ISSN: 1013-8099

Commissione Internazionale

per la protezione delle acque italo-svizzere

Ricerche sull’evoluzione del Lago Maggiore

Aspetti limnologici

Programma triennale 2013 - 2015

Campagna 2013

Consiglio Nazionale delle Ricerche Istituto per lo Studio degli Ecosistemi

Sede di

Verbania Pallanza

ISSN: 1013-8099

Commissione Internazionale per la protezione delle acque italo-svizzere

Ricerche sull'evoluzione del Lago Maggiore Aspetti limnologici

Programma triennale 2013 - 2015 Campagna 2013

Consiglio Nazionale delle Ricerche Istituto per lo Studio degli Ecosistemi

Sede di

Verbania Pallanza

I dati riportati nel presente volume possono essere utilizzati purché se ne citi la fonte come

segue:

C.N.R.-I.S.E. Sede di Verbania. 2014. Ricerche sull'evoluzione del Lago Maggiore. Aspetti

limnologici. Programma triennale 2013-2015. Campagna 2013.

Commissione Internazionale per la protezione delle acque italo-svizzere (Ed.): 98 pp.

1

INTRODUZIONE ........................................................................................................................... 3

PREFAZIONE ........................................................................................................................................ 3

INQUADRAMENTO GEOGRAFICO .......................................................................................................... 4

MODALITÀ DI CAMPIONAMENTO E METODI DI ANALISI ....................................................................... 5

UNITÀ DI MISURA ................................................................................................................................ 6

1. IDROLOGIA E CLIMA. APPORTI QUANTITATIVI A LAGO: PIOGGE, PORTATE E

COEFFICIENTE DI DEFLUSSO .................................................................................................. 7

1.1 CARATTERISTICHE IDROLOGICHE ........................................................................................... 7

1.1.1 Pluviometria del bacino imbrifero .................................................................................... 7

1.1.2 Deflussi ........................................................................................................................... 11

2. PROFONDITA’ DI MESCOLAMENTO E VALUTAZIONE DEL TEMPO DI RESIDENZA

DELLE ACQUE DEL LAGO MAGGIORE ................................................................................ 15

2.1 PROFONDITÀ DI MESCOLAMENTO ................................................................................................ 15 2.2 IDRODINAMICA DEL LAGO MAGGIORE: DIPENDENZA DALLA NAO, DAL TEMPO LOCALE E DAL

TREND CLIMATICO ............................................................................................................................. 19

2.2.1 Scopo del lavoro e metodologia .......................................................................................... 19

2.2.2 Procedura statistica ............................................................................................................ 21

2.2.3 Primi risultati ...................................................................................................................... 22

BIBLIOGRAFIA ................................................................................................................................... 22

3. INDAGINI SULL’EVOLUZIONE DEL POPOLAMENTO ZOOPLANCTONICO:

CONFRONTO CON I DATI PREGRESSI ANCHE ALLA LUCE DELLE MUTATE

CONDIZIONI METEO‐CLIMATICHE. ..................................................................................... 24

BIBLIOGRAFIA ................................................................................................................................... 30

4. CARATTERISTICHE STRUTTURALI DELLE ASSOCIAZIONI FITOPLANCTONICHE

NEL LAGO MAGGIORE ED EVOLUZIONE STAGIONALE DEI POPOLAMENTI ............ 32

4.1 STRUTTURA DEI POPOLAMENTI FITOPLANCTONICI ............................................................... 32

4.2 VARIAZIONI DELLA BIOMASSA ALGALE ............................................................................... 34

BIBLIOGRAFIA ................................................................................................................................... 36

5. IL CARBONIO ORGANICO NEL LAGO MAGGIORE: TENDENZA EVOLUTIVA,

ORIGINE E CARATTERISTICHE QUALITATIVE ................................................................. 38

5.1 TOC (TOTAL ORGANIC CARBON) ............................................................................................... 39

5.2 TEP (TRANSPARENT EXOPOLYMERIC PARTICLES) ...................................................................... 40

5.3 CDOM (CHROMOPHORIC DISSOLVED ORGANIC MATTER) ......................................................... 43

BIBLIOGRAFIA ................................................................................................................................... 45

6. PRESENZA E DISTRIBUZIONE DI BATTERI ANTIBIOTICO‐RESISTENTI NELLE

ACQUE DEL LAGO MAGGIORE .............................................................................................. 46

6.1 VALUTAZIONE DELLA PRESENZA DI GENI DI ANTIBIOTICO-RESISTENZA (ABR) ........................... 47

6.2 QUANTIFICAZIONE DEI GENI DI RESISTENZA ALLE TETRACICLINE ................................................ 49

BIBLIOGRAFIA ................................................................................................................................... 52

2

7. EVOLUZIONE STAGIONALE E A LUNGO TERMINE DELLE CARATTERISTICHE

CHIMICHE DEL LAGO MAGGIORE E BILANCIO DEI NUTRIENTI A LAGO (AZOTO E

FOSFORO) ................................................................................................................................... 54

7.1 CHIMICA DI BASE E CONTENUTO IONICO DELLE ACQUE LACUSTRI ............................................... 54

7.2 COMPOSTI DELL’AZOTO E DEL FOSFORO E SILICATI .............................................................. 58

7.3 OSSIGENO DISCIOLTO ........................................................................................................... 62

7.4 METALLI IN TRACCE ............................................................................................................. 63

7.5 APPORTI CHIMICI DAI TRIBUTARI ................................................................................................. 64

7.5.1 Caratteristiche chimiche e chimico-fisiche ......................................................................... 64

7.5.2. Concentrazioni medie areali .............................................................................................. 67

7.5.3 Carichi chimici e bilanci di azoto e fosforo ........................................................................ 69

BIBLIOGRAFIA ................................................................................................................................... 80

8. CARATTERIZZAZIONE TASSONOMICA E FUNZIONALE DELLA COMUNITÀ

ITTICA NEL LAGO MAGGIORE CON PARTICOLARE RIFERIMENTO ALLE SPECIE

ALLOCTONE INVASIVE DI RECENTE COMPARSA E ALLA SOVRAPPOSIZIONE

DELLA NICCHIA TROFICA. ..................................................................................................... 82

8.1 PREMESSA ................................................................................................................................... 82

8.2 COMPOSIZIONE DELLA COMUNITÀ ITTICA DEL LAGO MAGGIORE ................................................ 83

8.2.1 Abbondanze assolute e relative ........................................................................................... 83

8.2.2 Distribuzione verticale ........................................................................................................ 87

8.2.3 Caratterizzazione della comunità ittica: considerazione conclusive .................................. 90

8.3 SOVRAPPOSIZIONE DELLA NICCHIA TROFICA .............................................................................. 91

BIBLIOGRAFIA ................................................................................................................................... 94

9. CONCLUSIONI ........................................................................................................................ 95

ELENCO DEGLI AUTORI E DEI COLLABORATORI ........................................................... 99

3

INTRODUZIONE Giuseppe Morabito

Prefazione

Questo rapporto presenta i risultati emersi nel corso del 2013 dalle ricerche sul

Lago Maggiore realizzate dal CNR-ISE (già Istituto Italiano di Idrobiologia) per

conto della Commissione Internazionale per la Protezione delle Acque Italo-

Svizzere.

L'attività di ricerca su questo lago è stata strutturata in modo tale che anche per

questo ciclo di ricerche fosse garantita la continuità della serie storica dei dati

limnologici sin qui raccolti, prezioso strumento diagnostico dello stato del lago che si

integra perfettamente con i nuovi strumenti dei quali la CIPAIS si è dotata e che sta

perfezionando: il Pannello di Controllo ed il Piano d'Azione.

Nel 2013 sono iniziate le ricerche programmate per il triennio 2013-2015. In

linea con quanto realizzato negli anni passati, anche la presente attività è indirizzata

alla valutazione della qualità delle acque lacustri, con particolare attenzione ad alcuni

elementi di criticità emersi nel corso delle campagne limnologiche più recenti, quali:

1) alterazioni idrologiche connesse con i cambiamenti climatici in atto;

2) modificazioni dell'idrodinamica lacustre legate al riscaldamento globale in

atto;

3) alterazioni strutturali del popolamento zooplanctonico;

4) tendenza verso un lieve peggioramento di alcuni indicatori di stato trofico,

osservato nel quinquennio precedente (clorofilla, fosforo e carbonio organico).

