιμές του δείκτη BOPA. Ειδικότερα, η κυρίαρχη ταξινομική ομάδα ήταν το εχινόδερμο Amphiura spp. (βλ. Πίνακα 4.3, Ενότητα 4.2.3), είδος ανθεκτικό στην οργανική ρύπανση. Η απουσία του είδους, όμως, στον υπολογισμό του δείκτη, θέτει βάσιμους προβληματισμούς για την εφαρμογή του στην περίπτωση του υπό μελέτη συστήματος. Πίνακας 4.10 Εκτίμηση της ποιότητας των 3 σταθμών δειγματοληψίας, σύμφωνα με τον δείκτη BOPA, λαμβάνοντας υπόψη όλες τις ταξινομικές ομάδες. Ο χρωματισμός είναι σύμφωνα με την πενταβάθμια κλίμακα που ορίζεται από την Οδηγία 2000/60/Ε.Κ. Σταθμός Τιμή BOPA Οικολογική ποιότητα Στ.1 0,07476 Καλή Στ.3 0,16372 Μέτρια Στ.Μ 0,16861 Μέτρια Λόγος ανθεκτικών Peracarida προς ευαίσθητων Peracarida Όσον αφορά στον λόγο των ανθεκτικών προς ευαίσθητων Peracarida, η οικολογική κατάσταση ήταν καλή και στους 3 σταθμούς δειγματοληψίας (Πίνακας 4.11). Η μεγαλύτερη τιμή εντοπίστηκε στο σταθμό Στ.Μ (0,10172), ενώ η μικρότερη στον σταθμό Στ.3 (0,08206). 66

67 Πίνακας 4.11 Εκτίμηση της ποιότητας των 3 σταθμών δειγματοληψίας, σύμφωνα με τον λόγο ανθεκτικών προς ευαίσθητων Peracarida, λαμβάνοντας υπόψη όλες τις ταξινομικές ομάδες της Υπερτάξης Peracarida. Ο χρωματισμός είναι σύμφωνα με την πενταβάθμια κλίμακα που ορίζεται από την Οδηγία 2000/60/Ε.Κ. Σταθμός Τιμή Ανθεκτικά Peracarida/ Ευαίσθητα Peracarida Οικολογική ποιότητα Στ.1 0,08675 Καλή Στ.3 0,08206 Καλή Στ.Μ 0,10172 Καλή Λόγος Νηματωδών προς Κωπήποδα Ο λόγος Nematoda/ Copepoda εμφάνησε μεγαλύτερη τιμή στον σταθμό Στ.3 και μικρότερη στον σταθμό Στ.Μ (0,99) (Πίνακας 4.12). Προσαρμόζοντας τον λόγο σύμφωνα με τον δείκτη BOPA, έδειξε ότι οι σταθμοί κατά μήκος του θαλάσσιου μετώπου της Θεσσαλονίκης (Στ.1 και Στ.3) είχαν καλή οικολογική κατάσταση, ενώ το λιμάνι της Ν. Μηχανιώνας (Στ.Μ) εξαιρετική. Πίνακας 4.12 Εκτίμηση της ποιότητας των 3 σταθμών δειγματοληψίας, σύμφωνα με τον λόγο Νηματωδών/ Κωπήποδα και με την προσαρμογή σύμφωνα με το δείκτη BOPA. Ο χρωματισμός είναι σύμφωνα με την πενταβάθμια κλίμακα που ορίζεται από την Οδηγία 2000/60/Ε.Κ. Σταθμός Λόγος Nematoda/ Copepoda Οικολογική ποιότητα Στ.1 2,25 0,04661 Καλή Στ.3 3,56 0,05361 Καλή Στ.Μ 0,99 0,02698 Εξαιρετική 67

68 4.3 Μεγαβενθικές κοινότητες Μελέτη σύνθεσης της μεγαπανίδας Σταθμός Στ.1 (Λιμάνι Θεσσαλονίκης) Στον σταθμό Στ.1, η γενική εικόνα και για τις δύο περιόδους δειγματοληψίας ήταν η κάλυψη του κρηπιδώματος από βιογενές στρώμα θυσσανοπόδων και από την ύπαρξη μεγαπανίδας, ενώ η χλωρίδα απουσίαζε (Εικόνα 4.17). Αναφορικά με τη σύνθεση της μεγαπανίδας, αναγνωρίστηκαν 6 ανώτερες ταξινομικές ομάδες (Porifera, Echinodermata, Bivalvia, Gastropoda, Ascidiacea, Cnidaria) (Εικόνα 4.18, Πίνακας 4.13). Η κυρίαρχη ομάδα ήταν τα Porifera με μοναδικό εκπρόσωπο το γένος Cliona. Η δεύτερη πιο άφθονη ομάδα ήταν τα Echinodermata με το είδος Paracentrotus lividus. Τέλος, τα Bivalvia την άνοιξη κάλυπταν μια επιφάνεια 20,57%, με κύρια συμμετοχή του είδους Mytilus galloprovincialis, ενώ το καλοκαίρι μόλις το 7,8%. Εικόνα 4.17 Ποσοστιαία κάλυψη του κρηπιδώματος στον σταθμό δειγματοληψίας Στ.1 τους μήνες Μάιο και Ιούνιο

69 Εικόνα 4.18 Ποσοστιαία κατανομή της κάλυψης των ταξινομικών ομάδων στο κρηπίδωμα του σταθμού δειγματοληψίας Στ.1 τους μήνες Μάιο και Ιούνιο Πίνακας 4.13 Μέσο ποσοστό κάλυψης των ταξινομικών ομάδων, που αναγνωρίστηκαν στο κρηπίδωμα του σταθμού Στ.1 τους μήνες Μάιο και Ιούνιο 2016 Ταξινομικές Ομάδες ΜΕΣΟ ΠΟΣΟΣΤΟ ΚΑΛΥΨΗΣ (%) Συχνότητα ΑΝΟΙΞΗ ΚΑΛΟΚΑΙΡΙ εμφάνισης (%) PORIFERA Cliona sp. 43,71 33,80 35,71 BIVALVIA Mytilus galloprovincialis 16,88 2,97 57,14 Others 3,69 4,83 64,28 GASTROPODA Hexaplex trunculus 1,86 1,74 71,42 Nudibranchia 0,58 7,14 ASCIDIACEA Botryllοides sp. 0,38 1,42 64,28 Ciona intestinalis 0,09 28,57 Styella plicata 0,60 50 ECHINODERMATA Paracentrotus lividus 11,16 25,06 85,71 Arbacia lixula 0,15 64,28 Species Urchin 21,39 27,25 85,71 CNIDARIA Anemonia viridis 0,26 0,65 35,71 UNKNOWN 0,43 1,10 ΣΥΝΟΛΟ

70 Σταθμός Στ.2 (Λευκός Πύργος) Ο σταθμός Στ.2 καλύφθηκε τις δύο περιόδους δειγματοληψίας από ένα στρώμα θυσσανόποδων, από χλωρίδα και από μεγαβενθικούς οργανισμούς (Εικόνα 4.19). Επιπλέον, την άνοιξη καταγράφηκαν στερεά απόβλητα (πλαστικών) σε ποσοστό 0,05%. Εδώ σημειώνεται πως ο σταθμός αυτός αποτελεί υψηλό τουριστικό προορισμό, καθώς επιβιβάζονται και αποβιβάζονται πολίτες που ξεναγούνται εντός του κόλπου της Θεσσαλονίκης. Στα σημεία στάθμευσης των πλοίων η βιοκοινότητα του σκληρού υποστρώματος ήταν ιδιαίτερα υποβαθμισμένη. Στην Εικόνα 4.20 απεικονίζεται η σύνθεση της μεγαπανίδας στον σταθμό Στ.2 την άνοιξη και το καλοκαίρι του 2016, ενώ στον Πίνακα 4.14 το μέσο ποσοστό κάλυψης των οργανισμών που αναγνωρίστηκαν. Όπως διαπιστώθηκε, η αφθονία των ειδών την άνοιξη ήταν μεγαλύτερη απ ότι το καλοκαίρι. Αναγνωρίστηκαν 8 ταξινομικές ομάδες (Bivalvia, Echinodermata, Bryozoa, Porifera, Gastropoda, Ascidiacea, Mollusca, Actinopterygii). Η ομάδα με τη μεγαλύτερη πυκνότητα ήταν τα Bivalvia (43,24%), με κύριο εκπρόσωπο το είδος Mytilus galloprovincialis, ακολούθησαν τα Echinodermata (30,84%) και τα Bryozoa (9,17%). Αντιθέτως, το καλοκαίρι αναγνωρίστηκαν 6 ταξινομικές ομάδες (Bivalvia, Echinodermata, Bryozoa, Gastropoda, Ascidiacea, Crustacea). Οι ομάδες με τη μεγαλύτερη πυκνότητα ήταν και πάλι τα Bivalvia (38,23%), τα Echindermata (46,68%) και τα Bryozoa (10,56%). Εικόνα 4.19 Ποσοστιαία κάλυψη του κρηπιδώματος στο σταθμό δειγματοληψίας Στ.2 τους μήνες Μάιο και Ιούνιο

71 Εικόνα 4.20 Ποσοστιαία κατανομή της κάλυψης των ταξινομικών ομάδων στο κρηπίδωμα του σταθμού δειγματοληψίας Στ.2 τους μήνες Μάιο και Ιούνιο

72 Πίνακας 4.14 Μέσο ποσοστό κάλυψης των ταξινομικών ομάδων, που αναγνωρίστηκαν στο κρηπίδωμα του σταθμού Στ.2 τους μήνες Μάιο και Ιούνιο 2016 Ταξινομικές Ομάδες ΜΕΣΟ ΠΟΣΟΣΤΟ ΚΑΛΥΨΗΣ (%) Συχνότητα ΑΝΟΙΞΗ ΚΑΛΟΚΑΙΡΙ εμφάνισης (%) PORIFERA Cliona sp. 4,71 35,71 Others 3,39 42,85 BIVALVIA Mytilus galloprovincialis 41,21 32,75 57,14 Others 2,03 5,48 64,28 GASTROPODA Hexaplex trunculus 1,60 2,31 71,42 ASCIDIACEA Botrylloides sp. 0,32 1,25 64,28 Styella sp. 0,37 35,71 Styella plicata 0,49 0,23 50 Clavelina sp. 0,04 7,14 BRYOZOA Schizoporella errata 9,17 10,56 57,14 ECHINODERMATA Paracentrotus lividus 18,43 9,88 85,71 Arbacia lixula 3,78 64,28 Species Urchin 12,41 33,13 85,71 CRUSTACEA Brachyura 0,33 21,42 MOLLUSCA Sepia officinalis 5,26 7,14 ACTINOPTERYGII Parablennius sp. 0,64 28,57 UNKNOWN 0,33 ΣΥΝΟΛΟ

73 Σταθμός Στ.3 (Μακεδονία Παλλάς) Ο σταθμός Στ.3 χαρακτηρίστηκε από έντονη φυκοκάλυψη που κυμάνθηκε από 39% έως 58% (Εικόνα 4.21). Χαρακτηριστικά γένη φυκών ήταν το Ulva, το Codium και διάφορα άλλα ροδοφύκη. Η μεγαπανίδα την άνοιξη αποτέλεσε το 22% με 44% της συνολικής κάλυψης. Τέλος, το βιογενές στρώμα των θυσσανόποδων κάλυψε το μόλις 10-15% του κρηπιδώματος. Εικόνα 4.21 Ποσοστιαία κάλυψη του κρηπιδώματος στον σταθμό δειγματοληψίας Στ.3 τους μήνες Μάιο και Ιούνιο Η σύνθεση και η πυκνότητα της μεγαπανίδας στο σταθμό Στ.3 παρουσιάζονται στην Εικόνα 4.22 και τον Πίνακα Την άνοιξη αναγνωρίστηκαν 4 ανώτερες ταξινομικές ομάδες (Bryozoa, Echinodermata, Gastropoda και Porifera). Η κυρίαρχη ομάδα ήταν τα Bryozoa (84,38%) με μοναδικό εκπρόσωπο το είδος Schizoporella errata. Σε μικρότερο ποσοστό εντοπίστηκαν οι ομάδες Echinodermata (10,85%) και Gastropoda (4,39%), ενώ τα Porifera είχαν τη μικρότερη συμμετοχή. Το καλοκαίρι εντοπίστηκαν 7 ανώτερες ταξινομικές ομάδες (Bryozoa, Echinodermata, Bivalvia, Gastropoda, Porifera, Ascidiacea και Actinopterygii). Για ακόμη μια φορά, η ομάδα Bryozoa κυριάρχησε (57,28%). Τα Echinodermata αυξήθηκαν σε 19,4%, ενώ καταγράφηκαν και διάφορα είδη δίθυρων (Bivalvia). Τέλος, παρατηρήθηκε αύξηση του ποσοστού των Gastropoda (7,21%) και Porifera (5,42%). 73

74 Εικόνα 4.22 Ποσοστιαία κατανομή της κάλυψης των ταξινομικών ομάδων στο κρηπίδωμα του σταθμού δειγματοληψίας Στ.3 τους μήνες Μάιο και Ιούνιο Πίνακας 4.15 Μέσο ποσοστό κάλυψης των ταξινομικών ομάδων, που αναγνωρίστηκαν στο κρηπίδωμα του σταθμού Στ.3 τους μήνες Μάιο και Ιούνιο 2016 Ταξινομικές Ομάδες ΜΕΣΟ ΠΟΣΟΣΤΟ ΚΑΛΥΨΗΣ (%) Συχνότητα ΑΝΟΙΞΗ ΚΑΛΟΚΑΙΡΙ εμφάνισης (%) PORIFERA Cliona sp. 0,38 5,42 35,71 BIVALVIA Others 9,29 64,28 GASTROPODA Hexaplex trunculus 4,23 6,75 71,42 Others 0,16 0,46 14,28 ASCIDIACEA Botrylloides sp. 0,99 64,28 Ciona intestinalis 0,20 28,57 BRYOZOA Schizoporella errata 84,38 57,28 57,14 ECHINODERMATA Paracentrotus lividus 6,75 1,98 85,71 Arbacia lixula 0,87 64,28 Species Urchin 4,10 16,55 85,71 ACTINOPTERYGII Parablennius sp. 0,03 28,57 UNKNOWN 0,18 ΣΥΝΟΛΟ

75 Σταθμός Στ.4 (Όμιλος Φίλων Θαλάσσης) Το κρηπίδωμα του κυματοθραύστη που βρίσκεται στο σταθμό Στ.4 μελετήθηκε ξεχωριστά, εσωτερικά (προς την ακτή) και εξωτερικά (στην ανοιχτή θάλασσα), έτσι ώστε να διαπιστωθούν τυχόν διαφοροποιήσεις στη σύνθεση των βιοκοινοτήτων. Παρόλο που οι φυσικές και χημικές παράμετροι που μετρήθηκαν εσωτερικά και εξωτερικά του κυματοθραύστη δεν παρουσίασαν σημαντικές διαφορές (βλ. Ενότητα 4.1), εντούτοις καταγράφηκαν σημαντικές διαφορές στη σύνθεση των συνευρέσεων. Το γεγονός αυτό φαίνεται να σχετίζεται με τον υδροδυναμισμό που ασκείται στην περιοχή. Όσον αφορά στο κρηπίδωμα που βρίσκεται εξωτερικά του κυματοθραύστη (Στ.4α), διαπιστώθηκε ότι την άνοιξη το 70% καλυπτόταν από μεγαπανίδα και το 21% από χλωρίδα, με διάφορα γένη χλωροφυκών, όπως Ulva και Codium, αλλά και ροδόφυτα όπως το γένος Gigartina (Εικόνα 4.23). Αντιθέτως, το καλοκαίρι η μεγαπανίδα αποτέλεσε το 25%, η χλωρίδα το 42% και το βιογενές στρώμα θυσσανόποδων το 24%. Την άνοιξη αναγνωρίστηκαν 6 ανώτερες ταξινομικές ομάδες (Bivalvia, Bryozoa, Echinodermata, Cnidaria, Porifera και Ascidiacea) και καταγράφηκαν, επίσης, αυγά από το είδος Aplysia fasciata (0,03%). Η σημαντική κάλυψη της μεγαπανίδας οφειλόταν στην ομάδα Bivalvia (62,46%) και συγκεκριμένα, στο είδος Mytilus galloprovincialis (Εικόνα 4.24, Πίνακας 4.16). Το 30,42% αποτέλεσε το Schizoporella errata και το 3,62% οι αχινοί P. lividus και A. lixula. Το καλοκαίρι αναγνωρίστηκαν 5 ανώτερες ταξινομικές ομάδες (Bryozoa, Echinodermata, Bivalvia, Cnidaria και Ascidiacea). Η κάλυψη παρουσίασε διαφορετική κατανομή, καθώς η κυρίαρχη ομάδα ήταν το Schizoporella errata (64,93%), ενώ μικρότερο ποσοστό κατείχαν τα Echinodermata (17,55%). 75

76 Εικόνα 4.23 Ποσοστιαία κάλυψη του κρηπιδώματος στον σταθμό δειγματοληψίας Στ.4α (εξωτερικά του κυματοθραύστη) τους μήνες Μάιο και Ιούνιο Εικόνα 4.24 Ποσοστιαία κατανομή της κάλυψης των ταξινομικών ομάδων στο κρηπίδωμα του σταθμού δειγματοληψίας Στ.4α (εξωτερικά του κυματοθραύστη) τους μήνες Μάιο και Ιούνιο

77 Πίνακας 4.16 Μέσο ποσοστό κάλυψης των ταξινομικών ομάδων, που αναγνωρίστηκαν στο κρηπίδωμα του σταθμού Στ.4α (εξωτερικά του κυματοθραύστη) τους μήνες Μάιο και Ιούνιο 2016 Ταξινομικές Ομάδες ΜΕΣΟ ΠΟΣΟΣΤΟ ΚΑΛΥΨΗΣ (%) Συχνότητα ΑΝΟΙΞΗ ΚΑΛΟΚΑΙΡΙ εμφάνισης (%) PORIFERA 0,71 42,85 BIVALVIA Mytilus galloprovincialis 62,32 9,36 57,14 Others 0,20 64,28 ASCIDIACEA Ciona intestinalis 0,37 28,57 Styella spp. 0,05 35,71 Styella plicata 0,06 1,52 50 BRYOZOA Schizoporella errata 30,42 64,93 57,14 ECHINODERMATA Paracentrotus lividus 0,20 4,08 85,71 Arbacia lixula 0,96 5,30 64,28 Species Urchin 2,46 8,16 85,71 CNIDARIA Anemonia viridis 1,57 5,47 35,71 OTHER Eggs of Alpysia fasciata 0,03 UNKNOWN 1,09 0,24 ΣΥΝΟΛΟ Στο κρηπίδωμα της εσωτερικής πλευράς του κυματοθραύστη (Στ.4β), επικράτησαν το βιογενές στρώμα των θυσσανόποδων και η μεγαπανίδα (Εικόνα 4.25). Η κάλυψη της χλωρίδας κυμάνθηκε σε μικρά ποσοστά, ενώ το καλοκαίρι εντοπίστηκε ένα μικρό ποσοστό πλαστικών στερεών αποβλήτων (0,01%). Την άνοιξη καταγράφηκαν 4 ανώτερες ταξινομικές ομάδες (Echinodermata, Gastropoda, Bivalvia και Ascidiacea), καθώς επίσης και αυγά από το είδος Aplysia fasciata (0,61%) (Εικόνα 4.26, Πίνακας 4.17), ενώ το καλοκαίρι εντοπίστηκαν 5 (Echinodermata, Gastropoda, Bivalvia, Cnidaria και Ascidiacea). Χαρακτηριστική μεγαπανίδα του σταθμού αποτέλεσαν τα Echinodermata και τα Gastropoda, ενώ με μικρότερα ποσοστά καταγράφηκαν ορισμένα Bivalvia (6,66%), Cnidaria και Ascidiacea. 77