Inoltre, il presente programma triennale ha visto l’avvio di tre nuove linee di

ricerca. La prima, ampliamento dello studio dell’evoluzione temporale del carbonio

organico, ne ha valutato la struttura qualitativa misurando la frazione esopolimerica e

la frazione cromoforica alloctona. La seconda è stata rivolta a quantificare la

presenza nei popolamenti naturali del lago di geni di resistenza ai principali

antibiotici di sintesi, con possibile alterazione della normale componente microbica e

con un rischio per la salute umana per la possibile trasmissione dell’antibiotico

resistenza a batteri patogeni. La terza, inserita come ricerca accessoria, è stata

indirizzata destinata a caratterizzare la struttura della fauna ittica, con particolare

riguardo all’impatto delle specie alloctone invasive.

A conclusione del presente anno di indagini si può confermare che il Lago

Maggiore si mantiene in condizioni di oligotrofia, sebbene l’evoluzione recente di

alcuni indicatori tradizionali, nonché i risultati ottenuti con le nuove ricerche,

debbano indurre a valutare con attenzione l'evoluzione di questo ecosistema.

4

Inquadramento geografico

SUDDIVISIONI AMMINISTRATIVE DEL BACINO IMBRIFERO

Province (I): Novara e V.C.O. (Piemonte); Varese e Como (Lombardia)

Cantoni (CH): Grigioni, Ticino e Vallese.

COORDINATE GEOGRAFICHE DEL CENTRO DEL LAGO

Latitudine: 45° 57' N

Longitudine: 3° 47' W (da Monte Mario).

CARATTERISTICHE MORFOMETRICHE DELLA CONCA LACUSTRE

Quota media del lago 194 m s.l.m. Prof. criptodepres. 176 m

Lunghezza del thalweg 66 km Volume 37,502 km3

Larghezza massima 10 km Profondità media 176,5 m

Area1 212,5 km

2 Sviluppo del volume 1,44

Larghezza media 3,9 km Perimetro 170 km

Profondità massima 370 m Indice di sinuosità 3,07

Tempo teorico di rinnovo delle acque: considerato di ~ 4 anni ma in rivalutazione

con le ricerche in corso.

CARATTERISTICHE MORFOMETRICHE DEL BACINO IMBRIFERO

Altitudine massima 4.633 m s.l.m. Larg. media (dal lago) 37,6 km

Altitudine media 1.270 m s.l.m. Indice di compattezza 1,58

Area (lago incluso)2 6.599 km

2 Rapporto fra aree del bacino

imbrifero e del lago

31,1

1 169,9 km2 in territorio italiano e 42,6 km2 in territorio svizzero

2 3.229,5 km2 in territorio italiano e 3.369,5 km2 in territorio svizzero

5

Modalità di campionamento e metodi di analisi

Nel corso della campagna di indagini limnologiche condotta nel 2013 sul Lago

Maggiore, le metodologie utilizzate per la raccolta ed il trattamento dei campioni,

nonché le metodiche analitiche specifiche seguite per la loro valutazione sia in

termini qualitativi che quantitativi, sono state le stesse utilizzate in occasione delle

precedenti campagne.

L'ubicazione delle stazioni di campionamento è indicata nella figura 1.

Fig. 1. Lago Maggiore, 2013. Ubicazione delle stazioni di campionamento

6

Unità di misura

PARAMETRI FISICI SIMBOLO UNITÀ DI MISURA

Temperatura atmosferica Ta [°C]

Precipitazioni P [mm]

Evaporazione E [mm]

Percorso del vento W [km]

Direzione del vento - 1/16 rosa dei venti

Portata Q [m3 s

-1]

Altezza idrometrica H [m s.l.m.]

Trasparenza - [m]

Temperatura dell'acqua del lago Tw [°C]

Radiazione solare globale Qs [cal cm-2

]

Radiazione solare riflessa Qr [cal cm-2

]

Radiazione ad onda lunga Qb [cal cm-2

]

Calore di evaporazione Qe [cal cm-2

]

Calore di conduzione Qh [cal cm-2

]

Calore accumulato dal lago Qt [cal cm-2

]

Flussi di calore - [cal cm-2

d-1

]

PARAMETRI CHIMICI SIMBOLO UNITÀ DI MISURA

Ossigeno disciolto O2 [mg O2 L-1

]

Fosforo totale TP [μg P L-1

]

Fosforo reattivo RP [μg P L-1

]

Azoto ammoniacale N-NH4 [μg N L-1

]

Azoto nitrico N-NO3 [μg N L -1

]

Azoto inorganico Nin. [μg N L-1

]

Azoto organico Norg. [μg N L-1

]

Azoto totale TN [μg N L-1

]

Apporti areali - [mg m-2

a-1

]

Carichi - [t a-1

]

Conducibilità elettrica specifica - [μS cm-1

] (a 20°C)

Concentrazione idrogenionica pH [u]

Alcalinità totale - [meq L-1

]

Silicati reattivi SiO2 [mg Si L-1

]

PARAMETRI BIOLOGICI SIMBOLO UNITÀ DI MISURA

Clorofilla chl-a [μg L-1

]

Feofitina - [mg m-3

]

Biomassa fitoplancton - [mm3 m

-3]

Biomassa zooplancton - [cm3 m

-3]

Densità zooplancton - [ind m-3

]

Concentrazione metalli - [mg kg-1

]

Particellato totale (Seston) - [mg Ll-1

]

Carbonio organico particellato POC [μg L-1

]

Carbonio organico totale TOC [g L-1

]

Popolamento batterico eterotrofo CMI [cell 106 ml

-1]

7

1. IDROLOGIA E CLIMA. APPORTI QUANTITATIVI A LAGO:

PIOGGE, PORTATE E COEFFICIENTE DI DEFLUSSO

Marzia Ciampittiello, Claudia Dresti, Helmi Saidi

1.1 Caratteristiche idrologiche

1.1.1 Pluviometria del bacino imbrifero

I dati di precipitazione, per l'anno 2013, sono stati raccolti, come di consueto,

dalle stazioni pluviometriche dell’Istituto per lo Studio degli Ecosistemi (CNR-ISE),

del Servizio Meteorologico Svizzero, dell’Ufficio dei Corsi d’Acqua, Dipartimento

del Territorio del Canton Ticino, dell'ENEL, dell’Area Previsione e Monitoraggio

Ambientale dell’Arpa Piemonte, delle Officine Idroelettriche della Blenio-Maggia,

della Società Idroelettriche Riunite, dell’Istituto Geofisico Prealpino e del Consorzio

del Ticino.

I totali mensili ed annui delle precipitazioni sono riportati in Tabella 1.1

insieme alle medie dell’anno in studio e ai periodi 1978-2012 e 1921-77.

Gli andamenti mensili delle precipitazioni del 2013 e quelli dei periodi di

riferimento, sono rappresentati in Figura 1.1.

Tab. 1.1. Lago Maggiore 2013. Totali pluviometrici mensili e annuali nel bacino imbrifero (mm).

Stazione Bacino m GEN FEB MAR APR MAG GIU LUG AGO SET OTT NOV DIC ANNO

s.l.m.

AIROLO Ticino immissario 1139 21 36 39 292 314 72 96 143 137 222 111 222 1704

PIOTTA Ticino immissario 1007 16 19 36 260 304 93 167 152 101 219 104 221 1692

FAIDO Ticino immissario 760 17 17 39 305 285 77 113 174 87 200 107 225 1645

COMPROVASCO Ticino imm.-Brenno 575 25 10 57 199 249 98 75 152 97 173 82 175 1393

BIASCA Ticino immissario 291 35 13 67 310 327 88 71 158 162 293 100 221 1844

S. BERNARDINO (Tunnel) Ticino imm.-Moesa 1639 39 17 60 224 303 101 82 139 141 383 126 253 1870

MESOCCO Ticino imm.-Moesa 815 46 13 62 275 292 120 126 87 105 256 116 188 1685

BRAGGIO Ticino imm.-Moesa 1320 39 33 82 280 283 115 112 116 120 237 107 175 1698

GRONO Ticino imm.-Moesa 350 39 15 86 224 269 103 79 73 99 203 96 177 1462

BELLINZONA Ticino immissario 225 33 10 77 295 274 95 151 83 107 256 104 193 1678

MAGADINO (Aeroporto) Lago Maggiore 197 35 16 103 340 305 91 104 105 141 301 106 277 1923

VIRA GAMBAROGNO Lago Maggiore 210 27 25 111 351 389 72 111 108 263 194 124 247 2021

CIMETTA Lago Maggiore 1672 27 31 86 333 268 80 117 82 238 308 136 200 1906

LOCARNO MONTI Lago Maggiore 366 24 26 99 347 301 53 114 73 222 288 146 256 1947

BRISSAGO Lago Maggiore 280 27 34 98 432 306 62 107 91 301 358 124 323 2261

MALVAGLIA Ticino imm.-Brenno 923 30 15 59 230 254 100 74 129 102 186 95 161 1434

LODRINO Ticino immissario 275 29 12 61 278 302 92 86 0 163 274 91 189 1577

GNOSCA Ticino immissario 247 23 5 55 229 298 91 104 100 136 229 86 172 1530

GIUBIASCO Ticino immissario 215 35 11 85 286 257 91 173 59 99 238 94 202 1631

LUZZONE DIGA Ticino imm.-Brenno 1617 35 33 88 396 338 147 125 184 127 265 149 156 2042

ACQUACALDA Ticino imm.-Brenno 1775 27 33 33 246 298 98 138 167 92 178 109 12 1431

PASSO MUAZ Ticino imm.-Brenno 1698 46 23 70 282 340 126 97 190 98 244 130 27 1672

OLIVONE Ticino imm.-Brenno 905 32 12 70 237 249 103 81 163 91 197 94 186 1515

VERBANO CENTRALE Lago Maggiore 202 31 35 117 501 361 71 163 109 318 426 140 313 2585

PIANO DEI CAMOSCI Toce 2450 9 34 57 197 210 98 108 168 117 123 67 8 1197

8

Tab. 1.1. Continuazione

L. TOGGIA Toce 2170 18 35 34 241 262 128 141 142 100 120 119 90 1430

L. SABBIONE Toce 2462 16 36 28 197 261 87 119 157 88 88 119 94 1290

L. MORASCO Toce 1820 5 65 45 300 381 127 118 151 78 164 165 137 1736

L. VANNINO Toce 2175 18 51 37 264 328 66 98 114 90 156 149 114 1485

PONTE FORMAZZA Toce 1300 9 14 22 161 204 46 84 94 67 85 63 126 975

CRODO (Ist. Agrario) Toce 560 10 22 30 313 324 94 132 179 87 105 119 197 1612

CREVOLADOSSOLA Toce 303 - - - - - - - - - - - - -

DOMODOSSOLA (Nosere) Toce 252 9 25 52 322 339 86 128 94 105 116 152 224 1653

DOMODOSSOLA Toce 240 13 36 61 331 336 90 130 121 90 114 150 234 1707

CODELAGO Toce-Devero 1885 27 43 46 291 379 112 173 174 103 126 129 129 1732

DEVERO (Reg. Piem.) Toce-Devero 1640 16 34 26 249 242 110 141 139 97 147 137 135 1473

L. D'AGARO Toce-Devero 1600 17 34 38 346 424 117 164 143 110 149 140 142 1824

SIMPLON DORF Toce-Diveria 1495 20 62 28 225 303 79 114 91 86 99 138 131 1375

S. DOMENICO Toce-Diveria 1300 16 34 27 313 385 84 154 110 138 123 146 142 1673

AGRASINA Toce-Isorno 1370 13 56 65 402 397 95 188 112 112 116 163 121 1840

L. LARECCHIO Toce-Isorno 1840 18 61 77 484 538 114 194 117 158 141 167 146 2215

PONTETTO Toce-Isorno 348 9 28 57 296 291 76 100 89 80 99 118 216 1459

DRUOGNO Toce-Melezzo occ. 831 13 23 48 392 382 99 130 65 166 132 139 206 1794

Lago PAIONE Superiore Toce-Bogna 2269 12 17 65 372 318 88 206 204 155 176 69 25 1706

PIZZANCO Toce-Bogna 1142 16 50 56 362 447 79 247 175 126 151 143 197 2049

L. ALPE CAVALLI Toce-Ovesca 1510 9 - - - - - - - - - - - 9

ALPE CHEGGIO Toce-Ovesca 1460 13 45 69 326 428 64 149 167 113 137 135 36 1682

L. CAMPOSECCO Toce-Ovesca 2281 5 - - - - - - - - - - - 5

L. CAMPLICCIOLI Toce-Ovesca 1320 12 - - - - - - - - - - - 12

MACUGNAGA -(P.sso Moro) Toce-Anza 2820 14 50 26 90 116 60 160 92 103 91 102 33 938

MACUGNAGA (Fornarelli ) Toce-Anza 1185 6 41 77 42 - - - - - - - - 166

ANZINO Toce-Anza 669 7 39 59 286 365 80 167 194 93 111 162 25 1587

SAMBUGHETTO Toce-Strona 800 19 52 99 573 517 140 140 86 281 156 150 286 2498

OMEGNA Toce-Strona 298 - - - - - - - - - - - - -

MONTE MESMA Toce-L. d'Orta 575 24 48 117 248 286 104 134 56 159 203 109 271 1758

MOTTARONE (Baita CAI) Toce-L. d'Orta 1302 20 30 141 379 363 71 102 72 276 222 113 192 1982

ROBIEI Maggia 1898 37 54 93 471 527 108 141 195 178 344 233 249 2629

CEVIO Maggia 418 17 30 58 451 369 69 121 156 149 180 129 219 1949

BOSCO GURIN Maggia 1505 23 62 67 433 397 98 193 131 130 189 188 201 2111

MOSOGNO Maggia 760 21 40 93 489 382 156 115 159 211 208 132 276 2282

CORTINO CAVAGNOLI Maggia 2226 21 71 47 372 360 92 83 168 167 324 188 31 1923

CAVERGNO CENTRALE Maggia 540 17 26 46 324 316 78 109 126 95 151 103 202 1593

PIANO DI PECCIA Maggia 1020 18 31 55 345 326 101 130 134 - 183 137 144 1603

SAMBUCO DIGA Maggia 1471 63 41 71 331 345 78 125 135 93 217 155 189 1843

FUSIO Maggia 1300 18 21 48 311 320 124 126 134 111 169 130 116 1628

MAGGIA Maggia 327 19 26 70 378 368 72 96 119 151 230 111 226 1867

PALAGNEDRA Maggia 498 27 86 75 523 511 110 65 199 212 243 154 256 2461

CAMEDO Maggia 550 27 36 89 578 457 155 139 153 223 221 155 249 2480

SONOGNO Verzasca 925 24 39 96 378 367 118 141 173 152 324 148 261 2220

FRASCO Verzasca 890 - - - - - - - - - - - - -

AROSIO Tresa 860 31 36 97 280 249 55 117 74 111 192 108 230 1579

ISONE Tresa 810 49 32 123 389 357 107 123 62 107 245 127 264 1986

LUGANO Tresa 273 38 36 118 289 302 64 139 74 123 215 116 198 1713

CRANA TORRICELLA Tresa 1002 46 51 121 395 367 108 156 144 159 326 157 200 2231

PONTE TRESA Tresa 274 35 51 111 325 230 42 140 91 90 156 118 280 1669

STABIO Tresa 353 42 71 134 259 205 53 76 64 87 161 134 268 1552

9

Tab. 1.1. Continuazione

MENDRISIO Tresa 290 51 59 114 340 264 96 80 54 134 240 192 274 1898

GERMIGNAGA Tresa 203 30 36 101 302 250 39 86 87 91 283 104 291 1700

CURSOLO O. (M.te Pratini) Cannobino 940 25 28 89 486 470 72 117 115 236 238 147 309 2332