78 Εικόνα 4.25 Ποσοστιαία κάλυψη του κρηπιδώματος στον σταθμό δειγματοληψίας Στ.4β (εσωτερικά του κυματοθραύστη) τους μήνες Μάιο και Ιούνιο Εικόνα 4.26 Ποσοστιαία κατανομή της κάλυψης των ταξινομικών ομάδων στο κρηπίδωμα του σταθμού δειγματοληψίας Στ.4β (εσωτερικά του κυματοθραύστη) τους μήνες Μάιο και Ιούνιο

79 Πίνακας 4.17 Μέσο ποσοστό κάλυψης των ταξινομικών ομάδων, που αναγνωρίστηκαν στο κρηπίδωμα του σταθμού Στ.4β (εσωτερικά του κυματοθραύστη) τους μήνες Μάιο και Ιούνιο 2016 Ταξινομικές Ομάδες ΜΕΣΟ ΠΟΣΟΣΤΟ ΚΑΛΥΨΗΣ (%) Συχνότητα ΑΝΟΙΞΗ ΚΑΛΟΚΑΙΡΙ εμφάνισης (%) BIVALVIA Mytilus galloprovincialis 0,04 57,14 Others 6,66 7,39 64,28 GASTROPODA Hexaplex trunculus 14,57 24,08 71,42 Others 14,28 ASCIDIACEA Botrylloides sp. 1,90 2,69 64,28 Ciona intestinalis 0,62 28,57 Styella spp. 0,09 35,71 ECHINODERMATA Paracentrotus lividus 38,25 22,62 85,71 Arbacia lixula 8,12 5,67 64,28 Species Urchin 29,80 30,07 85,71 CNIDARIA Anemonia viridis 5,94 35,71 OTHER Eggs of Alpysia fasciata 0,61 UNKNOWN 0,73 ΣΥΝΟΛΟ Σταθμός Στ.5 (Μέγαρο Μουσικής) Στον σταθμό Στ.5 τα ποσοστά κάλυψης ήταν παρόμοια τις δυο εποχές (Εικόνα 4.27). Η μελετούμενη επιφάνεια του κρηπιδώματος ήταν ακάλυπτη ή καλυπτόταν από βιογενές στρώμα θυσσανόποδων, ενώ ακολούθησε η κάλυψη από μεγαπανίδα και πολύ λιγότερο από χλωρίδα. Παρατηρήθηκε σε ποσοστό 0,04% εναπόθεση πλαστικών στερεών αποβλήτων. Στη μεγαπανίδα, πιο συγκεκριμένα, εντοπίστηκαν 6 ανώτερες ταξινομικές ομάδες (Bryozoa, Echinodermata, Ascidiacea, Porifera, Bivalvia και Gastropoda) και τις δυο εποχές (Εικόνα 4.28, Πίνακας 4.18). Η κυρίαρχη ομάδα ήταν τα Bryozoa με μοναδικό εκπρόσωπο το Schizoporella errata, ενώ ακολούθησαν οι αχινοί. Από την ομάδα Ascidiacea το κυρίαρχο είδος ήταν το Styella plicata. Τέλος, το καλοκαίρι εντοπίστηκαν ωοαποθέσεις γαστεροπόδων (0,22%). 79

80 Εικόνα 4.27 Ποσοστιαία κάλυψη του κρηπιδώματος, που καταγράφηκε στον σταθμό δειγματοληψίας Στ.5 τους μήνες Μάιο και Ιούνιο Εικόνα 4.28 Ποσοστιαία κατανομή της κάλυψης των ταξινομικών ομάδων στο κρηπίδωμα του σταθμού δειγματοληψίας Στ.5 τους μήνες Μάιο και Ιούνιο

81 Πίνακας 4.18 Μέσο ποσοστό κάλυψης των ταξινομικών ομάδων, που αναγνωρίστηκαν στο κρηπίδωμα του σταθμού Στ.5 τους μήνες Μάιο και Ιούνιο 2016 Ταξινομικές Ομάδες ΜΕΣΟ ΠΟΣΟΣΤΟ ΚΑΛΥΨΗΣ (%) Συχνότητα ΑΝΟΙΞΗ ΚΑΛΟΚΑΙΡΙ εμφάνισης (%) PORIFERA 2,93 0,48 42,85 BIVALVIA Mytilus galloprovincialis 0,91 57,14 Others 1,28 1,79 64,28 GASTROPODA Hexaplex trunculus 0,20 1,40 71,42 ASCIDIACEA Botrylloides spp. 0,22 64,28 Styella spp. 0,06 0,06 35,71 Styella plicata 11,91 4,68 50 BRYOZOA Schizoporella errata 67,14 76,52 57,14 ECHINODERMATA Paracentrotus lividus 5,44 3,04 85,71 Arbacia lixula 2,60 1,65 64,28 Species Urchin 7,19 9,53 85,71 OTHER Eggs 0,22 UNKNOWN 0,12 0,63 ΣΥΝΟΛΟ Σταθμός Στ.Μ (Λιμάνι Νέας Μηχανιώνας) Η κάλυψη του κρηπιδώματος στο αλιευτικό καταφύγιο της Νέας Μηχανιώνας (Στ.Μ) είχε διαφορετική σύνθεση σε σχέση με το αντίστοιχο στο θαλάσσιο μέτωπο της Θεσσαλονίκης (Εικόνα 4.29). Και τις δυο περιόδους δειγματοληψίας η επιφάνεια ήταν σχεδόν εξ ολοκλήρου καλυμμένη από χλωρίδα, ενώ ένα μικρό ποσοστό αντιπροσώπευσε τη μεγαπανίδα της περιοχής. Οι ανώτερες ταξινομικές ομάδες που αναγνωρίστηκαν την άνοιξη ήταν 5 (Porifera, Crustacea, Actinopterygii, Gastropoda και Cnidaria) (Εικόνα 4.30, Πίνακας 4.19). Η κάλυψη της μεγαπανίδας την άνοιξη ήταν κατά 51,54% Porifera και 16,35% Crustacea, όπως καβούρια. Στην έρευνα καταγράφηκε και ένα γαστερόποδο του γένους Hypselodoris. Το καλοκαίρι κυριάρχησε το Schizoporella errata (45,83%), ενώ ακολούθησαν τα καρκινοειδή δεκάποδα (26,37%). Σημειώνεται πως στις καταγραφές εντοπίστηκαν και οστεϊχθύες, η κάλυψη των οποίων έφτασε το 11,26% 81

82 και 16,39%, αντίστοιχα. Από τα τρία (3) είδη ψαριών που βρέθηκαν, μόνο το ένα (1) είναι βενθικό (Parablennius sp.). Εικόνα 4.29 Ποσοστιαία κάλυψη του κρηπιδώματος στον σταθμό δειγματοληψίας Στ.M τους μήνες Μάιο και Ιούνιο Εικόνα 4.30 Ποσοστιαία κατανομή της κάλυψης των ταξινομικών ομάδων στο κρηπίδωμα του σταθμού δειγματοληψίας Στ.M τους μήνες Μάιο και Ιούνιο

83 Πίνακας 4.19 Μέσο ποσοστό κάλυψης των ταξινομικών ομάδων, που αναγνωρίστηκαν στο κρηπίδωμα του σταθμού Στ.M τους μήνες Μάιο και Ιούνιο 2016 Ταξινομικές Ομάδες ΜΕΣΟ ΠΟΣΟΣΤΟ ΚΑΛΥΨΗΣ (%) Συχνότητα ΑΝΟΙΞΗ ΚΑΛΟΚΑΙΡΙ εμφάνισης (%) PORIFERA 51,54 2,18 42,85 GASTROPODA Hypselodoris sp. 9,98 7,14 BRYOZOA Schizoporella errata 45,83 57,14 CNIDARIA 9,53 7,14 CRUSTACEA Brachyura 16,35 26,37 21,42 ACTINOPTERYGII Parablennius sp. 7,03 3,89 28,57 Chromis chromis 4,24 7,14 Spicara sp. 12,50 7,14 UNKNOWN 1,34 9,22 ΣΥΝΟΛΟ

84 4.3.2 Διερεύνηση διαφοροποιήσεων της μεγαπανίδας Σύμφωνα με τα αποτελέσματα της παραγοντικής ανάλυσης διασποράς (factorial ANOVA), διαπιστώθηκε ότι η επίδραση της θέσης των σταθμών δειγματοληψίας στην αφθονία ειδών (S) είναι στατιστικά σημαντική (F=11,679, P<0,001) (Εικόνα 4.31). Αυτό προκύπτει κυρίως από τη χαμηλή αφθονία ειδών που παρατηρήθηκε στον σταθμό Στ.Μ (μέσες τιμές: 2,33 και 3, αντίστοιχα), καθώς επίσης και στη χαμηλή αφθονία ειδών που μετρήθηκε στον σταθμό Στ.3 την άνοιξη (μέση τιμή: 5,3). Ο μικρός αυτός αριθμός ειδών οφείλεται στο γεγονός ότι το μεγαλύτερο μέρος της έκτασης, στην οποία πραγματοποιήθηκε βιντεοσκόπηση, ήταν καλυμμένο από το βρυόζωο Schizoporella errata, μην αφήνοντας χώρο για εγκαθίδρυση άλλων ειδών. Αντιθέτως, η παραγοντική ανάλυση διασποράς έδειξε ότι η επίδραση της περιόδου δειγματοληψίας στην αφθονία ειδών δεν ήταν στατιστικά σημαντική (P>0,001). Με άλλα λόγια, η σύνθεση της μεγαπανίδας την άνοιξη και το καλοκαίρι ήταν ομοιόμορφη. Στην ανάλυση εντάχθηκε από τους οστεϊχθύες μόνο το είδος Parablennius sp., καθώς ήταν το μοναδικό βενθικό είδος, ενώ τα Chromis chromis και Spicara sp. θεωρούνται περαστικοί επισκέπτες. Εικόνα 4.31 Απεικόνιση χωρικής (Στ.1- Στ.Μ) και χρονικής (άνοιξη- πράσινο χρώμα, καλοκαίρι- ροζ χρώμα) μεταβλητότητας της αφθονίας ειδών (S) και της τυπικής απόκλισης. 84

85 Προκειμένου να διαπιστωθεί η ομοιότητα των σταθμών ως προς τη σύνθεση της μεγαπανίδας που καλύπτει το κρηπίδωμα εφαρμόστηκαν πολυμεταβλητές αναλύσεις. Τα δεδομένα ποσοστιαίας κάλυψης μετασχηματίστηκαν σε δεδομένα παρουσίας-απουσίας τάξων και υπολογίστηκε ο συντελεστής ομοιότητας Bray- Curtis. Οι παραπάνω σχέσεις ομοιότητας αποδόθηκαν με τη μορφή ενός ιεραρχικού δενδρογράμματος, αλλά και με τη διδιάστατη απεικόνιση ανάλυσης κλίμακας. Το δενδρόγραμμα που προέκυψε ανέδειξε την ύπαρξη τριών βασικών κλάδων (Εικόνα 4.32). Ο πρώτος (1) περιελάμβανε μόνο τον σταθμό Στ.Μ, ο δεύτερος (2) ομαδοποίησε τους σταθμούς Στ.4α, Στ.2, Στ.5 και ο τρίτος (3) τους σταθμούς Στ.4β, Στ.1 και Στ.3. Η ανάλυση SIMPROF έδειξε ότι υπάρχει αβεβαιότητα στην ομαδοποίηση των σταθμών που βρίσκονται στο θαλάσσιο μέτωπο της Θεσσαλονίκης (Στ.1-Στ.5). Η διδιάστατη απεικόνιση των σχέσεων ομοιότητας έδωσε παρόμοια αποτελέσματα. Η τιμή του συντελεστή συμπίεσης ήταν 0,01 και επομένως, η απεικόνιση των σχέσεων θεωρείται αξιόπιστη. Γενικά, προέκυψε ότι όλοι οι σταθμοί διευθετήθηκαν ανάλογα με τη γεωγραφική περιοχή προέλευσής τους. Έτσι, οι σταθμοί Στ.1- Στ.5 (ομάδες 2 και 3) που βρίσκονται στο θαλάσσιο μέτωπο της Θεσσαλονίκης είχαν ποσοστό ομοιότητας 68,52% και ο Στ.Μ (ομάδα 1), ο οποίος βρίσκεται στο λιμάνι της Νέας Μηχανιώνας, είχε με τους προηγούμενους ποσοστό ομοιότητας μόλις 13,71%. Αναλυτικότερα, οι σταθμοί Στ.2, Στ.4α και Στ.5 (ομάδα 2) παρουσίασαν ποσοστό ομοιότητας 75,86%. Οι σταθμοί Στ.1, Στ.3 και Στ.4β (ομάδα 3) είχαν ποσοστό ομοιότητας 73,5%. Το γεγονός ότι το δενδρόγραμμα χώρισε τους δύο υποσταθμούς Στ.4α και Στ.4β υποδεικνύει την επίδραση που έχει η προβλήτα στη μεγαπανίδα της περιοχής. Σε ποσοστό 80% ομαδοποιήθηκαν οι σταθμοί Στ.1 και Στ.4β, ενώ σε 83,33% οι Στ.4α και Στ.5. Για να διαπιστωθεί εάν υπάρχουν διαφορές ανάμεσα στους σταθμούς εφαρμόστηκε η δοκιμασία ANOSIM. Το επίπεδο σημαντικότητας ήταν p=28,6%>0,05, δηλαδή δεν ήταν στατιστικά σημαντικό. Τέλος, η τιμή R= 0,6 υποδηλώνει ότι ο βαθμός διαφοροποίησης των σταθμών δεν είναι ικανοποιητικός. 85

86 Εικόνα 4.32 Ιεραρχικό δενδρόγραμμα ομαδοποίησης και διδιάστατη απεικόνιση στον χώρο των σχέσεων ομοιότητας των σταθμών δειγματοληψίας στη βάση της μεγαπανιδικής τους σύνθεσης. 86

87 Οι ταξινομικές ομάδες που διαφοροποιούν τις δύο ομάδες σταθμών (ομάδα 2 και 3) του θαλάσσιου αστικού μετώπου της Θεσσαλονίκης αποδίδονται στον Πίνακα Η ομάδα 2 χαρακτηρίστηκε από την ύπαρξη σπόγγων, του βρυόζωου Schizoporella errata, ασκιδίων του γένους Styela και του μεσογειακού μυδιού Mytilus galloprovincialis. Αντιθέτως, η ομάδα 3 περιελάμβανε κυρίως τον σπόγγο Cliona sp., το ασκίδιο Ciona intestinalis, το Anemonia viridis, καθώς και διάφορα είδη γαστεροπόδων. Πίνακας 4.20 Ποσοστά συχνότητας εμφάνισης ειδών που συντέλεσαν στην ανοιμοιότητα μεταξύ των ομάδων 2 (Στ.2, Στ.4α, Στ.5) και 3 (Στ.3, Στ.1, Στ.4β), που προέκυψαν έπειτα από την ιεραρχική ομαδοποίηση βάσει του δείκτη Bray Curtis, σύμφωνα με τα δεδομένα της μακροπανίδας στα δείγματα των 7 σταθμών δειγματοληψίας Ταξινομικές Ομάδες ΣΥΧΝΟΤΗΤΑ ΕΜΦΑΝΙΣΗΣ(%) Ομάδα 2 Ομάδα 3 Porifera Gastropoda 0 67 Styela plicata Styela spp Schizoporella errata Ciona intestinalis Cliona sp Anemonia viridis Parablennius sp Hexaplex trunculus Botrylloides sp Mytilus galloprovincialis Nudibranchia 0 33 Clavelina sp Πληθυσμιακή πυκνότητα αχινών Στον Πίνακα 4.21 δίνεται η πληθυσμιακή πυκνότητα των δυο ειδών αχινών, όπως προέκυψε από τις οπτικές καταγραφές που πραγματοποιήθηκαν την άνοιξη και το καλοκαίρι του Το είδος Paracentrotus lividus, παρατηρήθηκε σε όλους σχεδόν τους σταθμούς δειγματοληψίας (Στ.1- Στ.4) με τιμές αφθονίας που κυμάνθηκαν από 6,95 107,5 ανά 10 m 2 την άνοιξη και από 13, ανά 10 m 2 το καλοκαίρι. Φαίνεται, λοιπόν, πως ο πληθυσμός του είδους διπλασιάστηκε ανάμεσα στις δύο εποχές, γεγονός, που πιθανώς να οφείλεται στην αναπαραγωγική 87

88 του περίοδο που λαμβάνει χώρα την άνοιξη. Εξαίρεση στο παραπάνω πρότυπο αποτελεί ο σταθμός Στ.5, στον οποίο υπολογίστηκε μικρότερη πληθυσμιακή αφθονία το καλοκαίρι. Από την άλλη πλευρά, το είδος Arbacia lixula είχε σημαντικά μικρότερες τιμές σχετικής πυκνότητας σε σχέση με το P. lividus. Την άνοιξη η πληθυσμιακή του αφθονία κυμάνθηκε από 0 3,91 ανά 10 m 2, ενώ το καλοκαίρι αυξήθηκε και κυμάνθηκε από 2,35 6,95 ανά 10 m 2. Πίνακας 4.21 Πληθυσμιακή πυκνότητα (ανά 10 m 2 ) των αχινών Paracentrotus lividus και Arbacia lixula στο κρηπίδωμα των σταθμών δειγματοληψίας Στ.1- Στ.5 το χρονικό διάστημα Απρίλιο- Ιούνιο 2016 Σταθμοί Paracentrotus lividus Arbacia lixula δειγματοληψίας Άτομα ανά 10 m 2 Άτομα ανά 10 m 2 Άνοιξη Καλοκαίρι Άνοιξη Καλοκαίρι Στ ,5 7,5 Στ.2 95,29 208,82 0 5,29 Στ.3 52, ,5 Στ.4α 6,95 13,04 3,91 6,95 Στ.4β 45, ,30 3 Στ.5 107,5 61,17 2 2,35 Τα παραπάνω δεδομένα πληθυσμιακής αφθονίας συνδυάστηκαν με την υπόθεση των Harmelin et al. (1981) (Εικόνα 3.9, Ενότητα 3.6.6), η εκτίμηση της βιομηχανικής και οργανικής ρύπανσης στη βάση της συνδυαστικής αποτύπωσης της πληθυσμιακής πυκνότητας τεσσάρων ειδών του φύλου εχινόδερμα. Η πιθανότητα βιομηχανικής ρύπανσης αποκλείστηκε, καθώς η πληθυσμιακή πυκνότητα του P.lividus ήταν αυξημένη. Σχετικά με την οργανική ρύπανση διαπιστώθηκε ότι: Στα καθαρά ύδατα: η πυκνότητα των P. lividus και A.lixula κυμαίνεται στα και 1-10 άτομα/ 10 m 2, αντίστοιχα. Στην παρούσα μελέτη οι αντίστοιχες τιμές βρέθηκαν εντός των ορίων μόνο για τις μέσες πυκνότητες του A.lixula και όχι του P.lividus (Εικόνα 4.33). Στην περίπτωση 1 ου βαθμού οργανικής ρύπανσης, η πυκνότητα των P. lividus και A.lixula κυμαίνεται από και άτομα/ 10 m 2, αντίστοιχα. Εντός των παραπάνω ορίων βρέθηκε ο πληθυσμός του P.lividus (εκτός του Στ.4α) και εκτός του A.lixula (Εικόνα 4.33). 88

89 Εικόνα 4.33 Η πυκνότητα του είδους Paracentrotus lividus (πάνω) και του Arbacia lixula (κάτω) στους 5 σταθμούς δειγματοληψίας (Στ.1- Στ.5) στο θαλάσσιο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης την περίοδο Μαρτίου- Ιουνίου 2016, καθώς και τα προτεινόμενα όρια οργανικής και βιομηχανικής ρύπανσης σύμφωνα με τους Harmelin et al. (1981). 89