LUNECCO Cannobino 415 31 36 101 439 408 42 102 127 214 257 143 334 2233

CANNOBIO Cannobino 220 22 24 101 377 320 62 74 116 301 321 127 283 2128

MOTTAC S. Bernardino 1695 22 29 87 494 455 105 131 61 681 151 113 29 2357

CICOGNA S. Bernardino 770 28 66 119 479 424 99 77 121 236 249 177 367 2440

MIAZZINA S. Bernardino 721 1 4 23 91 111 15 37 74 89 174 94 238 951

UNCHIO S. Bernardino 283 28 65 136 317 385 51 100 144 208 240 162 322 2158

PIANCAVALLO S. Giovanni 1240 30 50 140 356 267 26 30 7 18 5 38 172 1140

MERGOZZO L. di Mergozzo 195 - - - - - - - - - - - - -

CANDOGLIA Toce 201 15 42 80 391 302 57 54 70 212 170 143 225 1760

PALLANZA Lago Maggiore 211 30 66 142 339 341 30 160 86 174 287 160 383 2197

CAMPO DEI FIORI Bardello 1226 23 97 153 259 296 47 40 159 44 228 121 161 1628

GAVIRATE Bardello 284 21 25 85 168 169 57 45 70 66 190 97 304 1295

VARESE (Ist. Geofisico) Bardello 410 36 63 131 264 250 69 67 129 79 231 117 302 1738

AZZATE Bardello 320 27 45 117 214 205 70 53 85 45 155 120 254 1391

SOMERARO Lago Maggiore 470 27 57 155 333 323 29 121 53 203 233 174 345 2053

MOTTARONE VETTA Erno 1491 - - - - - - - - - - - - -

ARONA Vevera 334 27 43 101 78 246 48 86 84 89 213 116 322 1453

MIORINA Ticino emissario 195 29 26 125 221 190 74 28 59 36 156 120 302 1366

2013

25 38 79 321 324 86 116 117 142 205 129 200 1710

1978-12

72 59 98 167 204 161 138 157 181 188 146 78 1651

1921 - 1977 63 75 103 163 199 168 142 172 180 183 178 83 1709

- dato mancante dato ricostruito dato parziale

Nel 2013 si sono registrati, mediamente all’interno del bacino del Lago

Maggiore, 1710 mm, valore in perfetta media pluriennale. Tale valore è il risultato di

elevate piogge ad aprile, maggio, ottobre e dicembre che hanno bilanciato le scarse

precipitazioni, soprattutto dei primi tre mesi dell’anno e di giugno. Il valore massimo

annuale registrato risulta quello della stazione di Robiei, in Val Maggia con 2629

mm; in altre 23 stazioni si sono registrati piogge superiori ai 2000 mm e tra queste, 5

superiori ai 2400 mm, Verbano Centrale (2585 mm), Sambughetto (2498 mm),

Camedo (2480 mm), Palagnedra (2461 mm) e Cicogna (2440 mm). La stazione che

ha registrato minori precipitazioni è stata Macugnaga Passo Moro con 938 mm e in

sole altre 2 stazioni si sono registrate piogge inferiori ai 1000 mm, Ponte Formazza

(975 mm) e Miazzina (951 mm). Il 53% circa delle stazioni ha registrato valori di

pioggia compresi tra i 1500 e i 2000 mm, e il 16% circa tra i 1000 e i 1500 mm.

Analizzando la figura 1.1 si nota chiaramente che si sono avute precipitazioni

di molto superiori rispetto alle medie pluriennali nei mesi di aprile, maggio e

dicembre, rispettivamente del doppio, di 1,5 volte e di 2,5 volte; di poco superiore

alla media ad ottobre e valori al di sotto della media nei mesi di febbraio, marzo,

giugno, luglio, agosto, settembre e novembre, con un minimo a gennaio in cui si è

registrato circa il 35% di pioggia che mediamente cade nel mese.

10

Fig. 1.1. Andamento mensile delle piogge per l’anno 2013 e periodi di riferimento (1978-2012 e

1921-1977) a confronto

La distribuzione spaziale delle piogge (Fig. 1.2) identifica due nuclei ad elevata

precipitazione, uno nell’alta Valle Maggia e l’altro tra l’Alto Verbano e la Valle

Strona. L’area che ha visto le minori precipitazioni è stata la Valle Anzasca.

Fig. 1.2. Isoiete del bacino Lago Maggiore per l’anno 2013.

11

Per quanto riguarda la distribuzione stagionale (Tab. 1.2) si sono registrate

piogge superiori alla media in primavera (+55%), di poco inferiori in autunno (-7%

circa), e di molto inferiori in estate e in inverno (-30% e -50% circa, rispettivamente).

Tab. 1.2. Piogge stagionali del 2013 e per i periodi di riferimento.

Periodo Inverno Primavera Estate Autunno

116 504 434 584 2013 104 724 319 477

1978-12 209 468 456 516

1921-77 221 465 482 541

1.1.2 Deflussi

Nella Tabella 1.3, unitamente alle regioni amministrative di appartenenza, sono

riportate le principali caratteristiche morfometriche dei bacini dei corsi d'acqua, presi

in considerazione, sia per quanto attiene ai principali immissari che all'emissario del

Lago Maggiore.

I dati riguardanti i deflussi dei principali immissari e dell'emissario del Lago

Maggiore, misurati nel 2013, attraverso le reti di rilevamento dell'Istituto per lo

Studio degli Ecosistemi, dell’Area Previsione e Monitoraggio Ambientale dell’Arpa

Piemonte, dell’Ufficio Federale dell’Ambiente di Berna (UFAM) e dei Consorzi del

Bardello e del Ticino, sono riportati in tabella 1.3.

L’andamento delle portate nel 2013 è stato determinato dalla bassa piovosità

dei primi tre mesi dell’anno e dalle consistenti piogge di aprile e maggio che hanno

portato la maggior parte dei corsi d’acqua a far registrare i massimi valori di portata

proprio nel mese di maggio e per alcuni, valori di portata superiori alla media anche

nel successivo mese di giugno. Mediamente le portate dei principali corsi d’acqua del

bacino hanno fatto registrare valori nella media nei mesi di gennaio e agosto e

inferiori alla media a marzo, luglio, settembre ottobre e novembre. Anche dicembre è

stato un mese particolarmente piovoso che ha portato molti corsi d’acqua a far

registrare portate superiori alla media, anche del doppio. I valori minimi annuali non

si sono registrati per tutti i corsi d’acqua nello stesso mese; la maggior parte hanno

raggiunto i valori minimi tra febbraio e marzo e altri a settembre. Risultano ancora

non funzionanti le stazioni idrometriche sull’Erno e sul Cannobino e da fine

dell’anno scorso quella sul Niguglia. Da luglio invece si è installato un nuovo

idrometro sul torrente San Giovanni.

L'idrometro è stato realizzato dal CNR-ISE. Il cuore del sistema è un sensore

radar della Campbell Scientific (CS475) interfacciato con una scheda di controllo

basata sul microcontrollore MSP430 della Texas Instruments. Il pannello solare da

60W e la relativa batteria rendono la stazione autonoma. I bassi consumi del

microcontrollore assicurano un’autonomia di circa una settimana anche in assenza di

energia solare. La trasmissione dei dati è assicurata da un radio modem TETRA

(TErrestrial Trunked RAdio) interconnesso a una rete preesistente sul territorio

provinciale. Questa caratteristica, che rende il sistema unico nel suo genere;

rappresenta uno dei pochi casi in Italia di trasmissione dati su rete TETRA. Il

firmware (il software inserito sulla stazione) è in grado di cambiare automaticamente

i profili temporali di acquisizione e trasmissione in particolari condizioni meteo-

climatiche (es. in caso di improvviso innalzamento del torrente). Sono incluse anche

12

funzioni di autodiagnostica come per esempio la lettura del livello di batteria e

quella della validazione in situ del dato acquisito. Infine il GPS incorporato assicura

la corretta sincronizzazione dell'ora e della data.

Tab. 1.3. Lago Maggiore 2013. Bacini idrografici dei principali immissari e dell'immissario: regioni di appartenenza, aree (km

2) e caratteristiche altimetriche (m).

Corso d'acqua Regione

Amministrativa

Area sez.

misura

Quota sez.

misura

Area

totale

Altitudine

massima

Altitudine

mediana

Ticino immissario Canton Ticino 1515,0 220 1616,21 3402 1720

Maggia Ticino-Piemonte 926,0 202 926,10 2864 1550

Cannobino Piemonte 107,0 215 110,42 2193 1057

S. Giovanni Piemonte 55,0 226 60,71 2156 914

S. Bernardino Piemonte 125,0 225 130,84 2301 1228

Toce Piemonte 1532,0 198 1774,11 4633 1570

Niguglia Piemonte 115,7 289 115,72 1643 595

Erno Piemonte 25,0 220 25,64 1491 657

Vevera Piemonte 21,0 196 21,43 912 449

Bardello Lombardia 111,7 238 134,27 1227 284

Boesio Lombardia 45,0 197 45,37 1235 501

Margorabbia Lombardia 94,5 197 94,59 1226 490

Tresa Ticino-Lomb. 615,0 271 754,20 2245 650

Ticino emissario Lomb.-Piemonte 6599,0 191 6599,00 4633 1283

C’è stato un malfunzionamento dello strumento sul torrente Margorabbia negli

ultimi mesi dell’anno da agosto a dicembre, con perdita parziale dei dati. Anche per

quanto riguarda lo strumento sul torrente San Bernardino si è registrata una perdita di

dati alla fine dei mesi di novembre e dicembre, in corrispondenza di eventi di pioggia

e quindi non è stata possibile la loro ricostruzione. Il torrente Boesio è stato spostato

a gennaio 2014 perché da giugno 2013 ci si è accorti che, per valori di livello sotto i

50 cm, si trovava a misurare i sassi costituenti una barra e non più l’acqua; di

conseguenza sono stati considerati parziali e non precisi tutti i mesi dell’anno che

hanno avuto almeno per qualche giorno valori di livello al di sotto dei 50 cm.

Durante l’estate del 2013 sono state verificate tutte le curve livelli-portate e si è

proceduto alla correzione dei valori di portata del torrente Vevera, per gli anni 2011 e

2012 che vengono riportati in Tabella 1.5.

Inoltre, per quanto riguarda le portate del Fiume Toce, sono stati inseriti nella

tabella e quindi utilizzati per il presente rapporto, i dati elaborati da Arpa Piemonte.

I valori mensili dei deflussi dei principali immissari del Lago Maggiore sono

riportati nella Tabella 1.4.

La media delle portate annuali è stata leggermente al di sotto dei valori di

riferimento; alcuni corsi d’acqua hanno fatto registrare una portata superiore alla

media annuale e altri inferiore. In particolare la Vevera che ha fatto registrare un

portata inferiore del 35% rispetto ai valori medi pluriennali e il Bardello e la

Margorabbia inferiori rispettivamente del 20% e 16%. Il Toce invece ha fatto

registrare il 30% di portata annuale in più rispetto a quella media pluriennale, così

come il Boesio, il Ticino Immissario e il Ticino Emissario, rispettivamente con +

19%, + 9% e + 7%.

Le portate massime assolute sono state registrate per la maggior parte dei corsi

d’acqua a dicembre, in particolare in corrispondenza delle elevate piogge degli ultimi

13

giorni del mese. Fanno eccezione la Margorabbia e il San Bernardino che hanno fatto

registrare il loro massimo ad aprile e il Toce e il Ticino Emissario a maggio.

Tab. 1.4. Portate medie mensili e annue del 2013 e dei periodi di riferimento.

Corso d'acqua Periodo GEN FEB MAR APR MAG GIU LUG AGO SET OTT NOV DIC ANNO

2013 * 39,22 38,75 35,79 85,05 160,12 123,89 77,85 62,69 49,87 85,37 64,57 50,20 72,97

TICINO IMM. 1978-12

32,76 31,06 36,15 52,92 108,09 117,40 92,09 64,79 68,57 74,21 59,33 36,82 64,69

1921-74

28,00 27,30 31,00 52,30 108,00 140,00 107,00 82,90 80,00 70,90 61,10 35,80 68,70

CANNOBINO 2013 * - - - - - - - - - - - - -

1978-10

2,63 2,61 4,77 8,67 10,52 6,79 4,82 4,64 7,39 8,92 6,45 4,10 6,17

S. GIOVANNI 2013 * - - - - - - 0,25 0,28 0,35 2,72 0,72 2,37 1,11

1978-06

1,15 0,97 1,71 3,44 3,83 2,67 1,84 1,21 2,75 3,91 2,69 1,35 2,29

2013 * 1,01 0,37 2,44 27,47 26,66 4,44 1,40 0,97 4,01 10,89 5,55 2,89 7,53

S. BERNARDINO 1978-12

2,02 2,08 4,96 11,79 15,01 8,32 4,58 3,71 8,79 11,16 7,64 3,39 6,98

1956-77

2,96 4,33 6,27 9,72 10,11 10,42 7,93 10,46 11,59 12,35 11,59 3,92 8,48

2013 * 40,26 35,44 32,31 119,23 232,69 150,87 109,75 92,91 45,86 52,83 53,44 50,56 84,68

TOCE 1978-12

25,56 25,79 33,28 59,04 114,91 117,64 81,04 58,37 64,68 77,17 61,46 32,98 62,83

1936-64

30,90 30,00 34,90 59,70 105,10 127,10 93,40 74,30 73,50 72,10 64,90 37,80 67,10

2013 * - - - - - - - - - - - - -

NIGUGLIA 1979-12

2,72 2,22 2,95 5,41 7,32 5,76 3,57 2,36 3,08 6,37 5,43 3,67 4,24

1941-60

3,57 3,71 3,53 4,98 6,93 6,45 4,51 3,67 4,38 5,57 7,68 4,70 4,97

ERNO 2013 * - - - - - - - - - - - - -

1978-07

0,70 0,60 0,94 1,43 1,55 1,11 0,68 0,54 0,90 1,60 1,06 0,69 0,98

VEVERA 2013 * 0,15 0,11 0,17 0,44 0,95 0,35 0,19 0,01 0,06 0,22 0,35 1,12 0,35

1978-12

0,53 0,46 0,54 0,75 0,85 0,62 0,36 0,26 0,34 0,75 0,61 0,49 0,55

2013 * 2,28 1,66 1,58 3,17 6,55 3,40 1,59 1,05 1,04 0,98 1,82 1,96 2,25

BARDELLO 1978-12

2,62 2,44 2,64 3,06 4,10 3,76 2,56 1,31 2,15 2,81 2,86 2,58 2,76

1939-56

2,55 2,84 2,73 3,22 3,90 3,32 2,91 1,87 2,25 2,60 3,43 2,81 2,87

BOESIO 2013 * 0,46 0,62 0,41 1,24 1,18 0,33 1,37 6,82 6,03 1,84 0,77 1,79 1,91

1978-12

1,32 1,06 1,41 2,14 2,53 1,92 1,43 0,93 1,49 2,21 1,85 1,18 1,60

MARGORABBIA 2013 * 0,94 0,73 2,28 4,54 7,35 1,84 0,86 0,49 0,38 1,18 2,77 2,90 2,68

1978-12

2,41 2,17 3,04 4,32 5,01 3,66 2,12 1,38 2,14 4,44 4,30 2,41 3,18

2013 * 11,29 9,21 13,93 41,66 73,24 29,09 13,13 8,11 7,84 16,31 23,98 33,53 23,53

TRESA 1978-12

14,45 12,52 16,71 29,52 39,46 31,00 21,97 15,42 19,82 27,71 26,19 17,18 22,69

1923-74

16,10 14,90 17,70 27,80 36,60 34,60 25,30 19,10 20,70 24,10 33,80 23,30 24,50

2013 * 156,00 145,82 121,81 335,80 864,61 462,53 308,52 297,19 210,50 226,94 230,63 286,74 305,16

TICINO EMISS. 1978-12

150,19 145,03 179,13 289,40 461,40 433,11 344,03 252,26 262,42 365,10 261,22 183,44 278,74

1921-77 145,00 147,00 159,00 263,00 435,00 495,00 384,00 295,00 316,00 318,00 327,00 193,00 290,00

Tab. 1.5. Portate medie mensili e annue per gli anni 2011 e 2012 per il torrente Vevera, corrette.