90 4.4 Πληθυσμιακή - Βιομετρική μελέτη αχινών Αναλογία ειδών Για το χρονικό διάστημα Μαρτίου- Ιουνίου 2016, συλλέχθηκαν από το θαλάσσιο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης (Στ.1- Στ.5) και το λιμάνι στο Πόρτο Κουφό (Στ.ΠΚ) συνολικά 422 άτομα του είδους Paracentrotus lividus και 141 άτομα Arbacia lixula. Στους σταθμούς Στ.1- Στ.5, ο αριθμός των ατόμων P. lividus ήταν σε κάθε περίοδο δειγματοληψίας υψηλότερος από αυτόν των A. lixula (Εικόνα 4.34). Εξαίρεση αποτελεί ο σταθμός Στ.ΠΚ, όπου επικράτησε το είδος A. lixula (43 άτομα). Εικόνα 4.34 Ο αριθμός των ατόμων Paracentrotus lividus και Arbacia lixula που συλλέχθηκαν ανά σταθμό και μήνα δειγματοληψίας, στους σταθμούς Στ.1- Στ.5 στο θαλάσσιο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης και στον σταθμό Στ.ΠΚ στο λιμάνι Πόρτο Κουφό τους μήνες Μάρτιο- Ιούνιο Ο λόγος της αριθμητικής αφθονίας των δύο ειδών αχινών P. lividus/ A. lixula είχε μεγαλύτερες τιμές στους σταθμούς Στ.2, Στ.3 και Στ.4 σε σχέση με τους σταθμούς Στ.1 και Στ.5 (Εικόνα 4.35), δηλαδή ο αριθμός ατόμων P. lividus ήταν μεγαλύτερος στους ενδιάμεσους σταθμούς δειγματοληψίας και μικρότερος στους ακραίους στο θαλάσσιο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης. Η ανάλυση διασποράς ANOVA δεν έδειξε στατιστικά σημαντική διαφορά του λόγου σε σχέση με τους σταθμούς αναφοράς (p>0,01). Ο λόγος στο σταθμό Στ.ΠΚ ήταν πολύ μικρότερος (μέση τιμή: 0,58), ωστόσο τα αποτελέσματα δε συμπεριλήφθηκαν στην ανάλυση, διότι αφορούν μόνο τον Ιούνιο. 90

91 Εικόνα 4.35 Μέση τιμή και τυπική απόκλιση του λόγου Paracentrotus lividus προς Arbacia lixula στους στους σταθμούς Στ.1- Στ.5 στο θαλάσσιο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης στο σύνολο των ατόμων που συλλέχθηκαν τους μήνες Μάρτιο- Ιούνιο Κατανομή συχνότητας μεγέθους Στην Εικόνα 4.36 απεικονίζεται η κατανομή συχνότητας μεγέθους των ατόμων P. lividus τους τρεις μήνες δειγματοληψίας. Σε όλους τους σταθμούς δειγματοληψίας παρατηρήθηκε ότι τον Απρίλιο τα άτομα ήταν κυρίως με διάμετρο 3-4 cm, ενώ το Μάρτιο 3-5 cm. Αντιθέτως, τον Ιούνιο συλλέχθηκαν μικρότερα άτομα (1-3 cm), γεγονός που πρέπει να αποδοθεί στον κύκλο ζωής του είδους, καθώς την περίοδο Μαΐου - Ιουνίου τα νεαρά άτομα εγκαταστάθηκαν στο κρηπίδωμα. Στον σταθμό Στ.ΠΚ τα άτομα είχαν κυρίως διάμετρο 3-4 cm. Για το είδος A. lixula δεν πραγματοποιήθηκε η απεικόνιση της κατανομής συχνότητας μεγέθους, διότι ο αριθμός των ατόμων ανά περίοδο δειγματοληψίας ήταν μικρός, καθιστώντας αδύνατη τη διεξαγωγή αποτελεσμάτων. 91

92 Εικόνα 4.36 Κατανομή συχνότητας μεγέθους (μέση τιμή ± τυπική απόκλιση) βασισμένο στη διάμετρο των ατόμων Paracentrotus lividus ανά σταθμό και μήνα δειγματοληψίας. 92

93 4.4.3 Σχέσεις διαμέτρου και ύψους Το μέγεθος της διαμέτρου (D) των 422 ατόμων του είδους P. lividus κυμάνθηκε από 1,125-6,057 cm, ενώ το ύψος (H) από 0,561-3,737 cm, με μέση τιμή 3,826 και 2,121 cm, αντίστοιχα. Το μέγεθος της διαμέτρου των 141 ατόμων A. lixula κυμάνθηκε από 2,311-5,775 cm, ενώ το ύψος από 1,084-2,97 cm, με μέση τιμή 4,131 και 2,111 cm, αντίστοιχα. Στον Πίνακα 4.22 δίνονται τα αποτελέσματα της ιεραρχικής ανάλυσης διακύμανσης για τις μεταβλητές της διαμέτρου και του ύψους των δύο ειδών, σε σχέση με τους σταθμούς Στ.1- Στ.5 τους 3 μήνες δειγματοληψίας. Επειδή στον σταθμό Στ.ΠΚ συλλέχθηκαν άτομα μόνο τον Ιούνιο 2016, δε συμπεριλήφθηκαν στα αποτελέσματα που παρουσιάζονται στις Ενότητες και 4.4.4, ενώ γίνεται εκτενέστερη αναφορά στην Ενότητα Πίνακας 4.22 Αποτελέσματα ιεραρχικής ανάλυσης διακύμανσης (hierarchical ANOVA) για τις βιομετρικές μεταβλητές διάμετρο (D), ύψος (H) και το λόγο διαμέτρου/ ύψος (D/H), οι οποίες αφορούν τα είδη αχινού Paracentrotus lividus και Arbacia lixula, που συλλέχθηκαν στους σταθμούς δειγματοληψίας Στ.1- Στ.5 το χρονικό διάστημα Μάρτιο- Ιούνιο 2016 Βιομετρική μεταβλητή D H D / H Στατιστική μεταβλητή Paracentrotus lividus Μήνες Σταθμοί (Σταθμοί) Arbacia lixula Μήνες Σταθμοί (Σταθμοί) df MS 6,457 4,850 0,729 0,243 f 13,18 9,90 2,498 0,834 P 0,000 0,000 0,048 0,597 df MS 1,762 1,892 0,3405 0,1198 f 10,22 10,97 2,860 1,007 P 0,000 0,000 0,028 0,445 df MS 0,021 0,072 0,019 0,0537 f 2,2 7,4 0,91 2,44 P 0,069 0,000 0,463 0,013 Για το είδος P. lividus διαπιστώθηκε ότι τόσο η διάμετρος όσο και το ύψος των ατόμων, παρουσίασαν στατιστικά σημαντική διαφορά ανάμεσα στους σταθμούς και τους τρεις μήνες (Πίνακας 4.22 και Εικόνα 4.37). Τα μεγαλύτερα 93

94 άτομα βρέθηκαν στον σταθμό Στ.5, ενώ τα μικρότερα στους σταθμούς Στ.2 και Στ.3. Τον Ιούνιο παρουσιάστηκαν σε όλους τους σταθμούς μικρές τιμές στη διάμετρο και το ύψος. Όπως αναφέρθηκε στην Ενότητα 4.4.2, αυτό, πιθανώς, να οφείλεται στον κύκλο ζωής του. Ωστόσο, στα άτομα που συλλέχθηκαν από τον σταθμό Στ.4 τον Ιούνιο παρατηρήθηκε μείωση της διάμετρου και του ύψους, πιθανώς, εξαιτίας κάποιας ανθρωπογενούς παρέμβασης. Αντιθέτως, ο λόγος διάμετρος/ύψος δεν παρουσίασε στατιστικά σημαντική διαφορά (f=2,2, p>0,01) ανάμεσα στους σταθμούς, αλλά μόνο ανάμεσα στους μήνες (f=7,4, p>0,01). Για το είδος A. lixula ούτε η διάμετρος, αλλά ούτε και το ύψος δεν παρουσίασαν στατιστικά σημαντική διαφορά στον χώρο (σταθμοί δειγματοληψίας) και τον χρόνο (εποχές) (p>0,01) (Πίνακας 4.22 και Εικόνα 4.38). Η σχέση διαμέτρου - ύψους εκτιμήθηκε για το σύνολο των ατόμων κάθε είδους. Στο είδος P. lividus, η σχέση διαμέτρου - ύψους είχε τύπο y = -0, ,57*x, με συντελεστή συσχέτισης r 2 = 0,9618, ο οποίος έδειξε ισχυρή συσχέτιση μεταξύ των δύο μεταβλητών (Εικόνα 4.39). Για το A. lixula, η σχέση διαμέτρου - ύψους είχε μαθηματικό τύπο y= -0, ,5534*x, με συντελεστή συσχέτισης r 2 =0,7469, ο οποίος έδειξε επίσης υψηλή συσχέτιση μεταξύ των μεταβλητών (Εικόνα 4.40). 94

95 Εικόνα 4.37 Απεικόνιση χωρικής (Στ.1- Στ.5) και χρονικής (Μάρτιος- μπλε χρώμα, Απρίλιοςκόκκινο χρώμα, Ιούνιος- πράσινο χρώμα) μεταβλητότητας των βιομετρικών παραμέτρων διάμετρος (D), ύψος (H) και λόγος διαμέτρου / ύψος (D/H) και τυπική απόκλιση του αχινού Paracentrotus lividus στους σταθμούς δειγματοληψίας Στ.1- Στ.5 το χρονικό διάστημα Μάρτιο- Ιούνιο

96 Εικόνα 4.38 Απεικόνιση χωρικής (Στ.1- Στ.5) και χρονικής (Μάρτιος- μπλε χρώμα, Απρίλιοςκόκκινο χρώμα, Ιούνιος- πράσινο χρώμα) μεταβλητότητας των βιομετρικών παραμέτρων διάμετρος (D), ύψος (H) και λόγος διαμέτρου / ύψος (D/H) και τυπική απόκλιση του αχινού Arbacia lixula στους σταθμούς δειγματοληψίας Στ.1- Στ.5 το χρονικό διάστημα Μάρτιο- Ιούνιο

97 Εικόνα 4.39 Απεικόνιση των μορφομετρικών σχέσεων της διαμέτρου (D) και του ύψους (H) του αχινού Paracentrotus lividus, στο σύνολο των σταθμών δειγματοληψίας (Στ.1- Στ.5, Μάρτιο- Ιούνιο 2016). Εικόνα 4.40 Απεικόνιση των μορφομετρικών σχέσεων της διαμέτρου (D) και του ύψους (H), του αχινού Arbacia lixula στο σύνολο των σταθμών δειγματοληψίας (Στ.1- Στ.5, Μάρτιο- Ιούνιο 2016). 97

98 4.4.4 Αναλογία φύλου Από τον συνολικό αριθμό των ατόμων του P. lividus (397) που συλλέχθηκαν από τους σταθμούς Στ.1- Στ.5, προσδιορίστηκε το φύλο των 355. Από αυτά, τα 203 ήταν θηλυκά και τα 152 αρσενικά. Γενικά, βρέθηκαν περισσότερα θηλυκά άτομα στους σταθμούς και τις περιόδους δειγματοληψίας, με εξαίρεση το σταθμό Στ.3 (41 αρσενικά, 38 θηλυκά), όπου υπερτερούσαν αριθμητικά οι αρσενικοί αχινοί (Εικόνα 4.41). Τα αποτελέσματα της δοκιμασίας χ 2 έδειξαν ότι δεν υπήρχε στατιστικά σημαντική διαφορά (p>0,05) ανάμεσα στα αρσενικά και τα θηλυκά άτομα στους σταθμούς και τους μήνες δειγματοληψίας (Πίνακας 4.23), με εξαίρεση τον Απρίλιο και Ιούνιο στον σταθμό Στ.4, όπου τα θηλυκά ήταν περισσότερα (p<0,01). Οπότε, η αναλογία φύλου τείνει, γενικά, στο 1:1. Εικόνα 4.41 Συνολικός αριθμός ατόμων του είδους Paracentrotus lividus, στα οποία προσδιορίστηκε το φύλο και ο επιμερισμός τους σε αρσενικά και θηλυκά ανά σταθμό (Στ.1- Στ.5) και χρονικό διάστημα (Μάρτιο- Ιούνιο 2016) δειγματοληψίας. 98

99 Πίνακας 4.23 Αριθμός αρσενικών και θηλυκών ατόμων του είδους Paracentrotus lividus που καταγράφηκαν στους σταθμούς δειγματοληψίας Στ.1-Στ.5 το χρονικό διάστημα Μαρτίου- Ιουνίου 2016 και οι τιμές χ 2 και p Paracentrotus lividus n αρσενικά θηλυκά χ 2 p Μάρτιος 2016 Στ ,154 0,695 Στ ,8 0,371 Στ ,027 0,869 Στ ,111 0,739 Στ ,314 0,128 Απρίλιος 2016 Στ ,692 0,405 Στ ,8 0,18 Στ ,059 0,808 Στ <0,001 Στ ,889 0,346 Ιούνιος 2016 Στ ,2 0,074 Στ ,36 0,549 Στ ,615 0,433 Στ ,37 <0,001 Στ ,474 0,491 Συνολικά, από τους σταθμούς Στ.1- Στ.5, συλλέχθηκαν 98 άτομα του είδους A. lixula, από τα οποία καθορίστηκε το φύλο στα 93. Ο συνολικός αριθμός των θηλυκών ατόμων ήταν 54, ενώ των αρσενικών 39. Στους σταθμούς Στ.1, Στ.2 και Στ.5 εντοπίστηκαν περισσότερα θηλυκά, ενώ στον σταθμό Στ.3 περισσότερα αρσενικά (Εικόνα 4.42). Γενικά, βρέθηκε να υπερέχουν αριθμητικά τα θηλυκά άτομα έναντι των αρσενικών, με εξαίρεση τον σταθμό Στ.ΠΚ. Τα αποτελέσματα της δοκιμασίας χ 2 έδειξαν ότι δεν υπήρχε στατιστικά σημαντική διαφορά (p>0,05) ανάμεσα στον αριθμό αρσενικών και τα θηλυκών ατόμων στους σταθμούς και τους μήνες δειγματοληψίας (Πίνακας 4.24), με εξαίρεση τον Μάρτιο στον σταθμό Στ.2, όπου τα θηλυκά ήταν περισσότερα (p<0,001). Συνεπώς, η αναλογία φύλου του A. lixula τείνει στο 1:1. 99

100 Εικόνα 4.42 Συνολικός αριθμός ατόμων του είδους Arbacia lixula στα οποία προσδιορίστηκε το φύλο και επιμερισμός τους σε αρσενικά και θηλυκά, ανά σταθμό (Στ.1- Στ.5) και χρονικό διάστημα (Μάρτιο- Ιούνιο 2016) δειγματοληψίας. Πίνακας 4.24 Αριθμός αρσενικών και θηλυκών ατόμων του είδους Paracentrotus lividus που καταγράφηκαν στους σταθμούς δειγματοληψίας Στ.1-Στ.5 το χρονικό διάστημα Μαρτίου- Ιουνίου 2016 και οι τιμές χ 2 και p Arbacia lixula n αρσενικά θηλυκά χ 2 p Μάρτιος 2016 Στ ,333 0,564 Στ <0,001 Στ ,2 0,655 Στ ,286 0,257 Στ Απρίλιος 2016 Στ ,132 Στ Στ , Στ ,317 Στ ,111 0,739 Ιούνιος 2016 Στ ,273 0,132 Στ ,8 0,18 Στ ,083 Στ Στ ,6 0,

101 Τέλος, εξετάστηκε η επίδραση του φύλου στο μέγεθος των αχινών και συγκεκριμένα στη διάμετρό τους. Τα αποτελέσματα της ανάλυσης διασποράς ANOVA έδειξαν πως για το είδος P. lividus, ότι δεν υπήρχε στατιστικά σημαντική διαφορά μεταξύ των δύο φύλων (f=0,593, p>0,01). Το μέσο μέγεθος θηλυκών και αρσενικών ατόμων ανά σταθμό δειγματοληψίας φαίνεται στην Εικόνα Τα μεγαλύτερα άτομα ήταν αρσενικά σε όλους τους σταθμούς δειγματοληψίας, με εξαίρεση τον σταθμό Στ.1, στον οποίο τα μεγαλύτερα άτομα ήταν θηλυκά. Αντίστοιχα για το είδος A. lixula τα αποτελέσματα της ανάλυσης διασποράς ANOVA έδειξαν ότι δεν υπήρχαν στατιστικά σημαντικές διαφορές στο μέγεθος των αχινών σε σχέση με το φύλο (f=0,84, p>0,01) (Εικόνα 4.44). Τα άτομα με τη μεγαλύτερη διάμετρο σε όλους τους σταθμούς δειγματοληψίας ήταν τα αρσενικά, με εξαίρεση το σταθμό Στ.1, στον οποίο τα θηλυκά ήταν μεγαλύτερα. Εικόνα 4.43 Μέση τιμή διαμέτρου D (cm) και τυπική απόκλιση αρσενικών και θηλυκών ατόμων του αχινού Paracentrotus lividus ανά σταθμό δειγματοληψίας (Στ.1- Στ.5), συνολικά στο χρονικό διάστημα των δειγματοληψιών (Μάρτιος- Ιούνιος 2016). 101

102 Εικόνα 4.44 Μέση τιμή διαμέτρου D (cm) και τυπική απόκλιση αρσενικών και θηλυκών ατόμων του αχινού Arbacia lixula ανά σταθμό δειγματοληψίας (Στ.1- Στ.5), συνολικά στο χρονικό διάστημα των δειγματοληψιών (Μάρτιος- Ιούνιος 2016) Σύγκριση με το σταθμό αναφοράς Για τη σύγκριση των βιομετρικών χαρακτηριστικών των αχινών που συλλέχθηκαν από το θαλάσσιο μέτωπο της Θεσσαλονίκης με το λιμάνι του Πόρτο Κουφό χρησιμοποιήθηκαν τα δεδομένα του Ιουνίου Αρχικά, για το είδος P. lividus παρατηρήθηκε ότι το μέγεθος των ατόμων στον σταθμό Στ.ΠΚ ήταν μικρότερο σε σχέση με τα άτομα στους σταθμούς Στ.1-Στ.3 και Στ.5 (Εικόνα 4.45). Η ανάλυση διασποράς ANOVA έδειξε ότι τόσο η διάμετρος (f=12,323, p<0,001) όσο και το ύψος (f=13,493, p<0,001) είχαν στατιστικά σημαντική διαφορά ανά σταθμό δειγματοληψίας. Επιπροσθέτως, ο λόγος D/H είχε στατιστικά σημαντική διαφορά σε σχέση με τον σταθμό δειγματοληψίας (f=14,094, p<0,001). 102

103 Εικόνα 4.45 Μέση τιμή και τυπική απόκλιση των βιομετρικών παραμέτρων διάμετρος (D) (πάνω αριστερά), ύψος (H) (πάνω δεξιά) και του λόγου διαμέτρου/ύψους (D/H) (κάτω αριστερά) για τον πληθυσμό του αχινού Paracentrotus lividus ανά σταθμό δειγματοληψίας στο θαλάσσιο αστικό μέτωπο Θεσσαλονίκης (Στ.1- Στ.5) και το λιμάνι του Πόρτο Κουφό (Στ.ΠΚ), τον Ιούνιο Ομοίως, για το είδος A. lixula τα άτομα του σταθμού Στ.ΠΚ ήταν σημαντικά μικρότερα σε σχέση με αυτά των σταθμών Στ.1- Στ.5 (Εικόνα 4.46). Τα άτομα με μεγαλύτερες τιμές διαμέτρου και ύψους βρέθηκαν στο σταθμό Στ.3. Ο λόγος D/H είχε παρόμοιες τιμές σε όλους τους σταθμούς δειγματοληψίας, με εξαίρεση τον σταθμό Στ.3, ο οποίος παρουσίασε μικρότερες τιμές. Τα αποτελέσματα της ανάλυσης διασποράς ANOVA έδειξαν στατιστικά σημαντικές διαφορές για τις μεταβλητές της διαμέτρου (df=10,949, p<0,001) και του ύψους (df=10,403, p<0,001) σε σχέση με τους σταθμούς δειγματοληψίας, αλλά όχι μεταξύ του λόγου D/H και των σταθμών (df=2,321, p>0,01). 103

104 Εικόνα 4.46 Μέση τιμή και τυπική απόκλιση των βιομετρικών παραμέτρων διάμετρος (D) (πάνω αριστερά), ύψος (H) (πάνω δεξιά) και του λόγου διαμέτρου/ύψους (D/H) (κάτω αριστερά) για τον πληθυσμό του αχινού Arbacia lixula ανά σταθμό δειγματοληψίας στο θαλάσσιο αστικό μέτωπο Θεσσαλονίκης (Στ.1- Στ.5) και το λιμάνι του Πόρτο Κουφό (Στ.ΠΚ), τον Ιούνιο Τα αποτελέσματα της δοκιμασίας χ 2 (2, n=22)=1,636, p=0,201>0,05 έδειξαν ότι δεν υπήρχε στατιστικά σημαντική διαφορά ανάμεσα στα αρσενικά και τα θηλυκά άτομα του είδους P. lividus στον σταθμό Στ.ΠΚ τον Ιούνιο, καθώς επίσης και για το είδος A. lixula (χ 2 (2, n=41)=1,976, p=0,16>0,05), συμπεραίνοντας ότι η αναλογία φύλου ήταν 1:1. 104

105 5. ΣΥΖΗΤΗΣΗ 5.1 Αβιοτικές παράμετροι Οι αβιοτικές παράμετροι της υδάτινης στήλης κυμάνθηκαν σε φυσιολογικά όρια για την περιοχή μελέτης. Οι τιμές του ph κατά την περίοδο Φεβρουαρίου- Ιουνίου 2016 κυμάνθηκαν από 8,24-8,53 στους 6 σταθμούς δειγματοληψίας. Σύμφωνα με παλαιότερες μελέτες, οι τιμές του ph στον κόλπο της Θεσσαλονίκης κυμαίνονται από 8 έως και 8,7 (Chintiroglou et al. 2004, Karalis et al. 2003, Antoniadou et al. 2011). Η θερμοκρασία του νερού κατά την περίοδο των μετρήσεων κυμάνθηκε από 12,8-27,7 o C. Σύμφωνα με έρευνες του ΕΛ.ΚΕ.Θ.Ε. (2001), οι χαμηλότερες τιμές θερμοκρασίας υδάτων στον κόλπο Θεσσαλονίκης εμφανίζονται τους μήνες Φεβρουάριο - Μάρτιο, ενώ οι υψηλότερες τον Αύγουστο - Σεπτέμβρη έως ότου αρχίσουν να μειώνονται σταδιακά κατά το χειμώνα. Γενικά, οι τιμές βρέθηκαν εντός των ορίων που έχουν δημοσιευτεί (Karalis et al. 2003, Antoniadou et al. 2011). Οι τιμές της επιφανειακής αλατότητας (29,5-33,8 psu) και αγωγιμότητας (45,7-53,2 ms/cm) παρουσίασαν αυξομειώσεις, με μια εμφανή ελάττωση τον Ιούνιο Σημαντικό ρόλο σε αυτήν την εποχική τάση παίζει η γεωγραφική θέση των ποταμών Γαλλικός, Αξιός, Λουδίας και Αλιάκμονας, που εκβάλλουν στον κόλπο (Krestenitis et al. 1997). Σύμφωνα με τους Poulos et al. (1997), στην περιοχή του Β. Αιγαίου και συγκεκριμένα στο Θερμαϊκό κόλπο, η επιφανειακή αλατότητα ποικίλει χωρικά και χρονικά. Επιπροσθέτως, τα τελευταία χρόνια ( ) έχει παρατηρηθεί στην περιοχή του κόλπου τάση μείωσης της αλατότητας τους θερινούς μήνες (Κρεστενίτης και συν. 2006). Τέλος, αναφορικά για το διαλυμένο οξυγόνο, παρά τον μικρό αριθμών των καταγραφών που πραγματοποιήθηκαν εξαιτίας τεχνικών προβλημάτων, φάνηκε ότι κυμάνθηκε σε φυσιολογικά επίπεδα. 105

106 5.2 Μακροβενθικές κοινότητες Οι περισσότεροι μακροβενθικοί οργανισμοί που βρέθηκαν στους σταθμούς Στ.1 και Στ.3 κατά μήκος του θαλάσσιου αστικού μετώπου της Θεσσαλονίκης και στον Στ.Μ στο λιμάνι της Ν. Μηχανιώνας έχουν αναφερθεί σε παλαιότερες μελέτες, οι οποίες πραγματοποιήθηκαν στο τεχνητό σκληρό υποστρώμα στην περιοχή του Θερμαϊκού κόλπου (Baxevanis & Chintiroglou 2000, Damianidis & Chintiroglou 2000, Karalis et al. 2003, Chintiroglou et al. 2004, Antoniadou et al. 2011). Οι βιοκοινότητες που χαρακτηρίζουν αυτά τα συστήματα αποτελούνται από είδη ανθεκτικά σε ένα φάσμα πηγών ρύπανσης και η δομή της βιοκοινότητας εξαρτάται από τις διαφορετικές βιοτικές αλληλεπιδράσεις που αναπτύσσονται μεταξύ των ειδών στον χώρο και τον χρόνο (Karalis et al. 2003). Οι κυρίαρχες ομάδες οργανισμών στην περιοχή μελέτης ήταν τα καρκινοειδή, οι πολύχαιτοι, τα εχινόδερμα, οι νηματώδεις και οι πλατυέλμυνθες. Αναφορικά με τη λειτουργική δομή αυτών των βιοκοινοτήτων, οι περισσότερες από τις ταξινομικές ομάδες που κυριαρχούν και στους τρεις σταθμούς, περιλαμβάνουν διηθηματοφάγους και αιωρηματοφάγους οργανισμούς, οι οποίοι επωφελούνται από την αφθονία οργανικού υλικού (Chintiroglou et al. 2006). Τα αμφίποδα ήταν κυρίαρχα σε αφθονία και στους 3 σταθμούς δειγματοληψίας, με εκπροσώπους το είδος Corophium acutum και διάφορα είδη του γένους Stenothoe. Το γένος Corophium διηθεί οργανικά θρύμματα και κατασκευάζει σωληνοειδείς θώκους, εντός των οποίων προστατεύεται (Chintiroglou et al. 2004). Ομοίως, το γένος Stenothoe χαρακτηρίζεται από διηθηματοφάγα είδη, τα οποία έχει παρατηρηθεί να διαβιούν πάνω σε υδρόζωα (Krapp-Schickel 1993, Queiroga et al. 2007). Επιπροσθέτως, στον σταθμό Στ.3 παρατηρήθηκε, μεγάλη αφθονία του ανισόποδου Leptochelia (ΜΚ: 5,53%), το οποίο είναι χαρακτηριστικό σε περιοχές πλούσιες σε οργανικό υλικό (Chintiroglou et al. 2004). Συγκρίνοντας τα κυρίαρχα τάξα των Peracarida της παρούσας έρευνας με αντίστοιχες παλαιότερες, αποκαλύφθηκαν ορισμένες διαφοροποιήσεις οι οποίες χρήζουν μιας πιο εμπεριστατωμένης διερεύνησης. Ειδικότερα, στις βιοκοινότητες των προηγούμενων μελετών κυριαρχούσαν τα είδη Corophium acutum, Leptochelia savignyi, Elasmopus rapax και Erichthonius brasiliensis (Baxevanis & Chintiroglou 2000, Damianidis & Chintiroglou 2000, Karalis et al. 2003, Chintiroglou et al. 2004). Ένας βασικός παράγοντας που παίζει ρόλο στη δυναμική που παρατηρείται σε αυτά τα οικοσυστήματα είναι η αυξημένη τάση εισβολής επιθετικών αλλόχθων ειδών, τα οποία μεταφέρονται εν γένει μέσω της ναυσιπλοίας. Χαρακτηριστικό 106

107 παράδειγμα αποτελούν τα είδη Zeuxo spp. και Caprella scaura, τα οποία δεν είχαν καταγραφεί σε προγενέστερες έρευνες. Λίγες είναι οι πληροφορίες που υπάρχουν σχετικά με το γένος Zeuxo. Σύμφωνα με τον Sieg (1986), το Zeuxo coralensis εξαπλώνεται σε τροπικές περιοχές, όπως ο Ινδικός και Ειρηνικός Ωκεανός, όπου οι θερμοκρασίες είναι υψηλές, αλλά μπορεί να καταγραφεί και σε βορειότερα γεωγραφικά πλάτη. Πρόκειται για χαρακτηριστικό κάτοικο σκληρού υποστρώματος σε συναθροίσεις φωτόφιλων φυκών και σε βάθος περίπου 1 m, ενώ προτιμά ημιεκτεθειμένες ή προστατευμένες από την κυματική δράση περιοχές (Pires 1980). Παρόλο που θεωρείται ότι έχει μικρή ικανότητα διασποράς (Larsen et al. 2014), το 2002 παρατηρήθηκε για πρώτη φορά, ως λεσεψιανός μετανάστης στις ακτές του Λίβανου και της Συρίας (Galil 2011). Πρόσφατα ανακαλύφθηκε ένα νέο είδος Zeuxo στις ακτές της Τουρκίας (Larsen 2014). Ομοίως, το Caprella scaura θεωρείται κοσμοπολιτικό είδος, που πιστεύεται ότι προήλθε από το νησί Μαυρίκιο στον Ινδικό Ωκεανό, αν και η πρώτη του αναφορά έγινε στην Ιαπωνία τη δεκαετία του 1990 (Krapp-Schickel 1993, Takeuchi 1999). Διαβιεί σε ενδιαιτήματα του σκληρού υποστρώματος, τόσο σε φωτόφιλα φύκη, όσο και σε συναθροίσεις βρυοζώων και υδροζώων (Ros et al. 2013). Στη Μεσόγειο καταγράφηκε για πρώτη φορά στην Ιταλία το 1994 (Sacchi et al. 1998, Mizzan 1999), ενώ στην Ελλάδα αναφέρθηκε η ύπαρξή του στον Αμβρακικό κόλπο το 2002 (Krapp et al. 2006). Θεωρείται ικανός αποικιστής ρυπασμένων περιοχών, ενώ στα λιμάνια μπορεί ακόμη και να εκτοπίσει συγγενικά του είδη, όπως το Caprella acanthifera (Ros et al. 2015). Μια άλλη ομάδα που κυριάρχησε στους 3 σταθμούς δειγματοληψίας είναι οι πολύχαιτοι και συγκεκριμένα, οι οικογένειες Serpulidae και Syllidae. Η οικογένεια Serpulidae ανήκει στους επιδημιτικούς, προσκολλημένους διηθηματοφάγους οργανισμούς (Fauchald & Jumars 1979). Η μεγάλη της αφθονία στον σταθμό Στ.3 (ΜΚ: 15,15%) πιθανώς οφείλεται στους κατάλληλους θώκους που δημιουργούνται από τα δίθυρα Ostrea edulis. Σύμφωνα με τους Damianidis & Chintiroglou (2000), τα κελύφη των διθύρων είναι μια ιδανική επιφάνεια για την προσκόλληση και ανάπτυξη εδραίων νεαρών πολυχαίτων, κάτι που παρατηρήθηκε στον σταθμό Στ.3. Επιπλέον, τα είδη της οικογένειας Serpulidae έχουν το πλεονέκτημα της επιλογής της αναπαραγωγής (αγενής και εγγενής), συμβάλλοντας στην αύξηση της αφθονίας. Ένας δεύτερος λόγος της μεγάλης αφθονίας των Serpulidae στο σταθμό Στ.3, πιθανώς να σχετίζεται με τον υδροδυναμισμό της περιοχής. Οι Karalis et al. (2003) και Chintiroglou et al. (2004) μέτρησαν ότι η ένταση του υδροδυναμισμού είναι μεγαλύτερη στο λιμάνι της Ν. Μηχανιώνας, μικρότερη στο λιμάνι της Θεσσαλονίκης και ακόμη μικρότερη στη μαρίνα Καλαμαριάς. Η μαρίνα της Καλαμαριάς βρίσκεται 107

108 στο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης και σχετικά κοντά στον σταθμό Στ.3., οπότε πιθανώς έχει περιορισμένο υδροδυναμισμό. Το γεγονός αυτό ευνοεί τους πληθυσμούς των Serpulidae, οι οποίοι προτιμούν προστατευόμενες περιοχές (Antoniadou et al. 2011). Η οικογένεια Syllidae κατατάσσεται στους πλάνητες θηρευτές, οι οποίοι τρέφονται κυρίως με υδρόζωα, βρυόζωα και άλλα αποικιακά ασπόνδυλα (Fauchald & Jumars 1979). Ωστόσο, έχει αναφερθεί η ύπαρξη φυτοφάγων ειδών σε ρηχά νερά (Giangrande et al. 2000). Στο λιμάνι της Ν. Μηχανιώνας η οικογένεια Syllidae είχε το μεγαλύτερο ποσοστό κυριαρχίας (ΜΚ: 42,68%), σε αντίθεση με την οικογένεια Serpulidae (ΜΚ: 1,97%), κάτι που δεν παρατηρήθηκε στους υπόλοιπους σταθμούς. Η επικράτηση σαρκοφάγων έχει καταγραφεί, επίσης, σε λειμώνες Posidonia oceanica (Gambi et al. 1992), σε συνευρέσεις του κοραλλιού Cladocora caespitosa (Chintiroglou 1996), σε συνευρέσεις του Mytilus galloprovincialis (Damianidis & Chintiroglou 2000) και σε διάφορες μορφές ανάπτυξης διαφορετικών ειδών φυκών (Antoniadou & Chintiroglou 2006). Η αριθμητική αφθονία μιας τροφικής ομάδας μπορεί να δώσει πληροφορίες για τον βαθμό της ρύπανσης μιας περιοχής (Desrosiers Bellan-Santini & Brethes 1986). Έτσι, η κυριαρχία θηρευτών, όπως τα Syllidae, υποδηλώνει μια πιο ισορροπημένη ροή ενέργειας από το κατώτερο τροφικό επίπεδο (βοσκητές) στο επόμενο, δείχνοντας την καλή λειτουργία και δομή της βιοκοινότητας. Στα εχινόδερμα, το επικρατέστερο γένος ήταν το Amphiura, που βρέθηκε σχεδόν αποκλειστικά στο λιμάνι της Θεσσαλονίκης (Στ.1) (ΜΚ: 28,32%). Το γεγονός αυτό, πιθανώς να είναι αποτέλεσμα ευτροφισμού ανθρωπογενούς προέλευσης, καθώς επίσης και της απουσίας των θηρευτών (Duineveld et al. 1987, Josefson et al. 1993, Lindley et al. 1995, Uthicke et al. 2009). Επιπροσθέτως, το γεγονός ότι ο υδροδυναμισμός είναι σχετικά έντονος στην περιοχή ευνοεί την αύξηση της αφθονίας του (Karalis et al. 2003, Chintiroglou et al. 2004). Η σημαντική επίδραση που έχει ο υδροδυναμισμός στον εν λόγω σταθμό φάνηκε, επίσης, από τον μεγάλο πληθυσμό του Elasmopus spp., έναντι των αντίστοιχων στους σταθμούς Στ.3 και Στ.Μ, καθώς το είδος προτιμά εκτεθειμένες και πλούσιες σε οργανικό υλικό περιοχές (Chintiroglou et al. 2004, Antoniadou et al. 2011). Η ιεραρχική μέθοδος ομαδοποίησης ομαδοποίησε τις βιοκοινότητες των δύο σταθμών στο θαλάσσιο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης μαζί και τις βιοκοινότητες στο λιμάνι της Ν. Μηχανιώνας, με εξαίρεση ένα δείγμα του σταθμού Στ.1 που διαχωρίστηκε από όλα τα προηγούμενα εξαιτίας της μικρής αφθονίας ατόμων. Το 108

109 γεγονός αυτό δείχνει τις διαφορετικές συνθήκες που επικρατούν στις βιοκοινότητες ανάλογα με την κλίση του υποστρώματος. Το ποσοστό ομοιότητας των σταθμών στο θαλάσσιο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης ήταν 77,66% με τους πολύχαιτους Serpulidae (6,29%) και Syllidae (6,28%) να συμβάλουν κυρίως στην ομοιότητα αυτή. Από την άλλη πλευρά, τα δείγματα του σταθμοί Στ.Μ είχαν μικρότερο ποσοστό ομοιότητας (65,74%), διότι συλλέχθηκαν από τις δύο πλευρές της προβλήτας, δείχνοντας μια διαταραχή. Αυτό οφείλεται στο γεγονός ότι το μεγαλύτερο μέρος της προβλήτας δεν αποτελείται από υποθαλάσσιους στήλου αλλά αντιθέτως, είναι ενιαίο, με αποτέλεσμα να μην το διαπερνούν τα θαλάσσια ρεύματα. Έτσι, παρατηρούνται διαφορετικά αβιοτικά χαρακτηριστικά στις δύο πλευρές. Στο ίδιο συμπέρασμα κατέληξαν και οι Karalis et al. (2003). Η ομάδα που συνέβαλε κυρίως στην ομοιότητα των δύο δειγμάτων ήταν τα Syllidae (10,55%). Η ταξινομική ομάδα που συνέβαλε κυρίως στην ανομοιότητα των 3 σταθμών, ήταν το γένος Amphiura (5,46%). Σύμφωνα με τους τέσσερις (4) διαφορετικούς δείκτες που εφαρμόστηκαν στους σταθμούς Στ.1, Στ.3 και Στ.Μ, η οικολογική κατάσταση εκτιμήθηκε από εξαιρετική έως ελλιπής, ενώ τα αποτελέσματα για κάθε σταθμό φαίνεται να διαφοροποιούνται. Οι διαφοροποιήσεις στην κατάταξη των σταθμών υποδηλώνουν την προβληματική εφαρμογή των δεικτών στα συστήματα αυτά. Είναι γεγονός ότι οι δείκτες BENTIX, BOPA και ο λόγος Nematoda/Copepoda αναπτύχθηκαν για συστήματα κινητού υποστρώματος. Χρήζει, λοιπόν, η ανάγκη προσαρμογής τους σε συστήματα σκληρού υποστρώματος, ή ακόμη και η διαμόρφωση νέων εργαλείων για την εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας, λαμβάνοντας υπόψη τις ιδιαιτερότητες των συστημάτων του τεχνητού σκληρού υποστρώματος (Antoniadou et al. 2011). Αναλυτικότερα, ο δείκτης BENTIX χαρακτήρισε την κατάσταση και των 3 σταθμών δειγματοληψίας ως ελλιπή. Για το αποτέλεσμα αυτό χρησιμοποιήθηκαν μόνο οι κυρίαρχες ταξινομικές ομάδες, καθώς ένας μεγάλος αριθμός ειδών δεν ήταν ενταγμένος στον κατάλογο των οικολογικών ομάδων. Σύμφωνα με έρευνα που πραγματοποιήθηκε από το ΕΛ.ΚΕ.Θ.Ε. για τα έτη σε δείγματα που συλλέχθηκαν από το κινητό υπόστρωμα, η οικολογική κατάσταση των υδάτων κοντά στο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης ήταν μέτρια (Κωστινάκη 2012). Ομοίως, οι Pavlidou et al. (2015) και Simboura et al. (2016) συμπέραναν με βάση τον δείκτη ότι η κατάσταση στον όρμο της Θεσσαλονίκης ήταν μέτρια. Όσον αφορά στον δείκτη BOPA, η οικολογική κατάσταση για το σταθμό Στ.1 εκτιμήθηκε ως καλή ενώ για τους σταθμούς Στ.3 και Στ.Μ ως μέτρια. Το αποτέλεσμα 109