Gen Feb Mar Apr Mag Giu Lug Ago Set Ott Nov Dic Anno

2011 0.56 0.42 0.55 0.28 0.13 0.11 0.07 0.02 0.01 0.02 0.33 0.11 0.22

2012 0.11 0.08 0.08 0.28 0.39 0.11 0.04 0.02 0.02 0.03 0.33 0.24 0.14

Nella Figura 1.3 (A,B,C) sono riportati gli andamenti mensili del Ticino,

Immissario ed Emissario e del Toce.

14

Tutti e tre i corsi d’acqua hanno fatto registrare un picco di portata nel mese di

maggio e un minimo a marzo. Il Ticino Immissario ha fatto registrare un valore

superiore alla media anche a settembre, mentre le portate del Ticino Emissario e del

Toce, tra settembre e novembre, si sono mantenute al disotto dei periodi di

riferimento.

A-Ticino Immissario

B – Ticino Emissario

C - Toce

Fig. 1.3. Lago Maggiore 2013. Regime delle portate di Ticino (A, Immissario, B, Emissario) e Toce

(C) in diversi periodi di riferimento.

15

2. PROFONDITA’ DI MESCOLAMENTO E VALUTAZIONE DEL

TEMPO DI RESIDENZA DELLE ACQUE DEL LAGO MAGGIORE

Valter Ambrosetti, Luigi Barbanti, Mario Contesini, Angelo Rolla

2.1 Profondità di mescolamento

La verifica dell’effettiva profondità dello strato mescolato invernale nel Lago

Maggiore nel 2013 è stata condotta, come per il passato, attraverso una serie di

sopralluoghi nel suo punto più profondo: lo scopo era appunto di analizzare la

distribuzione verticale, lungo l’intera colonna d’acqua, di alcuni parametri fisici e

chimici (temperatura e concentrazioni di ossigeno disciolto, nitrati e silicati). Si è

visto che anche quest’anno, come del resto negli ultimi 50 anni, l’omogeneizzazione

delle sue acque per moti convettivi è risultata incompleta (Ambrosetti et al. 2010).

Quest’ultimo processo ormai è divenuto per il Lago Maggiore più l’eccezione che la

regola. E’ infatti ormai ampiamente confermato a livello mondiale che negli ultimi

decenni si è verificata la tendenza ad un accumulo di calore nelle acque dei grandi

laghi tale da impedire la loro circolazione completa nella stagione invernale e

conseguentemente un’adeguata ossigenazione delle acque profonde.

Le stesse indagini hanno confermato quanto già sottolineato nei vari rapporti

annuali precedenti circa gli effetti sulla profondità del mescolamento determinati da

alcuni parametri meteo-limnologici: in particolare vento, radiazione solare,

temperature dell’aria e dell’acqua superficiale, responsabili nel produrre o nel

limitare l’energia necessaria ad indurre moti convettivi dalla superficie al fondo del

lago. Nel corso dei tre mesi invernali si è avuto sull’intero bacino lacustre verbanese

un leggero aumento del percorso del vento (11.306 km contro una media pluriennale

di 10.744 km) mentre la temperatura media dell’aria si è mantenuta sui livelli del

periodo di confronto (3.57 °C contro 3.66°C).

In particolare sono da segnalare i valori di febbraio, elevati per quanto riguarda

il percorso del vento (3.836 km contro una media di 3.246 km) ed una temperatura

dell’aria di 1.14°C inferiore alla media. Ciò ha comportato una circolazione delle

acque superficiali per convenzione sino a -120 m, sui livelli del 2012, ma comunque

assai limitata rispetto ai 370 metri della massima profondità del corpo d’acqua.

16

Fig.2.1. Contenuti di calore e bilancio termico delle acque del Lago Maggiore nel periodo 1963-2013

Più in dettaglio, come risulta dalle Figg. 2.1 e 2.2, il lago negli ultimi 50 anni,

risentendo in particolare dell’evoluzione climatica globale, è stato caratterizzato

durante il periodo invernale da un progressivo riscaldamento (10.42 MJ m-2 per

anno) pur mantenendosi nel 2013 sui livelli degli ultimi sette anni: nella prima delle

due figure sono rappresentati i contenuti massimi estivi, minimi invernali e il

bilancio termico annuale, nella seconda l’andamento mensile dell’energia totale

presente nelle acque del lago. Il calore minimo nell’intera massa d’acqua

nell’inverno 2013 è risultato di 4898 MJ m-2 in febbraio mentre il massimo con 6076

MJ m-2 si è verificato in Agosto, entrambi sui valori degli ultimi 4 anni. Il tutto è

confermato anche dal contenuto calorico nell’ipolimnio profondo, sede della così

detta “memoria climatica” (Ambrosetti & Barbanti, 1999), che si è stabilizzato per

tutto l’anno, così come dal 2011, attorno ai 1413 MJ m-2

(Fig. 2.3).

Fig. 2.2. Contenuto di calore nella colonna d’acqua del Lago Maggiore nel periodo 1963- 2013

4300

4700

5100

5500

5900

6300

19

63

19

65

19

67

19

69

19

71

19

73

19

75

19

77

19

79

19

81

19

83

19

85

19

87

19

89

19

91

19

93

19

95

19

97

19

99

20

01

20

03

20

05

20

07

20

09

20

11

20

13

MJ m

-2

800

1000

1200

1400

1600

1800

MJ m

-2

Contenuto massimo

Contenuto minimo

Bilancio termico

4000

4500

5000

5500

6000

6500

1963

1964

1967

1969

1971

1973

1975

1977

1979

1981

1983

1985

1987

1989

1991

1993

1995

1997

1999

2001

2003

2005

2007

2009

2011

2013

MJ m

-2

17

Fig.2.3. Andamento della memoria climatica nel Lago Maggiore periodo 1963-2013

Fig.2.4. Distribuzione verticale della concentrazione di O2 (mg l-1

) nel 2013

In Fig 2.4 è presentata la concentrazione di O2 dalla superficie al fondo del

lago misurata come di consueto al largo di Ghiffa nel 2013. L’isolinea 8,5 mgl-1

delimita la profondità di mescolamento mantenendosi per tutto l’inverno 2012-2013

tra 80 e 120 m di profondità. Sul fondo del lago una zona con valori tra 7, 0 e 7,5

mgl-1

occupa una cospicua parte dell’ipolimnio tra marzo e aprile probabilmente

dovuta ad infossamento di acqua fluviale in seguito alle elevate precipitazioni di

1250

1300

1350

1400

1450

1500

19

63

19

64

19

67

19

69

19

71

19

73

19

75

19

77

19

79

19

81

19

83

19

85

19

87

19

89

19

91

19

93

19

95

19

97

19

99

20

01

20

03

20

05

20

07

20

09

20

11

20

13

MJ m

-2

18

marzo (141.8 mm contro una media pluriennale di109 mm) e, soprattutto di aprile

(339 mm rispetto ad una media di 176mm). Una ulteriore conferma della modesta

profondità raggiunta dalla circolazione invernale viene fornita dalla distribuzione

verticale della temperatura dell’acqua lacustre, che presenta nel trimestre invernale

un gradiente verticale, seppure debole, ma evidente a circa -120 m (Fig.2.5).

Fig.2.5. Distribuzione verticale della temperatura dell’acqua (°C) nel 2013

Anche i valori della stabilità termica (cioè della misura della quantità di energia

necessaria per omogeneizzare la colonna d’acqua) confermano la profondità di

mescolamento verticale di -120 m, indicata in precedenza, (Fig.2.6). I profili verticali

della stabilità mostrano a dicembre 2012 e gennaio 2013 una resistenza ai moti

convettivi collocata a circa 50 m di profondità per effetto della persistenza di

gradienti termici lungo la colonna. In febbraio quest’ultimo effetto è invece visibile

tra 100 e 120 m di profondità. La curva di marzo, e ancor più quella di aprile,

mostrano infine come il mescolamento convettivo si sia ormai interrotto e sia già

iniziata la fase di riscaldamento del lago.