110 στο σταθμό Στ.1 οφείλεται κυρίως στο γεγονός ότι δεν συμπεριλήφθηκε το ανθεκτικό γένος Amphiura, οπότε «υπερτιμήθηκε» η ποιότητα του σταθμού. Επιπλέον, σε ενδιαιτήματα σκληρού υποστρώματος τα αμφίποδα έχουν διαφορετικό ρόλο, καθώς αποτελούνται κυρίως από ευκαιριακά είδη, τα οποία αποκρίνονται γρήγορα στις μεταβολές της οργανικής ρύπανσης με αύξηση των πληθυσμών τους (Chintiroglou & Antoniadou 2008). Έτσι, δε θεωρούνται ευκαιριακά μόνο τα είδη του γένους Jassa, αλλά και είδη όπως το Corophium acutum, Elasmopus rapax, Stenothoe monoculoides, Caprella acanthifera, Erichthonius brasiliensis, τα οποία κυριαρχούν στην περιοχή της μελέτης αυτής. Κατ επέκταση, ο δείκτης θεωρείται ακατάλληλος για τα συστήματα αυτά, ακόμη και όταν οι πολύχαιτοι δεν αποτελούν κυρίαρχη ταξινομική ομάδα (Chintiroglou et al. 2006, Chintiroglou & Antoniadou 2008). Πιθανώς, η δημιουργία ενός δείκτη που βασίζεται μόνο στην ευαισθησία των πολυχαίτων θα έδινε πιο αντιπροσωπευτικά αποτελέσματα (Bellan et al. 1988, Chintiroglou et al. 2006). Ο λόγος ανθεκτικών προς ευαίσθητων Peracarida εκτίμησε την κατάσταση και στους 3 σταθμούς δειγματοληψίας ως καλή. Η κυριαρχία της υπερτάξης Peracarida στους σταθμούς δειγματοληψίας συνηγορεί στην επιτυχημένη εφαρμογή του δείκτη σε αυτά τα ιδιαίτερα συστήματα (Chintiroglou et al. 2004, Doğan et al. 2008). Εξαιτίας της υψηλής οργανικής ρύπανσης υπερτερούν σε αφθονία ανθεκτικά είδη, ενώ τα ευαίσθητα είδη είναι πολύ λιγότερα. Παρόλο που στην παρούσα έρευνα η αφθονία των ευαίσθητων Peracarida ήταν μικρή, η μορφή της σχέσης, η οποία σταθμίζει το αποτέλεσμα σε σχέση με τη συνολική αφθονία του δείγματος, πιθανώς, να είναι η αιτία για αυτό το αποτέλεσμα. Έτσι, μια αναθεωρημένη μορφή του δείκτη, η οποία θα εστιάζεται στην ποικιλότητα και αφθονία της συγκεκριμένης ομάδας, ίσως να ήταν ένα αξιόπιστο εργαλείο για την εκτίμηση της οικολογικής ποιότητας σε τεχνητά οικοσυστήματα. Οι Winfield Abarca- Arenas & Chazaro-Olvera (2007), για παράδειγμα, προτείνουν ότι η χρήση του δείκτη Shannon σε επίπεδο είδους είναι αρκετή για να εντοπιστούν οι διαφορές ανάμεσα σε περιοχές λιγότερο και περισσότερο επηρεασμένες από ανθρωπογενείς πιέσεις. Τέλος, ο λόγος Nematoda/Copepoda (Ne/Co) κατ αναλογία με τον δείκτη BOPA, έδειξε πως οι σταθμοί Στ.1 και Στ.2 βρίσκονται σε καλή κατάσταση και ο σταθμός Στ.Μ σε εξαιρετική. Παρόλο που ο δείκτης αναφέρεται και σε οργανισμούς που κατατάσσονται στη μειοπανίδα μιας περιοχής, θεωρήθηκε σκόπιμο να μελετηθεί, καθώς οι νηματώδεις και τα κωπήποδα ήταν από τις κυρίαρχες ομάδες σε όλους τους σταθμούς δειγματοληψίας. Όπως αναφέρθηκε και στην Ενότητα 110

111 3.6.5, έχει ασκηθεί έντονη κριτική για τη χρήση του λόγου στην εκτίμηση της ποιότητας ενός οικοσυστήματος, καθώς απλοποιεί τις πολύπλοκες σχέσεις που δομούν αυτές τις βιοκοινότητες και κατ επέκταση, οδηγεί σε λάθος συμπεράσματα (Coull et al. 1981). Γενικά, οι νηματώδεις έχουν συσχετιστεί θετικά με την αύξηση της οργανικής ρύπανσης. Ωστόσο, τα κωπήποδα αποκρίνονται διαφορετικά, καθώς ζουν είτε ως επιβενθικοί οργανισμοί είτε ως ενδοβενθικοί (Raffaelli 1987). Έτσι, στην περίπτωση αύξησης της οργανικής ρύπανσης τα κωπήποδα που ζουν πάνω ή κοντά στο υπόστρωμα θα αυξηθούν σε αφθονία εξαιτίας της διαθεσιμότητας της τροφής, ενώ αυτά που ζουν μέσα στο υπόστωμα θα μειωθούν (Raffaelli 1987), δημιουργώντας λανθασμένα αποτελέσματα κατά την εφαρμογή του λόγου. Έρευνες που έχουν πραγματοποιηθεί σε συστήματα κινητού υποστρώματος σε λιμάνια έχουν δείξει θετική συσχέτιση της αφθονίας ατόμων των νηματωδών, ενώ για τα κωπήποδα παρόλο που δεν είναι ξεκάθαρη η συσχέτιση, υπήρχαν σημαντικές διαφορές στη δομή της κοινότητας και στην αφθονία ατόμων σε σχέση με αντίστοιχες έξω από το λιμάνι (Lampadariou et al. 1997, Chatzinikolaou & Arvanitidis 2015). Επιπροσθέτως, το γεγονός ότι στην παρούσα μελέτη τα δείγματα συλλέχθηκαν από κάθετο σκληρό υπόστρωμα πιθανώς οδηγεί σε πιο αντιπροσωπευτικά αποτελέσματα, καθώς η συγκέντρωση των θρεπτικών στη στήλη του ύδατος δείχνει την παρούσα κατάσταση και δε λειτουργεί συσσωρετικά, όπως συμβαίνει με το κινητό υπόστρωμα (Lampadariou et al. 1997). Συμπερασματικά, συνίσταται η περαιτέρω μελέτη της μειοπανίδας της περιοχής, διότι θα μπορούσε να αποτελέσει ένα σημαντικό εργαλείο για την εκτίμηση της ποιότητας των υδάτων σε αστικά θαλάσσια μέτωπα. Από τα παραπάνω φαίνεται πως οι βιοδείκτες αυτοί αποτελούν μεθοδολογίες εκτίμησης της οικολογικής κατάστασης των υδάτων, οι οποίες απαιτούν περισσότερο χρόνο και εξειδικευμένες γνώσεις ταξινόμησης σε σχέση με τις υπόλοιπες μεθοδολογίες της παρούσας έρευνας. Ωστόσο, εφόσον αναπροσαρμοστούν στα τεχνητά περιβάλλοντα, όπως είναι το κρηπίδωμα μιας προβλήτας, θα μπορούν να αποτυπώσουν ικανοποιητικά την οικολογική ποιότητα της στήλης του ύδατος. 5.3 Μεγαβενθικές κοινότητες Τα αποτελέσματα της ανάλυσης της υποβρύχιας οπτικής καταγραφής έδειξαν ότι η σύνθεση της μεγαπανίδας δεν αντανακλά μόνο τις σχέσεις μεταξύ των 111

112 ειδών πανίδας και χλωρίδας, αλλά και την άμεση ή έμμεση ανθρώπινη πίεση, όπως είναι η ρύπανση των υδάτων και η μεταφορά ξενικών- εισβολικών ειδών. Γενικά, το κρηπίδωμα στο θαλάσσιο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης ήταν καλυμένο από ένα στρώμα θυσσανόποδων και από μεγαβενθικούς οργανισμούς, όπως Echinodermata, Porifera, Ascidiacea, Bryozoa, Cnidaria, Bivalvia και Gastropoda. Άλλα είδη που παρατηρήθηκαν, αλλά δεν καταγράφηκαν στην οπτική καταγραφή ήταν στη διαπαλιρροιακή ζώνη ένα στρώμα μυδιών Mytilus galloprovincialis (Στ.1- Στ.5), το γυμνοβράγχιο Aplysia fasciata (Στ.3), ενώ στο ίζηματογενές υπόστωμα της θάλασσας άτομα του είδους Pinna nobilis (Στ.5) και το Holothuria poli (Στ.4), το οποίο, μάλιστα, θεωρείται ευαίσθητο στη ρύπανση (Harmelin et al. 1981). Η βλάστηση, η οποία κάλυπτε μικρότερο ποσοστό, χαρακτηριζόταν από διάφορα είδη ροδοφυκών (Giagrtina teedii) και χλωροφυκών (Ulva spp. και Codium sp.). Παλαιότερες μελέτες στην περιοχή της Θεσσαλονίκης έδειξαν ότι διάφορα είδη ασκιδίων, βρυόζωων και σπόγγων έχουν σταθερή παρουσία στις βιοκοινότητες που αναπτύσσονται πάνω στα κρηπιδώματα του παράκτιου μετώπου της πόλης (Karalis et al. 2003, Chintiroglou & Antoniadou 2009, Antoniadou et al. 2011). Τα παραπάνω τάξα περιλαμβάνουν γνωστούς κατοίκους τεχνητών υποστρωμάτων σε παραθαλάσσιες πόλεις και λιμάνια ανά τον κόσμο, που επωφελούνται από την οργανική ρύπανση (Lambert & Lambert 1998, Piola & Johnston 2008, Simkanin et al. 2012). Εξάλλου, μια βασική διαφορά ανάμεσα στα φυσικά και τεχνητά ενδιαιτήματα είναι η παρουσία περισσότερων διηθηματοφάγων οργανισμών (Perkol-Finkel et al. 2008, Rivero et al. 2013) και αλλόχθονων ειδών (Glasby et al. 2007). Η ρύπανση μπορεί να αυξήσει σημαντικά την επέκταση των αλλόχθονων ειδών, αλλάζοντας ριζικά τη δομή της βιοκοινότητας (Piola & Johnston 2008). Η διαδοχή των κυρίαρχων οργανισμών στη μελετούμενη ζώνη στην πάροδο του χρόνου είναι η εξής: έντονη φυκοκάλυψη, μεσογειακό μύδι Mytilus galloprovincialis, κρούστα σωλήνων των πολυχαίτων Serpulidae και αχινοί (προσωπική επικοινωνία με Χρυσάνθη Αντωνιάδου). Η σημαντική κάλυψη της ομάδας Gastropoda και συγκεκριμένα του είδους Hexaplex trunculus σχετίζεται με τις τροφικές ιδιαιτερότητες του είδους. Είναι ένα κοινό είδος της Μεσογείου, το οποίο διαβιεί σε συστήματα σκληρού υποστρώματος. Αποτελεί θηρευτή διαφόρων διθύρων, όπως μικρά άτομα Mytilus galloprovincialis, Ostrea edulis και Arca noae, καθώς και μικρών ατόμων αχινών (Peharda & Morton 2006), τα οποία είναι άφθονα στην περιοχή. Η ένδειξη ύπαρξής τους στην περιοχή υποδηλώνει και την ανθεκτικότητα του είδους στην οργανική ρύπανση. 112

113 Σχετικά με τα Echinodermata, παρόλο που υπήρχε παρουσία του Paracentrotus lividus, το είδος Arbacia lixula αποίκησε πρόσφατα την περιοχή (προσωπική επικοινωνία με τον Χαρίτων Σαρλ Χιντήρογλου). Γενικά, οι αχινοί φαίνεται να κυριαρχούν σε αφθονία στο θαλάσσιο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης, με διαχρονική αύξηση της πυκνότητάς τους εδώ και μια δεκαετία περίπου (προσωπική επικοινωνία με Χαρίτων Σαρλ Χιντήρογλου). Θεωρούνται ευαίσθητα σε ένα φάσμα ρύπανσης (βλ. Ενότητα 5.4) (Harmelin et al. 1981). Τα δύο αυτά είδη αχινών έχουν ισχυρή επίδραση στο κρηπίδωμα του θαλάσσιου μετώπου, ώστε να δημιουργούν άγονες περιοχές. Αποτελούν είδη «κλειδιά», τα οποία μπορούν να τροποποιήσουν άρδην το περιβάλλον, στο οποίο διαβιούν τροποποιώντας τη λειτουργία της βιοκοινότητας με τη διαδικασία της τροφικής κλιμάκωσης (cascade effect), όπως παραδείγματος χάρη με τη μεταβολή στις σχέσεις θηρευτή και λείας και στη διαθεσιμότητα καταφυγίων (Pagès et al. 2012). Τα άγονα ενδιαιτήματα που προκύπτουν από την υπερκατανάλωση των φυκών από τους αχινούς χαρακτηρίζονται από χαμηλή πρωτογενή παραγωγή και μειωμένη δομική πολυπλοκότητα (Filbee-Dexter & Scheibling 2014). Οι φυσικές συνθήκες, όπως είναι η κλίση του υποστρώματος (Glasby 2000, Glasby & Connell 2001), οι κινήσεις του νερού (Glasby & Connell 2001), το ποσοστό ιζηματαπόθεσης (Pamintuan et al. 1994) και η διαθεσιμότητα φωτός (Glasby 1999), επηρεάζουν καθοριστικά την κατανομή της επιπανίδας. Έτσι, παραδείγματος χάρη, η μειωμένη ένταση φωτός εξαιτίας της αυξημένης θολερότητας, σε συνδυασμό με την πίεση των φυτοφάγων αχινών δεν επιτρέπουν την ανάπτυξη των φωτόφιλων φυκών. Κατ επέκταση, οι σπόγγοι (Pansini et al. 2000), τα βρυόζωα και τα μονήρη ασκίδια (Glasby 1999) βρίσκουν ελεύθερο χώρο για εξάπλωση. Από την άλλη, το κρηπίδωμα της Νέας Μηχανιώνας έχει τελείως διαφορετική σύνθεση σε σχέση με το αντίστοιχο της Θεσσαλονίκης (p<0,001). Η ανάλυση έδειξε ότι καλυπτόταν σχεδόν εξ ολοκλήρου από φωτόφιλα φύκη, ενώ μικρό ποσοστό κατείχαν είδη μεγαπανίδας, όπως Bryozoa, Decapoda, Gastropoda και Actinopterygii. Η ύπαρξη ανώτερων θηρευτών, όπως τα δεκάποδα και τα ψάρια δείχνει μια πιο ολοκληρωμένη τροφική αλυσίδα. Οι οργανισμοί αυτοί καθορίζουν τη δομή της βενθικής μακροπανίδας, η οποία διαβιεί ανάμεσα στα φύκη (Leber 1985). Επιπρόσθετα, παρατηρήθηκαν στη διαπαλιρροιακή ζώνη άτομα του είδους ανεμώνης Actinia equina, τα οποία θεωρούνται ευαίσθητα στη ρύπανση (Schmidt 1972), καθώς επίσης και το γυμνοβράγχιο Aplysia fasciata. 113

114 Σχετικά πρόσφατα διαπιστώθηκε στον σταθμό αυτό από το Γεωργιάδη (2014), αλλά και από τους Baxevanis & Chintiroglou (2000), παρουσία των P. lividus και A. lixula, τα οποία όμως δεν εντοπίστηκαν στην παρούσα εργασία. Τέλος, σημειώνεται ότι η έντονη φυκοκάλυψη από ποικίλα είδη, όπως Bryopsis pennata, Ceramium fastigiatum, Cladophora prolifera, Dictyota dichotoma και Lomentaria articulate, είναι χαρακτηστική της περιοχής (Karalis et al. 2003). Στοιχεία, όπως η σύνθεση της πανίδας και χλωρίδας, καθώς επίσης και οι φυσικές συνθήκες που επικρατούν στην περιοχή υποδηλώνουν χαμηλότερο επίπεδο ρύπανσης στην περιοχή της Ν. Μηχανιώνας. Ο έντονος υδροδυναμισμός στην περιοχή (Karalis et al. 2003) έχει ως αποτέλεσμα την ανανέωση των υδάτινων μαζών. Έτσι, παρά την έντονη ναυσιπλοϊα της περιοχής από τοπικά αλιευτικά σκάφη υπάρχει σημαντική ποικιλότητα ειδών κυρίως της μακροπανίδας (βλ. Ενότητα 5.2), εξαιτίας της κάλυψης από ποικίλα είδη φυκών. Η μέθοδος της καταγραφής των βιοκοινοτήτων μέσω υποβρύχιας οπτικής καταγραφής παρουσίασε ορισμένα πλεονεκτήματα και μειονεκτήματα. Η μέθοδος δεν διαταράσσει τη βενθική κοινότητα, ενώ ταυτόχρονα αποκτάται μια αντιπροσωπευτική εικόνα για τη δομή και τη λειτουργεία του οικοσυστήματος. Ταυτόχρονα αποτελεί μια γρήγορη, και χαμηλού κόστους μελέτη. Η μέθοδος ενδείκνυται για την αξιόπιστη εκτίμηση της ποσοστιαίας κάλυψης, αλλά όχι για την εκτίμηση της αφθονίας και της βιομάζας των επιμέρους ταξινομικών ομάδων (Beaumont et al. 2007). Ωστόσο, ορισμένες φορές παρουσιάζονται δυσκολίες εφαρμογής όταν η διαύγεια των υδάτων είναι ιδιαίτερα περιορισμένη. Τέλος, απαιτείται ακριβής τρόπος βιντεοσκόπησης, ώστε οι αναλύσεις εικόνων στη συνέχεια να δίνουν ακριβή αποτύπωση της σύνθεσης του μεγαβένθους. Σε κάθε περίπτωση κρίνεται αναγκαία η λήψη συμπληρωματικών δειγμάτων με αυτόνομη κατάδυση ώστε ο συνδυσμός των δύο μεθόδων μελέτης να δίνει πιο αξιόπιστα αποτελέσματα. 5.4 Πληθυσμιακή πυκνότητα και βιομετρία αχινών Η ποσοτική εκτίμηση των πληθυσμών των αχινών Paracentrotus lividus και Arbacia lixula, η οποία πραγματοποιήθηκε την περίοδο Μαρτίου- Ιουνίου 2016 στους σταθμούς Στ.1- Στ.5, έδωσε στοιχεία για την οικολογία των ειδών και την επίδρασή τους και στη βιοκοινότητα της περιοχής. Σχετικά με το P. lividus, η μεγαλύτερη τιμή μέσης πυκνότητας εντοπίστηκε στον σταθμό Στ.1 (225,5 άτομα/