Fig.2.6. Sequenza temporale della distribuzione verticale della stabilità del Lago Maggiore da

dicembre 2012 ad aprile 2013

0

50

100

150

200

250

300

350

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5

J m-2

pro

f. (

m)

Dicembre

Marzo

Febbraio

Gennaio

Aprile

19

2.2 Idrodinamica del Lago Maggiore: dipendenza dalla NAO, dal

tempo locale e dal trend climatico

In letteratura sono largamente documentati gli effetti della variabilità climatica

sulle caratteristiche fisiche, e più in generale ecologiche, sia degli ambienti delle

acque interne (Gerten & Adrian, 2002; Straile, et al. 2003), che di quelle marine

(Krichak & Alpert, 2005; Molinero et al., 2007). In particolare gli ecosistemi

lacustri, a dispetto della loro diversità morfologica e geografica, appaiono validi

testimoni alle variazioni meteo-climatologiche non solo per la loro sensibilità ai

mutamenti esterni, ma anche perché ne rispondono con rapidità, integrando anche le

informazioni relative a tutti gli eventi naturali e antropici che avvengono nel loro

bacino imbrifero (Adrian et al., 2009).

In effetti, nell’ultimo cinquantennio le grandi masse d’acqua, sotto la spinta

delle forze esterne, hanno visto modificarsi rapidamente i rapporti tra le varie forme

di scambio energetico tra la loro superficie, l’atmosfera sovrastante e l’ambiente

circostante (Ambrosetti, et al. 2003), il che ha determinato una sensibile

modificazione delle loro condizioni idrodinamiche, nonché dell’accumulo di calore

entro la massa d’acqua. Nei grandi laghi profondi a sud delle Alpi e in particolare nel

Lago Maggiore, si sono modificate le profondità del loro mescolamento invernale,

nonché i processi di convezione turbolenta, la stabilità termica e le modalità di

immissione di acque fredde e ossigenate provenienti dai tributari: ne sono perciò

derivate anche profonde ripercussioni sul tempo reale di rinnovo delle acque che è

andato sempre più incrementando (Ambrosetti, et al. 2011; Ambrosetti, et al.2010;

Castellano, et al. 2010; Ambrosetti et al. 2012).

Una serie di indagini sui laghi di tutto il mondo ha provato la correlazione tra i

parametri limnologici e gli indici connessi ai movimenti oceanici a grande scala quali

l’ENSO (El Nino Southern Oscillation) in America e la NAO (North Atlantic

Oscillation) in molta parte dell’Europa. Alle medie ed alte latitudini dell’emisfero

nord sono stati riconosciuti almeno una dozzina di modelli diversi di connessioni e

tra questi quello relativo alla NAO costituisce il solo modello che si manifesta lungo

tutto l’arco dell’anno, anche se le anomalie climatiche associate ad essa sono più

evidenti durante i mesi dell’inverno quando l’atmosfera è dinamicamente più attiva

(Hurrell, 1995).

Come è noto, la NAO è misurata da indici derivati dalla differenza di pressione

atmosferica a livello del mare tra un sito nell’area di bassa (Islanda) ed un altro in

quella di alta (Azzorre). Valori altamente positivi degli indici invernali delle

oscillazioni atlantiche (NAO), testimoni di elevati gradienti barici, indicano la

presenza di forti circolazioni zonali sul Nord Atlantico, con conseguenti inverni miti

e piovosi sull’Europa occidentale e settentrionale, mentre bassi gradienti della

suddetta differenza di pressione determinano solo deboli circolazioni nord-atlantiche

cui, di norma, seguono inverni freddi su gran parte dell’Europa.

2.2.1 Scopo del lavoro e metodologia

La maggior parte degli studi sulla dipendenza dell’idrodinamica lacustre dalle

forze esterne si sono orientati unicamente su alcuni parametri, quali ad esempio la

temperatura dell’aria o il vento, spesso considerati singolarmente, mentre la completa

comprensione delle basi meccanicistiche che sostengono le risposte limnologiche alle

20

forze esterne richiede necessariamente l’identificazione di tutti i fattori mediatori

(Castellano, et al. 2008; Castellano, et al. 2010) tenendo conto anche delle loro

reciproche interferenze.

Questo lavoro cercherà di appurare attraverso analisi statistiche in che modo la

dinamica interna in un lago profondo come il Maggiore sia connessa alle due

principali forze meteorologiche esterne (locale (M) e a grande scala NAO) che, in

sinergia o indipendentemente, influiscono sul sistema lacustre, prescindendo almeno

in fase iniziale dagli effetti del cambiamento climatico globale.

La ricerca ha avuto luogo grazie alla disponibilità di serie temporali di più di

50 anni, riguardanti la termica e i contenuti energetici presenti nell’intera massa

d’acqua, la sua stabilità, la profondità di mescolamento e le sue principali

caratteristiche chimiche, in particolare il contenuto di ossigeno ai livelli più profondi

al termine dell’inverno limnologico. I dati di temperatura dell’acqua sull’intera

colonna nel punto di massima profondità del lago sono stati raccolti dal CNR-ISE di

Pallanza dal 1963 ad oggi con l’utilizzo di termometri a rovesciamento e sonde

termometriche: la frequenza delle misure in situ, inizialmente mensile, divenne

decadica, a partire dagli anni ’70, con rilevamenti ancora più fitti in occasione di

eventi meteorologici particolari. In contemporanea a queste misure sono stati

prelevati campioni di acqua per le analisi dei parametri chimici di base usati in

limnologia.

I contenuti calorici e quelli della stabilità termica di Walker (1974), valutati

metro per metro dalla superficie al fondo del lago, sono stati calcolati con l’ausilio

del programma LIMNOX (Ferris,1989; Ambrosetti & Barbanti,1999; Ambrosetti et

al., 2010). Si è proceduto a definire il contenuto di calore presente nel lago al

momento di massima circolazione verticale, quando cioè si raggiunge la temperatura

minima su tutta la colonna, per altro suddividendo le quantità energetiche presenti

nello strato mescolato da quelle contenute nell’ipolimnio e cioè valutando i volumi

dei due strati sulla base dalla profondità raggiunta, anno per anno, dal mescolamento

Quest’ultima ha potuto essere verificata non solo attraverso la distribuzione verticale

della temperatura dell’acqua ma anche considerando le concentrazioni lungo la

colonna d’acqua di alcuni parametri chimici quali ossigeno, silicati, nitrati e

conducibilità elettrica.

L’insieme dei dati meteorologici è stato registrato con continuità dalla stazione

operante presso lo stesso ISE, situata cioè a poche decine di metri dalla riva del lago

Per i tre mesi invernali è stato calcolato un indice meteo-limnologico locale, il

parametro adimensionale M, che è stato valutato tenendo conto del vento (V) e della

differenza tra le temperature dell’acqua lacustre in superficie e dell’aria (T), fattori

dai quali dipendono la turbolenza e quindi anche i moti convettivi, nonché della

radiazione solare (R) che favorisce invece il galleggiamento secondo la formula:

M = (V2 . T1,5) / R.

Ai dati mensili è stata poi applicata una ponderazione sulla base della

differenza temporale fra i singoli mesi e il momento del massimo turnover invernale

(per maggiori dettagli si veda Ambrosetti & Barbanti, 1999; Ambrosetti et al. 2010).

Analoga ponderazione è stata applicata ai dati meteorologici, mentre gli indici NAO,

per altro anch’essi limitati ai soli tre mesi invernali, sono stati ottenuti dalla pagina

http://www.cru.uea.ac.uk/cru/data/nao/nao.dat. Quanto alla quantità di ossigeno

21

disciolto, parametro fondamentale per quanto attiene alla dinamica del mescolamento

invernale del lago, si è considerata la sua concentrazione media presente al termine

dell’inverno limnologico nello strato d’acqua al di sotto dei 250 metri di profondità.

2.2.2 Procedura statistica

La connessione tra le variabilità sia del parametro M, le cui caratteristiche sono

state presentate precedentemente, sia dell’indice NAO, con le condizioni fisiche e

chimiche presenti nel lago è stata analizzata statisticamente dopo aver proceduto alla

standardizzazione dei dati delle singole serie storiche in modo da essere

maggiormente confrontabili nella loro dinamica ed eliminando così anche le

differenze di scala.

Le analisi sono state svolte in tre fasi.

a) Si è presa in considerazione l'autocorrelazione dei dati delle serie storiche

del parametro M e della NAO nonché dei principali parametri limnologici di

interesse. E’ stato così possibile valutare la cosiddetta " memoria " della variabile

selezionata, vale a dire, quanto una osservazione ad un certo tempo influenza il

futuro di se stessa (Box et al. 2008). Successivamente si è quantificata la

correlazione tra le due variabili M e NAO, e tra ciascuna di queste e i parametri

limnologici selezionati, utilizzando i coefficienti di correlazione di Pearson .