115 m 2 ), ενώ σημαντικά μειωμένη μέση τιμή βρέθηκε στον Στ.4α (10 άτομα/ 10 m 2 ). Σύμφωνα με τoυς Harmelin et al. (1981), η μέση πυκνότητα στους σταθμούς συμπίπτει με τον πρώτο βαθμό οργανικής ρύπανσης των υδάτων, εκτός από αυτή στον σταθμό Στ.4α. Γενικά, το είδος συναντάται σε μεγάλες πυκνότητες στα ρηχά νερά της Μεσογείου, οι οποίες συνδέονται με την αστική ρύπανση (Kempf 1962, Harmelin et al. 1981, Delmas & Régis 1986, Verlaque 1987, Pancucci et al. 1994). Στον ελλαδικό χώρο, μια παρόμοια μελέτη στον Αμβρακικό κόλπο ( άτομα/ 10 m 2 ) και το Ιόνιο πέλαγος (10-60 άτομα/ 10 m 2 ) δείχνει τη σημαντική επίδραση που έχει ο ευτροφισμός στην πυκνότητα των πληθυσμών (Pancucci et al. 1993). Πάνω από ορισμένη πυκνότητα ( άτομα/ 10 m 2 ), το είδος έχει μια ισχυρή επίδραση στα μακροφύκη, δημιουργώντας άγονες περιοχές (Kempf 1962, Verlaque 1987). Ωστόσο, παρόλη την έλλειψη μακροφυκών, η πυκνότητα μπορεί να παραμένει σταθερή (Bulleri et al. 2002, Privitera et al. 2008). Το γεγονός αυτό εξηγείται από τις διατροφικές συνήθειες του είδους. Σε φυσιολογικές συνθήκες το P. lividus τρέφεται με προσκολλημένα ανορθωμένα και σαρκώδη μακροφύκη (Kempf 1962, Privitera et al. 2008, Trenzado et al. 2012, Wangensteen et al. 2011). Στην περίπτωση, όμως, ευτροφισμού κατά την οποία επικρατεί υπερπληθυσμός, τα ενήλικα άτομα του P. lividus δεν μεταβαίνουν από τη δίαιτα του προνυμφικού σταδίου (πλαγκτική) στην ενήλικη (Pancucci et al. 1993). Έτσι, τρέφονται με διαλυμμένα θρεπτικά συστατικά (Delmas & Régis 1986, Régis 1981), ανόργανα ασβεστούχα υλικά, μονοκύταρρα φύκη και διάτομα (Verlaque 1987, Pancucci et al. 1993, Psara et al. 1995). Από την άλλη, η πυκνότητα του είδους A. lixula κυμάνθηκε από 1,75 (Στ.3) 5,5 (Στ.4α) άτομα/ 10 m 2, κατατάσσοντας τον πληθυσμό στα καθαρά από ρύπανση νερά. Οι μέσες τιμές πυκνότητας ήταν εντός των αναμενόμενων ορίων, όπως στις περισσότερες άγονες περιοχές της Μεσογείου (Kempf 1962, Harmelin et al. 1981, Guidetti 2006, Bonaviri et al. 2011). Το είδος θεωρείται πιο ευαίσθητο τόσο στην οργανική όσο και στη βιομηχανική ρύπανση (Harmelin et al. 1981). Είναι ένα παμφάγο ζώο, τείνοντας προς τη σαρκοφαγία και συμβάλλει εξίσου στη δυναμική των κοινοτήτων, καθώς δεν ανταγωνίζεται με το P. lividus για τις ίδιες πηγές τροφής (Wangensteen et al. 2011, Trenzado et al. 2012). Πιο συγκεκριμένα, το A. lixula τρέφεται ως επί το πλείστο με κρουστώδη κοραλλιοειδή φύκη (Kempf 1962, Privitera et al. 2008, Wangensteen et al. 2011). Ωστόσο, μπορεί να συμπληρώνει τη διατροφή του με εδραίους οργανισμούς των ομάδων Cirripedia, Hydrozoa και 115

116 Bryozoa (Wangensteen et al. 2011), καθώς επίσης και με νεκρά ψάρια και σπόγγους, όπως το Cliona celata, C. viridis και Crambe crambe (Harmelin et al. 1981). Έτσι, το A. lixula κατατάσσεται σε υψηλότερο τροφικό επίπεδο απ ότι το P. lividus (Wangensteen et al. 2011). Η ανομοιομορφία στη σχέση του βαθμού της ρύπανσης και στις μέσες τιμές των πυκνοτήτων των δύο ειδών αχινού πιθανώς οφείλεται στη διαφορετική μεθοδολογία. Οι Harmelin et al. (1981), εξέτασαν την πυκνότητα των αχινών σε βάθος 7-10 m για το P. lividus και 3-5 m για το A. lixula. Επιπλέον, κάλυψαν μεγαλύτερη έκταση με διαφορετικές κλίσεις (από οριζόντιες μέχρι κάθετες), εντάσσοντας, έτσι, όλες τις οικολογικές απαιτήσεις των ειδών. Αντιθέτως, στην παρούσα εργασία εξετάστηκε μια συγκεκριμένη ζώνη (υποπαραλιακή) σε βάθος περίπου 1 m σε κάθετη κλίση υποστρώματος. Έτσι, τα αποτελέσματα αποτελούν μια πρώτη ένδειξη για την κατάσταση των πληθυσμών στην περιοχή και σαφώς, απαιτείται μια πιο ολοκληρωμένη προσέγγιση για την ακριβή αποτίμηση στο Θερμαϊκό κόλπο. Διάφορες φυσικές παράμετροι, όπως ο υδροδυναμισμός, η κυματική δράση, ο αέρας, η θερμοκρασία του νερού, η αλατότητα, η ιζηματαπόθεση, η κλίση του υποστρώματος και οι πλημμύρες επιδρούν τόσο στην πυκνότητα όσο και στη βιομετρία του πληθυσμού των ειδών σε μια περιοχή. Έτσι, εξηγείται, παραδείγματος χάρη, ότι στον σταθμό Στ.4α παρατηρήθηκαν οι μικρότερες τιμές πυκνότητας για το P. lividus, ενώ ταυτόχρονα οι μεγαλύτερες για το A. lixula. Στον σταθμό η κυματική δράση είναι εντονότερη, λόγω του μικρού βάθους (<0,8 m) και του γεγονότος ότι βρίσκεται εξωτερικά του κυματοθραύστη. Έχει παρατηρηθεί σε ορισμένες μελέτες ότι το A. lixula προτιμά κατακόρυφα τοιχώματα, ενώ το P. lividus σχισμές στο κάτω μέρος των κατακόρυφων τοιχωμάτων, ή σε οριζόντια ή υποοριζόντια υποστρώματα (Kempf 1962, Bulleri et al. 1999). Το γεγονός ότι στον σταθμό Στ.4α και τις δύο εποχές η συνολική φυτική κάλυψη ήταν 21% και 42% συνηγορεί στη μικρή πυκνότητα του P. lividus. Τελικά, το A. lixula, χάρη στον ισχυρό λύχνο του Αριστοτέλη, παρουσιάζει μεγαλύτερη αντοχή στις δυνάμεις του υδροδυναμισμού (Benedetti-Cecchi & Bulleri 1998, Freeman 2006, Tuya et al. 2007, Privitera et al. 2008). Παράλληλα, υπάρχουν και βιοτικές παράμετροι, οι οποίες ελέγχουν την πυκνότητα του πληθυσμού των αχινών. Μια από αυτές είναι μέσω της τροφικής αλυσίδας με έλεγχο από πάνω προς τα κάτω (top-down control) μέσω της θήρευσής των αχινών από ψάρια (όπως Diplodus sargus, D. vulgaris, Coris julis, Thalassoma 116

117 pavo και Sarpa salpa) (Sala & Zabala 1996, Pinnegar & Polunin 2004, Guidetti 2006, Hereu 2006, Guidetti & Dulčić 2007, Hereu et al. 2008, Gianguzza et al. 2010). Έχει διαπιστωθεί ότι το A. lixula είναι πιο ανθεκτικό στη θήρευση, καθώς συγκρατείται ισχυρότερα στο υπόστρωμα (Gianguzza et al. 2006, Freeman 2006). Επιπλέον, το P. lividus περιορίζεται μέσω τροφικών ανταγωνιστών, όπως είναι οι πεταλίδες (Piazzi et al. 2016). Σύμφωνα με τους Harmelin et al. (1981), η αναλογία Par/Arb αντικατοπτρίζει πρωτίστως την προτίμηση των ειδών στην κλίση του υποστρώματος (κάθετο ή οριζόντιο) και δευτερευόντως την οικολογική κατάσταση του συστήματος. Πιο συγκεκριμένα, υποστηρίζουν ότι η αναλογία Par/Arb είναι μεγαλύτερη στα οριζόντια υποστρώματα, σε σχέση με τα κάθετα υποστρώματα ίδιου βάθους. Δηλαδή, αντανακλάται με έμμεσο τρόπο η συμπεριφορά των ειδών στην ένταση του υδροδυναμισμού. Η αναλογία των δύο αχινών Par/Arb έδειξε στην περιοχή μελέτης ότι στους σταθμούς Στ.2, Στ.3 και Στ.4 (δεδομένα από την εσωτερική πλευρά του κυματοθραύστη- Στ.4β) είναι μεγαλύτερη σε σχέση με τους Στ.1 και Στ.5. Με άλλα λόγια, στους ενδιάμεσους σταθμούς του αστικού μετώπου της Θεσσαλονίκης ο υδροδυναμισμός είναι πιο ήπιος σε σχέση με τους ακραίους. Αναφερόμενοι στις βιομετρικές μεταβλητές των αχινών, η διάμετρος έδειξε ότι αρκεί για τον υπολογισμό του μεγέθους των ατόμων του P. lividus και A. lixula. Επίσης, η διάμετρος μπορεί να προβλέψει ικανοποιητικά και τη βιομάζα των ατόμων (Antoniadou & Vafidis 2009). Σχετικά με το πρώτο είδος, η διάμετρος εμφάνισε διαφοροποιήσεις στο χώρο και το χρόνο. Η μέση τιμή της διαμέτρου είχε την εξής αύξουσα σειρά Στ.2< Στ.3< Στ.4< Στ.1< Στ.5. Μελέτες έχουν δείξει ότι ο ευτροφισμός οδηγεί σε υπερπληθυσμό περιορίζοντας, έτσι, σημαντικά τα διαθέσιμα αποθέματα μιας περιοχής (Harmelin et al. 1981, Pancucci et al. 1993). Για την αποφυγή των αρνητικών επιπτώσεων που επιφέρει η έλλειψη τροφής, όπως είναι η μειωμένη γονιμότητα και η θνησιμότητα, οι αχινοί μειώνονται σε μέγεθος (διάμετρο) (Levitan 1989). Σε αντίθεση με το P. lividus, το μέγεθος των ατόμων του A. lixula ήταν παρόμοιο καθόλη τη διάρκεια της δειγματοληψίας (περίπου 4 cm). Τα αποτελέσματα αυτά φαίνεται να συμφωνούν με εκείνα των Kempf (1962), Sala et al. (1998) και Hereu et al. (2012), οι οποίοι διαπίστωσαν ελλείψεις μικρόσωμων ατόμων του A. lixula (<30 mm). Το γεγονός αυτό μάλιστα αποδόθηκε στο διαφορετικό κύκλο αναπαραγωγής του P. lividus (Lozano et al. 1995) σε σχέση με το A. lixula. Έτσι, ενώ και τα δύο είδη έχουν ετήσιο αναπαραγωγικό κύκλο, η 117

118 αναπαραγωγική περίοδος του P. lividus εκτείνεται κυρίως από τον Μάρτιο- Ιούνιο, αν και μπορεί να διαρκεί όλο τον χρόνο (Guettaf et al. 2000, Tenuzzo et al. 2012). Στο A. lixula που θεωρείται ως θερμόφιλο είδος, η αναπαραγωγική περίοδος περιορίζεται τους μήνες Ιούλιο- Νοέμβριο (Fenaux 1968). Στην έρευνα που πραγματοποιήθηκε στον σταθμό Στ.ΠΚ, αλλά και στον Στ.4, η μικρή διάμετρος των αχινών φαίνεται να σχετίζεται με κάποιον εξωγενή παράγοντα (π.χ. αλίευση), ο οποίος μειώνει το μέσο μέγεθος και την πυκνότητα του P. lividus (Carter & VanBlaricom 2002, Gianguzza et al. 2006). Η αλίευση, όμως, πραγματοποιείται για δύο ξεχωριστούς λόγους. Ο πρώτος στο Στ.ΠΚ φαίνεται να σχετίζεται με την εστίαση στην περιοχή του αλιευτικού καταφυγείου, ενώ στο σταθμό Στ.4, με τη συλλογή των αχινών από ερασιτέχνες αλιείς της περιοχής για δόλωμα. Τέλος, εξετάστηκε η αναλογία φύλου των δύο ειδών. Η αναλογία και στα δύο είδη ήταν 1:1 ανά μήνα και σταθμό δειγματοληψίας. Σύμφωνα με τους Gianguzza et al. (2007), σε μικρές πυκνότητες του P. lividus η αναλογία φύλου τείνει προς την υπερίσχυση των αρσενικών ατόμων, ενώ σε υψηλή πυκνότητα υπάρχει ισότητα. Άλλοι παράγοντες που επηρεάζουν την αναλογία φύλου είναι ο υδροδυναμισμός, ο οποίος ευνοεί την αναλογία προς τα θηλυκά (Guettaf et al., 2000) και η θήρευση, η οποία τείνει στο 1:1 όταν είναι ασθενής (Gianguzza et al. 2007). 118

119 ΣΥΝΟΨΗ-ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ Οι αβιοτικές παράμετροι της υδάτινης στήλης κυμάνθηκαν σε φυσιολογικά επίπεδα για την περιοχή μελέτης χωρίς σημαντικές διαφοροποιήσεις. Από την ανάλυση της μακροπανίδας στους σταθμούς Στ.1, Στ.3 και Στ.Μ προκύπτει πως οι κυρίαρχες ομάδες ήταν οι Crustacea, Polychaeta, Echinodermata, Nematoda και Platyhelminthes. Όσον αφορά στη λειτουργία των βιοκοινοτήτων στους τρεις σταθμούς, οι περισσότερες από τις κυρίαρχες ταξινομικές ομάδες αντιπροσωπεύονταν από διηθηματοφάγους και αιωρηματοφάγους οργανισμούς, οι οποίοι επωφελούνται από τη συσσώρευση οργανικού υλικού στη στήλη του νερού. Αντίθετα, στον σταθμό Στ.Μ η επικράτηση των θηρευτών Syllidae δείχνει την ύπαρξη μιας λιγότερο διαταραγμένης από τη ρύπανση βιοκοινότητας. Το γεγονός αυτό αποτυπώνεται και στις τιμές των βιοτικών δεικτών, οι οποίοι είναι μεγαλύτεροι στον σταθμό αυτό. Οι βιοτικοί δείκτες που εφαρμόστηκαν για την εκτίμηση της ποιότητας των υδάτων στο θαλάσσιο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης και στο λιμάνι της Νέας Μηχανιώνας παρουσίασαν διαφοροποιήσεις. Ο δείκτης BENTIX χαρακτήρισε την κατάσταση και στους τρεις σταθμούς ως ελλιπή, ο BOPA για τον σταθμό Στ.1 ως καλή για τους σταθμούς Στ.3 και Στ.Μ ως μέτρια, ο λόγος ανθεκτικών προς ευαίσθητα Peracarida και στους 3 σταθμούς δειγματοληψίας ως καλή και τέλος, ο λόγος Ne/Co κατ αναλογία με τον δείκτη BOPA, έδειξε πως οι σταθμοί Στ.1 και Στ.2 βρίσκονταν σε καλή κατάσταση και ο σταθμός Στ.Μ σε εξαιρετική. Όλοι οι παραπάνω δείκτες όμως είναι σχεδιασμένοι για εφαρμογή σε κοινότητες κινητού φυσικού υποστρώματος και κατά την μελέτη αυτή διαπιστώθηκε η αναγκαιότητα προσαρμογής τους σε συστήματα σκληρού υποστρώματος, λαμβάνοντας υπόψη τις ιδιαιτερότητες των συστημάτων αυτών. Έτσι, παραδείγματος χάρη προτείνεται η μείωση της δειγματοληπτικής επιφάνειας, καθώς τα μελετούμενα συστήματα είναι εύτροφα και ο κατάλληλος σχεδιασμός πρωτοκόλλου ώστε να αποφευχθούν οι διαφοροποίησεις από φυσικά χαρακτηριστικά (π.χ. κλίση υποστρώματος). Τέλος, διαπιστώθηκε ότι οι δείκτες αυτοί απαιτούν χρόνο και εξειδικευμένες γνώσεις ταξινόμησης. Η ανάλυση της μεγαπανίδας έδειξε για το θαλάσσιο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης την ύπαρξη των ομάδων Echinodermata, Porifera, Ascidiacea, Bryozoa, Cnidaria, Bivalvia και Gastropoda. Η επίδραση που έχουν τα δύο είδη αχινών στη βιοκοινότητα του κρηπιδώματος φαίνεται να είναι 119

120 καθοριστική. Παράλληλα, η παρουσία των εδραίων διηθηματοφάγων οργανισμών ενισχύεται τόσο από τις ιδιαίτερες φυσικές παραμέτρους της περιοχής, όσο και από την οργανική ρύπανση. Η ανάλυση της μεγαπανίδας στο λιμάνι της Νέας Μηχανιώνας αποκάλυψε μια διαφορετική βιοκοινότητα στο κρηπίδωμα σε σχέση με το αντίστοιχο στο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης. Το μεγαλύτερο ποσοστό ήταν καλυμένο από φύκη και λιγότερο από μεγαπανίδα. Τα βενθικά είδη ανήκαν στις ομάδες Bryozoa, Decapoda, Gastropoda και Actinopterygii. Η συνεχής ανανέωση των υδάτινων μαζών, καθώς επίσης και η μικρότερη ανθρωπογενής πίεση αντανακλάται από την ύπαρξη της έντονης φυκοκάλυψης και των ανώτερων θηρευτών. Η μέθοδος της οπτικής υποβρύχιας καταγραφής ενδείκνυται για την εκτίμηση της ποσοστιαίας κάλυψης μιας βιοκοινότητας και τη μελέτη της δομής και λειτουργίας της στο κρηπίδωμα. Ωστόσο, απαιτείται ακριβέστερος καθορισμός του πλαισίου δειγματοληψίας, ώστε να οριστικοποιηθεί η μέθοδος δειγματοληψίας με ακριβέστερες καταγραφές. Τα αποτελέσματα της σχετικής πυκνότητας των αχινών Paracentrotus lividus και Arbacia lixula έδειξαν μηδενική έως μικρού βαθμού οργανική ρύπανση στο θαλάσσιο αστικό μέτωπο της Θεσσαλονίκης, σύμφωνα με την υπόθεση των Harmelin et al Οι διαφοροποιήσεις στα αποτελέσματα για τα δύο είδη οφείλονται ενδεχομένως στο μικρό εύρος διατομών της υπό μελέτης ζώνης. Η σχετική πυκνότητά τους μπορεί να θεωρηθεί κατάλληλος δείκτης για την εκτίμηση της ποιότητας υδάτων στην περιοχή, εφόσον δημιουργηθούν οι κατάλληλες χρονοσειρές δεδομένων, γίνουν αντιστοιχίσεις της συμπεριφοράς των πληθυσμών στις κάθετες μετακινήσεις τους και εφόσον γίνει κατάλληλη αντιστοίχιση της δομής των πληθυσμών τους στην ανώτερη υποπαραλιακή ζώνη του κρηπιδώματος του θαλάσσιου αστικού μετώπου της Θεσσαλονίκης ως μελετούμενο ενδιαίτημα. Τέλος, η βιομετρική μελέτη των αχινών μπορεί να βοηθήσει στην κατανόηση των ενδοπληθυσμιακών μεταβολών και στην κατανόηση της επίδρασης διαφόρων αβιοτικών παραμέτρων στον πληθυσμό. Γενικά, η μελέτη των βιοκοινοτήτων που αναπτύσσονται στα σκληρά υποστρώματα της ανώτερης υποπαραλιακής ζώνης μπορούν να συμβάλουν καθοριστά στη βιοπαρακολούθηση των θαλάσσιων αστικών μετώπων. Οι δαπάνες υλοποίησης των ερευνών αυτών δεν είναι ιδιαίτερα απαιτητικές, και για τον λόγο αυτό κρίνεται αναγκαία η συνέχιση των προσπαθειών προς αυτήν την κατεύθυνση. 120

121 ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ Ξενόγλωσση Βιβλιογραφία Amjad, S., & Gray, J. S. (1983). Use of the nematode-copepod ratio as an index of organic pollution. Marine Pollution Bulletin, 14(5), Antoniadou, C., & Chintiroglou, C. (2006). Trophic relationships of polychaetes associated with different algal growth forms. Helgoland Marine Research, 60(1), Antoniadou, C., Sarantidis, S., & Chintiroglou, C. (2011). Small-scale spatial variability of zoobenthic communities in a commercial Mediterranean port. Journal of the Marine Biological Association of the United Kingdom, 91(1), Antoniadou, C., & Vafidis, D. (2009). Population structure and morphometric relationships of Paracentrotus lividus (Echinodermata: Echinoidea) in the South Aegean Sea. Cahiers de Biologie Marine, 50(4), Antoniadou, C., Voultsiadou, E., & Chintiroglou, C. (2006). Sublittoral megabenthos along cliffs of different profile (Aegean Sea, Eastern Mediterranean). Belgian Journal of Zoology, 136(1), Arvanitidis, C., Bellan, G., Drakopoulos, P., Valavanis, V., Dounas, C., Koukouras, A., & Eleftheriou, A. (2002). Seascape biodiversity patterns along the Mediterranean and the Black Sea: Lessons from the biogeography of benthic polychaetes. Marine Ecology Progress Series, 244(2000), Ballesteros, E., Torras, X., Pinedo, S., García, M., Mangialajo, L., & de Torres, M. (2007). A new methodology based on littoral community cartography dominated by macroalgae for the implementation of the European Water Framework Directive. Marine Pollution Bulletin, 55(1), Balopoulos, E. T., & Friligos, N. C. (1993). Water circulation and eutrophication in the northwestern Aegean Sea: Thermaikos Gulf. Journal of Environmental Science and Health. Part A: Environmental Science and Engineering and Toxicology, 28(6), Baxevanis, A., & Chintiroglou, C. (2000). Peracarida crustacean populations of the artificial hard - substratum in N. Michaniona (N. Aegean). Belgian Journal of Zoology, 130(SUPPL. 1), Beaumont, J. C., Brown, C. J., & Sayer, M. D. J. (2007). Evaluation of techniques used in the assessment of subtidal epibiotic assemblage structure. Biofouling, 23(5), Bellan, G., Desrosiers, G., & Willsie, A. (1988). Use of an Annelid Pollution Index for monitoring a moderately polluted littoral zone. Marine Pollution Bulletin, 19(12),

122 Benedetti-Cecchi, L., & Bulleri, F. (1998). Density dependent foraging of sea urchins in shallow subtidal reefs on the west coast of Italy (western Mediterranean). Marine Ecology Progress Series, 163, Beyer, F. (1968). Zooplankton, zoobenthos, and bottom sediments as related to pollution and water exchange in the Oslofjord. Helgoländer Wissenschaftliche Meeresuntersuchungen, 17(1 4), Bilyard, G. R. (1987). The value of benthic infauna in marine pollution monitoring studies. Marine Pollution Bulletin, 18(11), Birk, S., Bonne, W., Borja, A., Brucet, S., Courrat, A., Poikane, S., Solimini, A., van de Bund, W., Zampoukas, N., Hering, D. (2012). Three hundred ways to assess Europe s surface waters: An almost complete overview of biological methods to implement the Water Framework Directive. Ecological Indicators, 18, Bonaviri, C., Vega Fernández, T., Fanelli, G., Badalamenti, F., & Gianguzza, P. (2011). Leading role of the sea urchin Arbacia lixula in maintaining the barren state in southwestern Mediterranean. Marine Biology, 158(11), Borja, Á. (2005). The European water framework directive: A challenge for nearshore, coastal and continental shelf research. Continental Shelf Research, 25(14), Borja, A., Bricker, S. B., Dauer, D. M., Demetriades, N. T., Ferreira, J. G., Forbes, A. T., Hutching, P., Xiaoping, J., Kenchington, R., Marques, J.C., Zhu, C. (2008). Overview of integrative tools and methods in assessing ecological integrity in estuarine and coastal systems worldwide. Marine Pollution Bulletin, 56(9), Borja, A., Franco, J., & Environment, M. (2000). A Marine Biotic Index to Establish the Ecological Quality of Soft-Bottom Benthos Within European Estuarine and Coastal Environments, 40(12). Borja, A., Miles, A., Occhipinti-Ambrogi, A., & Berg, T. (2009). Current status of macroinvertebrate methods used for assessing the quality of European marine waters: implementing the Water Framework Directive. Hydrobiologia, 633(1), Bray, J. R., & Curtis, J. T. (1957). An Ordination of the Upland Forest Communities of Southern Wisconsin. Ecological Monographs, 27(4), Bulleri, F. (2005). Experimental evaluation of early patterns of colonisation of space on rocky shores and seawalls. Marine Environmental Research, 60(3), Bulleri, F., Benedetti-Cecchi, L., & Cinelli, F. (1999). Grazing by the sea urchins Arbacia lixula L. and Paracentrotus lividus Lam. in the Northwest Mediterranean. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 241(1), Bulleri, F., Bertocci, I., & Micheli, F. (2002). Interplay of encrusting coralline algae and sea urchins in maintaining alternative habitats. Marine Ecology Progress Series, 243,

123 Burrows, E. M. (1991). Seaweeds of the British Isles: chlorophyta (Vol. 2). Natural History Museum Publications. Carletti, A., & Heiskanen, A. S. (2009). Water framework directive intercalibration technical report. Part 3: Coastal and Transitional waters. JRC Scientific and Technical Reports. EUR EN/3. Office for Official Publications of the European Communities, Luxembourg, 240 pp. Carter, S. K., & VanBlaricom, G. R. (2002). Effects of experimental harvest on red sea urchins (Strongylocentrotus franciscanus) in northern Washington. Fishery Bulletin, 100(4), Chapman, M. G., & Bulleri, F. (2003). Intertidal seawalls new features of landscape in intertidal environments. Landscape and Urban Planning, 62(3), Chatzinikolaou, E., & Arvanitidis, C. (2015). Status, values and present threats in Heraklion harbour (Crete, Greece). Regional Studies in Marine Science, (c). Chintiroglou, C. C. (1996). Feeding guilds of polychaetes associated with Cladocora Caespitosa (L.) (anthozoa, cnidaria) in the North Aegean Sea. Israel Journal of Zoology, 42(3), Chintiroglou, C. C., & Antoniadou, C. (2008). Polychaetes/Amphipods Index. Ecological Indicators, Encyclopedia of Ecology. Oxford: Elsevier, 4, Chintiroglou, C. C., & Antoniadou, C. (2009). Ecology of temperate port communities. In G. Nairne (Ed.), Aquatic Ecosystem Research Trends (pp ). Chintiroglou, C. C., Antoniadou, C., Baxevanis, A., Damianidis, P., Karalis, P., & Vafidis, D. (2004). Peracarida populations of hard substrate assemblages in ports of the NW Aegean Sea (eastern Mediterranean). Helgoland Marine Research, 58(1), Chintiroglou, C. C., Antoniadou, C., & Krestenitis, Y. (2006). Can polychaetes be used as a surrogate group in assessing ecological quality of soft substratum communities (NE Thermaikos gulf)? Fresenius Environmental Bulletin, 15(9 B), Clarke, K. R. (1990). Comparisons of dominance curves. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 138(1), Clarke, K. R., & Gorley, R. N. (2006). PRIMER v6 user manual and program. PRIMER-E Ltd: Plymouth, UK. Clarke, K. R., & Warwick, R. M. (1994). Change in marine communities. An approach to statistical analysis and interpretation. Natural Environment Research Council. Connell, S. D., & Glasby, T. M. (1999). Do urban structures influence local abundance and diversity of subtidal epibiota? A case study from Sydney Harbour, Australia. Marine Environmental Research, 47(4),

124 Coull, B. C., Hicks, G. R. F., & Wells, J. B. J. (1981). Nematode/copepod ratios for monitoring pollution: A rebuttal. Marine Pollution Bulletin, 12(11), Crisp, D. J. (1971). Energy flow measurements. In Methods for the Study of Marine Benthos.(Eds NA Holme, AO McIntyre.) pp Blackwell Scientific Publications: Oxford, UK. Daget, J. (1979). Le modèles mathématiques en écologie. Collection d Ecologie Vol. 8. Masson, Paris. Damianidis, P., & Chintiroglou, C. C. (2000). Structure and functions of polychaetofauna living in Mytilus galloprovincialis assemblages in Thermaikos Gulf (north Aegean Sea). Oceanologica Acta, 23, Dauer, D. M. (1993). Biological criteria, environmental health and estuarine macrobenthic community structure. Marine Pollution Bulletin, 26(5), Dauvin, J. C., & Ruellet, T. (2007). Polychaete/amphipod ratio revisited. Marine Pollution Bulletin, 55, Dean, H. (2008). The use of polychaetes (Annelida) as indicator species of marine pollution: a review. Revista de Biologia Tropical (San Jose), 56(December), Delmas, P., & Régis, M. B. (1986). Données préliminaires sur le contenu digestif de l oursin comestible Paracentrotus lividus (Lamarck) soumis á l influence d effluents domestiques. Marine Environmental Research, 20(3), Desrosiers, G., Bellan-Santini, D., & Brethes, J.-C. (1986). Organisation trophique de quatre peuplements de substrats rocheux selon un gradient de pollution industrielle (Golfe de Fos, France). Marine Biology, 91(1), Díez, I., Bustamante, M., Santolaria, A., Tajadura, J., Muguerza, N., Borja, A., Muxika, I., Saiz-Salinas, J.I., Gorostiaga, J. M. (2012). Development of a tool for assessing the ecological quality status of intertidal coastal rocky assemblages, within Atlantic Iberian coasts. Ecological Indicators, 12(1), Doğan, A., Sezgin, M., & Katağan, T. (2008). Seasonal trends of soft bottom crustaceans of Izmir Bay (Aegean Sea). Crustaceana, 81(7), Duineveld, G. C. A., Künitzer, A., & Heyman, R. P. (1987). Amphiura filiformis (Ophiuroidea: Echinodermata) in the North Sea. Distribution, present and former abundance and size composition. Netherlands Journal of Sea Research, 21(4), Dyson, K., & Yocom, K. (2015). Ecological design for urban waterfronts. Urban Ecosystems, 18(1), Elliot, J. M. (1971). Some methods for the statistical analysis of samples of benthic invertebrates. Freshwater Biological Association Scientific Publications, 25,

125 Fauchald, K., & Jumars, P. A. (1979). The diet of worms: a study of polychaete feeding guilds (Vol. 17). Aberdeen University Press. Fenaux, L. (1968). Maturation des gonades et cycle saisonnier des larves chez A. lixula, P. lividus et P. microtuberculatus (echinides) à Villefranche-Sur-Mer. Vie Milieu, 19(A1), Filbee-Dexter, K., & Scheibling, R. E. (2014). Sea urchin barrens as alternative stable states of collapsed kelp ecosystems. Marine Ecology Progress Series, 495, Freeman, A. (2006). Size-dependent trait-mediated indirect interactions among sea urchin herbivores. Behavioral Ecology, 17(2), Galil, B. S. (2011). The alien crustaceans in the Mediterranean Sea: an historical review. In In the wrong place-alien marine Crustaceans: distribution, biology and impacts (pp ). Gambi, M. C., Lorenti, M., Russo, G. F., Scipione, M. B., & Zupo, V. (1992). Depth and Seasonal Distribution of Some Groups of the Vagile Fauna of the Posidonia oceanica Leaf Stratum: Structural and Trophic Analyses. Marine Ecology, 13(1), Ganoulis, J. (2009). Risk Analysis of Water Pollution: Second, Revised and Expanded Edition. WILEY-VCH Verlag GmbH & Co. KGaA, Weinheim. Gesteira, J. L. G., & Dauvin, J.-C. (2000). Amphipods are good bioindicators of the impact of oil spills on soft-bottom macrobenthic communities. Marine Pollution Bulletin, 40(11), Giangrande, A., Licciano, M., & Musco, L. (2005). Polychaetes as environmental indicators revisited. Marine Pollution Bulletin, 50(11), Giangrande, A., Licciano, M., & Pagliara, P. (2000). The diversity of diets in Syllidae (Annelida: Polychaeta). Cahiers de Biologie Marine, 41(1), Gianguzza, P., Badalamenti, F., & Riggio, S. (2007). Operational sex ratio in the edible sea urchin Paracentrotus lividus at Ustica Island MPA(western Mediterranean, Italy). Biologia Marina Mediterranea, 14(2), Gianguzza, P., Bonaviri, C., Milisenda, G., Barcellona, A., Agnetta, D., Vega Fernández, T., & Badalamenti, F. (2010). Macroalgal assemblage type affects predation pressure on sea urchins by altering adhesion strength. Marine Environmental Research, 70(1), Gianguzza, P., Chiantore, M., Bonaviri, C., Cattaneo-Vietti, R., Vielmini, I., & Riggio, S. (2006). The effects of recreational Paracentrotus lividus fishing on distribution patterns of sea urchins at Ustica Island MPA (Western Mediterranean, Italy). Fisheries Research, 81(1), Glasby, T. M. (1999). Effects of shading on subtidal epibiotic assemblages. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 234(2),

126 Glasby, T. M. (2000). Surface composition and orientation interact to affect subtidal epibiota. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 248(2), Glasby, T. M., & Connell, S. D. (2001). Orientation and position of substrata have large effects on epibiotic assemblages. Marine Ecology Progress Series, 214, Glasby, T. M., Connell, S. D., Holloway, M. G., & Hewitt, C. L. (2007). Nonindigenous biota on artificial structures: could habitat creation facilitate biological invasions? Marine Biology, 151(3), Gray, J. S., & Mirza, F. B. (1979). A possible method for the detection of pollution-induced disturbance on marine benthic communities. Marine Pollution Bulletin, 10(5), Guettaf, M., San Martin, G. a., & Francour, P. (2000). Interpopulation variability of the reproductive cycle of Paracentrotus lividus (Echinodermata: Echinoidea) in the southwestern Mediterranean. Journal of the Marine Biological Association of the UK, 80(5), Guidetti, P. (2006). Marine reserves reestablish lost predatory interactions and cause community changes in rocky reefs. Ecological Applications, 16(3), Guidetti, P., & Dulčić, J. (2007). Relationships among predatory fish, sea urchins and barrens in Mediterranean rocky reefs across a latitudinal gradient. Marine Environmental Research, 63(2), Harmelin, J. G., Bouchon, C., & Hong, J. S. (1981). Impact de la pollution sur la distribution des échinodermes des substrats durs en Provence (Méditerranée Nord-Occidentale). Téthys, 10(1), Hayes, R. J., & Buckland, S. T. (1983). Radial-Distance Models for the Line-Transect Method. Biometrics, 39(1), Hereu, B. (2006). Depletion of palatable algae by sea urchins and fishes in a Mediterranean subtidal community. Marine Ecology Progress Series, 313, Hereu, B., Linares, C., Sala, E., Garrabou, J., Garcia-Rubies, A., Diaz, D., & Zabala, M. (2012). Multiple Processes Regulate Long-Term Population Dynamics of Sea Urchins on Mediterranean Rocky Reefs. PLoS ONE, 7(5), e Hereu, B., Zabala, M., & Sala, E. (2008). Multiple controls of community structure and dynamics in a sublittoral marine environment. Ecology, 89(12), Hill, M. O. (1973). Diversity and evenness: a unifying notation and its consequences. Ecology, 54(2), Hiscock, K., Smith, A., Jenkins, S., Sewell, J., & Hawkins, S. (2005). Development of a hard substratum Benthic invertebrate Water Framework Directive compliant classification tool. Report to the Environment Agency and the Joint Nature Conservation Committee from the Marine Biological Association, Marine Biological Association of the UK. 126

127 Hoyle, B. (2000). Global and local change on the port city waterfront. Geographical Review, 90(3), Josefson, A. B., Jensen, J. N., & Ærtebjerg, G. (1993). The benthos community structure anomaly in the late 1970s and early 1980s a result of a major food pulse? Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 172(1), Juanes, J. A., Guinda, X., Puente, A., & Revilla, J. A. (2008). Macroalgae, a suitable indicator of the ecological status of coastal rocky communities in the NE Atlantic. Ecological Indicators, 8(4), Karageorgis, A. P., Skourtos, M. S., Kapsimalis, V., Kontogianni, A. D., Skoulikidis, N. T., Pagou, K., Nikolaidis, N. P., Drakopoulou, P., Zanou, B., Karamanos, H., Levkov, Z., Anagnostou, Ch. (2005). An integrated approach to watershed management within the DPSIR framework: Axios River catchment and Thermaikos Gulf. Regional Environmental Change, 5(2 3), Karalis, P., Antoniadou, C., & Chintiroglou, C. (2003). Structure of the artificial hard substrate assemblages in ports in Thermaikos Gulf (North Aegean Sea). Oceanologica Acta, 26(3), Kempf, M. (1962). Recherches d écologie comparée sur Paracentrotus lividus (Lmk.) et Arbacia lixula (L.). Recueil Des Travaux de La Stations Marine d Endoume, 25(39), Krapp-Schickel, G. (1993). Do algal-dwelling amphipods react to the critical zones of a coastal slope? Journal of Natural History, 27(4), Krapp, T., Lang, C., Libertini, A., & Melzer, R. R. (2006). Caprella scaura Templeton, 1836 sensu lato ( Amphipoda : Caprellidae ) in the Mediterranean, 6, Krestenitis, N. Y., Christopoulos, S. P., Valioulis, I. A., & Hyder, P. (1997). The study of the region of fresh water influence of Thermaikos Gulf. In Proc. 5th Hel. Symp. Oceanogr. Fish (Vol. 1, pp ). Lambert, C. C., & Lambert, G. (1998). Non-indigenous ascidians in southern California harbors and marinas. Marine Biology, 130(4), Lambshead, P. J. D. (1984). The nematode/copepod ratio some anomalous results from the Firth of Clyde. Marine Pollution Bulletin, 15(7), Lambshead, P. J. D., Platt, H. M., & Shaw, K. M. (1984). The detection of differences among assemblages of marine benthic species based on an assessment of dominance and diversity. Journal of Natural History, 17(6), Lampadariou, N., Austen, M. C., Robertson, N., & Vlachonis, G. (1997). Analysis of meiobenthic community structure in relation to pollution and disturbance in Iraklion Harbour, Greece. Vie et Milieu, 47(1),

128 Larsen, K. (2014). New species of the genus Zeuxo (Peracarida, Tanaidacea). Crustaceana, 87(6), Larsen, K., Tuya, F., & Froufe, E. (2014). Genetic divergence of tanaidaceans (Crustacea : Peracarida) with low dispersal ability. Scientia Marina, 78(1), Lawrence, J. M. (1975). On the relationships between marine plants and sea urchins SE - Oceanography and Marine Biology Annual Review (Vol. 13, pp ). Leber, K. M. (1985). The Influence of Predatory Decapods, Refuge, and Microhabitat Selection on Seagrass Communities. Ecology, 66(6), Levin, L. (2000). Polychaetes as environmental indicators: response to low oxygen and organic enrichment. Bulletin of Marine Science, 67(1), 668. Levitan, D. R. (1989). Density- dependent size regulation in Dianema antillarum: Effects on fecundity and survivorship. Ecology, 70(5), Lindley, J. A., Gamble, J. C., & Hunt, H. G. (1995). A change in the zooplankton of the central North Sea (55 degree to 58 degree N): A possible consequence of changes in the benthos. Marine Ecology Progress Series, (1 3). Liquete, C., Zulian, G., Delgado, I., Stips, A., & Maes, J. (2013). Assessment of coastal protection as an ecosystem service in Europe. Ecological Indicators, 30, Lozano, J., Galera, J., López, S., Turon, X., & Palacin, C. (1995). Biological cycles and recruitment of Paracentrotus lividus (Echinodermata: Echinoidea) in two contrasting habitats. Marine Ecology Progress Series, 122, Magurran, A. E. (2004). Measuring Biological Diversity. Oxford: Blackwell Publishing. Marinopoulos, J. (1988). Etude des peuplements infralittoraux de substrats rocheux de la région de Marseille et des facteurs abiotiques (lumière, hydrodynamique) les influençant. Université Aix-Marseille 2. Mizzan, L. (1999). Le specie alloctone del macrozoobenthos della Laguna di Venezia: il punto della situazione. Bollettino Del Museo Civico Di Storia Naturale Di Venezia, 49, Moreno, M., Vezzulli, L., Marin, V., Laconi, P., Albertelli, G., & Fabiano, M. (2008). The use of meiofauna diversity as an indicator of pollution in harbours. ICES Journal of Marine Science, 65(8), O Connor, N. E. (2013). Impacts of sewage outfalls on rocky shores: Incorporating scale, biotic assemblage structure and variability into monitoring tools. Ecological Indicators, 29, Orfanidis, S., Panayotidis, P., & Stamatis, N. (2001). Ecological evaluation of transitional and coastal waters: a marine benthic macrophytes-based model. Mediterranean Marine Science, 2(2),

129 Pagès, J. F., Farina, S., Gera, A., Arthur, R., Romero, J., & Alcoverro, T. (2012). Indirect interactions in seagrasses: fish herbivores increase predation risk to sea urchins by modifying plant traits. Functional Ecology, 26(5), Pamintuan, I. S., Aliño, P. M., Gomez, E. D., & Rolon, R. N. (1994). Early successional patterns of invertebrates in artificial reefs established at clear and silty areas in Bolinao, Pangasinan, Northern Philippines. Bulletin of Marine Science, 55(2 3), Pancucci, M. A., Panayotidis, P., & Kosmas, A. (1994). Impact of eutrophication on seaurchin populations of the Amvrakikos Gulf (Ionian Sea, Greece). Final Reports on Research Projects Dealing with Eutrophication Problems. Pancucci, M. A., Panayotidis, P., & Zenetos, A. (1993). Morphological changes in sea urchin populations as a response to environmental stress. Quantified Phenotypic Responses in Morphology and Physiology. Ashford: JAPAGA, Pansini, M., Morri, C., & Bianchi, C. N. (2000). The Sponge Community of a Subtidal Area with Hydrothermal Vents: Milos Island, Aegean Sea. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 51(5), Pavlidou, A., Simboura, N., Rousselaki, E., Tsapakis, M., Pagou, K., Drakopoulou, P., Assimakopoulou, G., Kontoyiannis, H., Panayotidis, P. (2015). Methods of eutrophication assessment in the context of the water framework directive: Examples from the Eastern Mediterranean coastal areas. Continental Shelf Research, 108, Pearson, T. H., & Rosenberg, R. (1978). Macrobenthic succession in relation to organic enrichment and pollution of the marine environment. Oceanography and Marine Biology Annual Review, 16(November), Peharda, M., & Morton, B. (2006). Experimental prey species preferences of Hexaplex trunculus (Gastropoda: Muricidae) and predator prey interactions with the Black mussel Mytilus galloprovincialis (Bivalvia: Mytilidae). Marine Biology, 148(5), Perkol-Finkel, S., Zilman, G., Sella, I., Miloh, T., & Benayahu, Y. (2008). Floating and fixed artificial habitats: Spatial and temporal patterns of benthic communities in a coral reef environment. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 77(3), Piazzi, L., Bulleri, F., & Ceccherelli, G. (2016). Limpets compensate sea urchin decline and enhance the stability of rocky subtidal barrens. Marine Environmental Research, 115, Pielou, E. C. (1966). Species-diversity and pattern-diversity in the study of ecological succession. Journal of Theoretical Biology, 10(2), Pinnegar, J.., & Polunin, N. V. C. (2004). Predicting indirect effects of fishing in Mediterranean rocky littoral communities using a dynamic simulation model. Ecological Modelling, 172(2 4),

130 Piola, R. F., & Johnston, E. L. (2008). Pollution reduces native diversity and increases invader dominance in marine hard-substrate communities. Diversity and Distributions, 14(2), Pires, A. M. S. (1980). Ecological studies on intertidal and infralittoral brazilian tanaidacea (crustacea, peracarida). Studies on Neotropical Fauna and Environment, 15(3 4), Pocklington, P., & Wells, P. G. (1992). Polychaetes Key taxa for marine environmental quality monitoring. Marine Pollution Bulletin, 24(12), Poikane, S., Zampoukas, N., Borja, A., Davies, S. P., van de Bund, W., & Birk, S. (2014). Intercalibration of aquatic ecological assessment methods in the European Union: Lessons learned and way forward. Environmental Science & Policy, 44, Poulos, S. E., Chronis, G. T., Collins, M. B., & Lykousis, V. (2000). Thermaikos Gulf Coastal System, NW Aegean Sea: an overview of waterrsediment fluxes in relation to air land ocean interactions and human activities. Journal of Marine Systems, 25, Poulos, S. E., Drakopoulos, P. G., & Collins, M. B. (1997). Seasonal variability in sea surface oceanographic conditions in the Aegean Sea (Eastern Mediterranean): An overview. Journal of Marine Systems, 13(1 4), Privitera, D., Chiantore, M., Mangialajo, L., Glavic, N., Kozul, W., & Cattaneo-Vietti, R. (2008). Inter- and intra-specific competition between Paracentrotus lividus and Arbacia lixula in resource-limited barren areas. Journal of Sea Research, 60(3), Psara, S., Pancucci, M. A., & Panayotidis, P. (1995). Gut contents of the sea urchin Paracentrotus lividus in an Ionian embayment (Amvrakikos gulf- Greece). In Internationale pour L Exploration Scientifique de la Mer Mediterranée. (p. 41). Paris. Queiroga, H., Cunha, M. R., Cunha, A., Moreira, M. H., Quintino, V., Rodrigues, A. M., Serôdio, J., Warwick, R. M. (2007). Marine biodiversity: patterns and processes, assessment, threats, management and conservation (Vol. 183). Springer Science & Business Media. Raffaelli, D. (1987). The behaviour of the nematode / copepode ratio in organic pollution studies. Marine Environmental Research, 23, Raffaelli, D. G., & Mason, C. F. (1981). Pollution monitoring with meiofauna, using the ratio of nematodes to copepods. Marine Pollution Bulletin, 12(5), Régis, M. B. (1981). Aspects morphométriques de la croissance de deux echinoides du Golfe de Marseille, Paracentrotus lividus (Lmck) et Arbacia lixula L. Cahiers de Biologie Marine, 22, Rivero, N. K., Dafforn, K. A., Coleman, M. A., & Johnston, E. L. (2013). Environmental and ecological changes associated with a marina. Biofouling, 29(7),

131 Ros, M., Vázquez-Luis, M., & Guerra-García, J. M. (2013). The role of marinas and recreational boating in the occurrence and distribution of exotic caprellids (Crustacea: Amphipoda) in the Western Mediterranean: Mallorca Island as a case study. Journal of Sea Research, 83, Ros, M., Vázquez-Luis, M., & Guerra-García, J. M. (2015). Environmental factors modulating the extent of impact in coastal invasions: The case of a widespread invasive caprellid (Crustacea: Amphipoda) in the Iberian Peninsula. Marine Pollution Bulletin, 98(1 2), Rosenberg, R. (2001). Marine benthic faunal successional stages and related sedimentary activity. Scientia Marina, 65, Sacchi, C. F., Sconfietti, R., & Occhipinti Ambrogi, A. (1998). Changes in the benthic communities of hard and soft bottom at the hydrographic boundaries in the Venice Lagoon. Rapp Comm Int Mer Médit, 35(2), Sairinen, R., & Kumpulainen, S. (2006). Assessing social impacts in urban waterfront regeneration. Environmental Impact Assessment Review, 26(1), Sala, E., Boudouresque, C. F., & Harmelin-Vivien, M. (1998). Fishing, trophic cascades, and the structure of algal assemblages: evaluation of an old but untested paradigm. Oikos, Sala, E., & Zabala, M. (1996). Fish predation and the structure of the sea urchin Paracentrotus lividus populations in the NW Mediterranean. Marine Ecology Progress Series, 140, Samanidou, V., Fytianos, K., & Vasilikiotis, G. (1987). Distribution of nutrients in the Thermaikos Gulf, Greece. Science of the Total Environment, 65, Schmidt, H. (1972). Prodromus zu einer Monographie der mediterranean Aktinien. Zoologica, 42, Shannon, C. E. (1948). A Mathematical Theory of Communication. Bell System Technical Journal, 27(4), Shiells, G. M., & Anderson, K. J. (1985). Pollution monitoring using the nematode/copepod ratio A practical application. Marine Pollution Bulletin, 16(2), Sieg, J. (1986). Distribution of the Tanaidacea: Synopsis of the known data and suggestions on possible distribution patterns. Crustacean Biogeographic, 4, Simboura, N. (2004). Bentix Index vs. Biotic Index in monitoring: an answer to. Marine Pollution Bulletin, 48(3), Simboura, N., & Argyrou, M. (2010). An insight into the performance of benthic classification indices tested in Eastern Mediterranean coastal waters. Marine Pollution Bulletin, 60(5),

132 Simboura, N., Panayotidis, P., & Papathanassiou, E. (2005). A synthesis of the biological quality elements for the implementation of the European Water Framework Directive in the Mediterranean ecoregion: The case of Saronikos Gulf. Ecological Indicators, 5(3), Simboura, N., Pavlidou, A., Bald, J., Tsapakis, M., Pagou, K., Zeri, C., Androni, P., Panayotidis, P. (2016). Response of ecological indices to nutrient and chemical contaminant stress factors in Eastern Mediterranean coastal waters. Ecological Indicators, 70, Simboura, N., & Zenetos, A. (2002). Benthic indicators to use in ecological quality classification of Mediterranean soft bottom marine ecosystems, including a new Biotic Index. Mediterranean Marine Science, 3, Simkanin, C., Davidson, I. C., Dower, J. F., Jamieson, G., & Therriault, T. W. (2012). Anthropogenic structures and the infiltration of natural benthos by invasive ascidians. Marine Ecology, 33(4), SoHelME. (2005). State of the Hellenic Marine Environment. (E. Papathanassiou & A. Zenetos, Eds.)Papathanasiou, E. and Zenetos, A. (eds), HCMR publications. HCMR Publ. Stirn, J. (1981). Manual of methods in aquatic environment research. Part 8. Ecological assessment of pollution effects (Guidelines for the FAO GFCM/UNEP Joint Coordinated Project on Pollution in Mediterranean). FAO Fisheries Technical Paper, 209, Takeuchi, I. (1999). Checklist and bibliography of the Caprellidea (Crustacea: Amphipoda) fromjapanese waters. Otsuchi Marine Science, 24, Teixeira, H., Neto, J. M., Patrício, J., Veríssimo, H., Pinto, R., Salas, F., & Marques, J. C. (2009). Quality assessment of benthic macroinvertebrates under the scope of WFD using BAT, the Benthic Assessment Tool. Marine Pollution Bulletin, 58(10), Tenuzzo, B. A., Zaccarelli, N., & Dini, L. (2012). The reproductive cycle of the commercial sea urchin Paracentrotus lividus (Lamark, 1816) (Echinodermata: Echinoidea) in the Ionian Sea. Italian Journal of Zoology, 79(2), Toft, J. D., Ogston, A. S., Heerhartz, S. M., Cordell, J. R., & Flemer, E. E. (2013). Ecological response and physical stability of habitat enhancements along an urban armored shoreline. Ecological Engineering, 57, Trenzado, C. E., Hidalgo, F., Villanueva, D., Furné, M., Díaz-Casado, M. E., Merino, R., & Sanz, A. (2012). Study of the enzymatic digestive profile in three species of Mediterranean sea urchins. Aquaculture, , Trygonis, V., & Sini, M. (2012). photoquad: A dedicated seabed image processing software, and a comparative error analysis of four photoquadrat methods. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, ,

133 Tuya, F., Cisneros-Aguirre, J., Ortega-Borges, L., & Haroun, R. J. (2007). Bathymetric segregation of sea urchins on reefs of the Canarian Archipelago: role of flow-induced forces. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 73(3), Uthicke, S., Schaffelke, B., & Byrne, M. (2009). A boom bust phylum? Ecological and evolutionary consequences of density variations in echinoderms. Ecological Monographs, 79(1), Verlaque, M. (1987). Relations entre Paracentrotus lividus (Lamarck) et le phytobenthos de Méditerranée occidentale. In Colloque international sur Paracentrotus lividus et les oursins comestibles. GIS Posidonie, Marseille (pp. 5 36). Vinagre, P. A., Pais-Costa, A. J., Hawkins, S. J., Borja, Á., Marques, J. C., & Neto, J. M. (2017). Addressing a gap in the Water Framework Directive implementation: Rocky shores assessment based on benthic macroinvertebrates. Ecological Indicators, 78, Vinagre, P. A., Pais-Costa, A. J., Hawkins, S. J., Borja, ÿngel, Marques, J. C., & Neto, J. M. (2016). Ability of invertebrate indices to assess ecological condition on intertidal rocky shores. Ecological Indicators, 70, Wangensteen, O. S., Turon, X., García-Cisneros, A., Recasens, M., Romero, J., & Palacín, C. (2011). A wolf in sheep s clothing: carnivory in dominant sea urchins in the Mediterranean. Marine Ecology Progress Series, 441, Warwick, R. M. (1981). The nematode/copepod ratio and its use in pollution ecology. Marine Pollution Bulletin, 12(10), Warwick, R. M. (1986). A new method for detecting pollution effects on marine macrobenthic communities. Marine Biology, 92(4), Wells, E., Wilkinson, M., Wood, P., & Scanlan, C. (2007). The use of macroalgal species richness and composition on intertidal rocky seashores in the assessment of ecological quality under the European Water Framework Directive. Marine Pollution Bulletin, 55(1), Winfield, I., Abarca-Arenas, L. G., & Chazaro-Olvera, S. (2007). Crustacean macrofoulers in the Veracruz coral reef system, SW Gulf of Mexico: checklist, spatial distribution and diversity. Cahiers de Biologie Marine, 48(3), 287. Ελληνόγλωσση Βιβλιογραφία Αντωνιάδου Χ. (2003). Δομή συνευρέσεων του σκληρού υποστρώματος της κατώτερης υποπαραλιακής ζώνης στο Βόρειο Αιγαίο. Διδακτορική Διατριβή. Τμήμα Βιολογίας, ΑΠΘ. Γεωργιάδης Κ. (2014). Διερευνήσεις δεικτών βιοπαρακολούθησης στα αλιευτικά καταφύγια του Βορείου Αιγαίου. Μεταπτυχιακή Διατριβή. Τμήμα Βιολογίας, ΑΠΘ. 133

134 Γκανούλης Ι., Κρεστενίτης Ι., Καραμπάς Θ., Παπαχρήστου Ε., Νταράκας Ε., Ιωαννίδου Δ., Πιπιλιάγκα Α., Τασούλα Κ., Χατζηνικολάου Ι., Νικολαΐδης Γ., Καττούλας Μ., Αλβανού Λ. (1991). Ωκεανογραφικά στοιχεία και περιβαλλοντικές επιπτώσεις από τα αποχετευτικά έργα Θεσσαλονίκης, Β Φάση: , περιβαλλοντικές επιπτώσεις από την ενδιάμεση και την οριστική λειτουργία των αποχετευτικών έργων. Υ.ΠΕ.ΧΩ.ΔΕ., Διεύθυνση Υδρεύσεων Αποχετεύσεων, 154 σελ. Γραφείο Αστικής Ανθεκτικότητας (2016). Έκθεση Αξιολόγησης Αστικής Ανθεκτικότητας. Θεσσαλονίκη. Ε.Κ.Θ.Ε. (2001). Διαχειριστική Μελέτη των Ζωνών Παραγωγής Μυδιών των Κόπλων Θεσσαλονίκης και Θερμαϊκού. Τελική Έκθεση για ΝΑΘ, Διεύθυνση Αλιείας. Κρεστενίτης Ν.Γ., Ανδρουλιδάκης Γ., Κομπιάδου Κ. (2006). Διερεύνηση της συμβολής των ποταμών στην εξέλιξη των φυσικών παραμέτρων του κόλπου της Θεσσαλονίκης. 8 ο Πανελλήνιο Συμπόσιο Ωκεανογραφίας & Αλιείας, Θεσσαλονίκη. Κωστικάκη Δ. (2012). Διαχρονική εξέλιξη της ποιοτικής κατάστασης των νερών του Θερμαικού κόλπου. Μεταπτυχιακή Διατριβή. Τμήμα Βιολογίας, ΑΠΘ. Οδηγία 2000/60/ΕΚ του Ευρωπαϊκού Κοινοβουλίου και του Συμβουλίου της 23ης Οκτωβρίου 2000 για τη θέσπιση πλαισίου κοινοτικής δράσης στον τομέα της πολιτικής των υδάτων. Επίσημη Εφημερίδα των Ευρωπαϊκών Κοινοτήτων, L327/1, Luxembourg. Στάμου Γ. Π. (2009). Οικολογία: Μέθοδοι Ανάλυσης και Σύνθεσης Δεδομένων. Εκδόδεις ΖΗΤΗ, Θεσσαλονίκη. Χαριτωνίδης Σ. & Λαζαρίδου Ε. (1997). Σημειώσεις Φυκολογίας. Οδηγίες για την αναγνώριση θαλάσσιων μακροφυκών και φανερόγαμων. Θεσσαλονίκη. σελ. 57, 123. Χιντήρογλου Χ Βιονομική μελέτη των θαλάσσιων ανεμώνων (Actiniaria, Anthozoa) του Θερμαικού κόλπου. Διδακτορική Διατριβή. Τμήμα Βιολογίας. ΑΠΘ. σελ Ηλεκτρονική Βιβλιογραφία Technological center of expert in marine and food innovation (AZTI): World Register of Marine Species (WoRMS): Εταιρεία Ύδρευσης και Αποχέτευσης Θεσσαλονίκης (Ε.Υ.Α.Θ.): 134

135 ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ I Εικόνα 1 Διαδικασία συλλογής βενθικών μακροασπονδύλων από το κρηπίδωμα της προκυμαίας με απόχη με άνοιγμα ματιού 0,5 mm, η οποία πραγματοποιήθηκε στους σταθμούς δειγματοληψίας Στ.1, Στ.3 και Στ.Μ στις 19-20/2/2016. Εικόνα 2 Διαδικασία βιντεοσκόπησης για τη μελέτη της μεγαπανίδας στο κρηπίδωμα της προκυμαίας, η οποία πραγματοποιήθηκε στους σταθμούς δειγματοληψίας Στ.1- Στ.5 και Στ.Μ τους μήνες Απρίλιο-Μάϊο και Ιούνιο Αριστερά: αναπαράσταση της διαδικασίας δειγματοληψίας και των προδιαγραφών της βιντεοσκόπησης, δεξιά: στιγμιότυπα κατά τη συλλογή στο πεδίο. 135

136 Εικόνα 3 Διαδικασία συλλογής αχινών από το κρηπίδωμα της προκυμαίας με απόχη με άνοιγμα ματιού 0,5 mm, η οποία πραγματοποιήθηκε στους σταθμούς δειγματοληψίας Στ.1- Στ.5 και Στ.ΠΚ τους μήνες Μάρτιο, Απρίλιο και Ιούνιο