Considerando però che quest'ultima analisi non prende in considerazione l'effetto

sinergico tra le diverse variabili sono stati costruiti modelli utili per trovare il peso

statistico tra i vari parametri.

b) Per valutare l'effetto combinato del clima locale (M) e regionale (NAO)

sull’idrodinamica del lago, si sono utilizzati modelli Autoregressive Integrated

Moving. Questi descrivono la variazione di una variabile esprimendo il suo valore in

un certo tempo t in funzione dei valori passati (a volte t -1, t -2 t, .. ) e dei valori di

altre variabili esplicative ( a tempi t, t -1, t -2, .. ). L’effetto delle componenti nei vari

modelli è stata stimata usando “the Maximum-Likelihood Approach”.

I modelli ARIMA di questo studio descrivono l'effetto di NAO su M così come

l'effetto di tali indici sui parametri limnologici selezionati. Tutti i modelli ARIMA

hanno tenuto conto dell'effetto di una tendenza pluriennale sulla variabile

dipendente, che è stata presa in considerazione inserendo un termine nei modelli che

aumenta linearmente con il tempo. Successivamente sono stati sviluppati ulteriori

modelli ARIMA definiti come "ridotto" che hanno eliminato i parametri

statisticamente insignificanti nelle procedure iniziali, inoltre le varie componenti del

modello sono state stimate utilizzando l'approccio di massima verosimiglianza. Per

ogni relazione d’interesse sono stati considerati diversi modelli al fine di selezionare

la migliore rappresentazione statistica dei dati disponibili. I criteri applicati sono:

1) la significatività statistica dell'effetto stima come determinato dalla t-test;

2) la bontà di adattamento del modello, come misurato dai criteri di “Akaike

Information Critera”, che è considerato essere appropriato per il confronto di modelli

non gerarchici (Brockwell & Davis, 2009);

3) esame visivo della sovrapposizione delle serie temporali tra variabile

dipendente osservata e quella prevista dal modello.

c) successivamente per valutare se il rapporto tra M e gli altri parametri

limnologici potrebbe essere spiegato dalla relazione tra M e NAO sono stati estratti

dal migliore modello di M in funzione di NAO i residui (che rappresentano la quota

di variabilità della serie storica di M non spiegata dalla variabile NAO) cioè le

22

differenze tra i valori di M rilevati ed i corrispondenti valori di M modellati. Tali

residui sono stati usati come variabile esplicativa in una serie di nuovi modelli

ARIMA per spiegare la variabilità dei parametri limnologici di interesse. Tutte le

analisi sono state eseguite utilizzando il software v9.1 SAS. Tutte le ipotesi testate

sono state considerate statisticamente significativa se il corrispondente p-value è

inferiore a 0.05.

2.2.3 Primi risultati

I risultati iniziali pongono in evidenza che la dinamica interna di un corpo

d’acqua profondo come il Lago Maggiore, durante la fase di mescolamento invernale

è fortemente dipendente dalle due principali forze esterne (M e NAO) e mettono in

evidenza come queste ultime possono agire in sinergia o indipendentemente,

sull’ecosistema lago.

Le analisi statistiche hanno posto in evidenza come le condizioni

meteorologiche locali, private degli effetti di forcing a grande scala, abbiano

un’incidenza significativa sulla profondità raggiunta dal mescolamento e, quindi,

sulle concentrazioni di ossigeno in profondità; scarso invece il loro peso sui

contenuti di calore presenti nella massa d’acqua, sia nello strato mescolato che

nell’ipolimnio, che sono invece condizionati per lo più dalla variabilità delle

oscillazioni atlantiche. Oltre alla componente autoregressiva, un’incidenza

importante in tutti modelli ARIMA proposti è stata anche quella di un trend

pluriannuale, evidentemente connesso all’evoluzione climatica globale in atto. Sul

Lago Maggiore è quindi l’azione sinergica delle forze esterne rappresentate dalle

condizioni meteorologiche locali, dalle oscillazioni atlantiche e dai mutamenti

climatici globali che condizionano l’idrodinamica lacustre nella fase invernale;

queste agiscono comunque in maniera ponderatamente diversa sulle variabili fisico-

limnologiche che caratterizzano tali meccanismi. Si può quindi sostenere che i

meccanismi interni del Lago Maggiore, e non solo, oltre che legati ad un forcing

climatico a grande scala a loro volta connessi al cambiamento globale, sono

fortemente vincolati alle condizioni meteorologiche locali. Condizioni che verranno

analizzate con maggior dettaglio considerando la loro influenza sulle diverse

caratteristiche limnologiche del corpo d’acqua.

Bibliografia

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Walker,K.F. 1974.The stability of meromictic lakes in central Washington. Limnol. Oceanogr., 19:209-222.

24

3. INDAGINI SULL’EVOLUZIONE DEL POPOLAMENTO

ZOOPLANCTONICO: CONFRONTO CON I DATI PREGRESSI ANCHE

ALLA LUCE DELLE MUTATE CONDIZIONI METEO‐CLIMATICHE.

Roberta Piscia, Marina Manca

Nel corso del 2013 sono stati prelevati campioni zooplanctonici nella stazione

posta lungo il transetto Ghiffa-Caldè in corrispondenza del punto di massima

profondità del lago e sito del monitoraggio a lungo termine. I campioni

zooplanctonici sono stati raccolti mensilmente con le metodologie usuali, ovvero

tramite due plankton sampler di Clarke-Bumpus armati di rete a maglie da 76 e 126

μm rispettivamente, trascinati lungo una traiettoria sinusoidale entro lo strato d’acqua

0-50 m, nel quale lo zooplancton risulta principalmente distribuito. L’analisi

microscopica ha consentito di quantificare il contributo dei diversi taxa

zooplanctonici alla densità di popolazione e di stimare la biomassa.

I valori della biomassa calcolati a partire dalle regressioni lunghezza/peso sono

risultati, cosi come atteso, ben rispondenti a quelli di misura diretta (cfr. Rapporto

CIPAIS DDT, 2013).

La densità numerica del popolamento zooplanctonico di rete (Fig. 3.1) è stata

nel 2013 caratterizzata da un precoce incremento già nel mese di Aprile, determinato

dalle due componenti predominanti, quella dei naupli di copepodi e quella dei rotiferi

zooplanctonici (Fig. 3.2 A e B).

Fig. 3.1. Densità di popolazione dello zooplancton di rete nel corso del 2013 nel Lago Maggiore.

25

Fig. 3.2. Densità di popolazione degli stadi adulti di diaptomidi (A) e ciclopidi (B) e dei relativi

nauplii e copepoditi (riferiti all’asse di destra) nel corso del 2013 nel Lago Maggiore.

I valori osservati ad Aprile, più elevati rispetto a quelli rinvenuti nel

quinquennio precedente, si sono mantenuti, praticamente inalterati, anche nel mese di

Maggio, mese nel quale solitamente veniva osservato il picco massimo di densità

numerica del popolamento. Quest’ultimo, rispetto a quanto rinvenuto nel

quinquennio passato è risultato ridimensionato di circa il 30%. Con tutta probabilità,

a determinare questo peculiare andamento può aver contribuito l’elevata piovosità

dei mesi di Aprile e Maggio, durante i quali i millimetri di pioggia caduti sono stati

sostanzialmente gli stessi. Il successivo incremento, osservato a Giugno, non è stato

tale da determinare il raggiungimento di valori di densità numerica in linea con quelli

A

B

26

del periodo più recente. Il successivo declino numerico osservato, come di consueto

in Agosto, è stato accompagnato da una seconda fase di incremento nella densità di

popolazione autunnale, durante la quale è stato raggiunto un secondo ridotto picco in

densità a Settembre.

La componente più persistente del popolamento zooplanctonico di rete è

risultata, come di consueto, quella dei copepodi (Fig. 3.1). Nell’anno 2013 valori di

densità abbastanza simili sono stati rinvenuti nei mesi Marzo-Giugno, mentre un

picco numerico è stato registrato abbastanza tardivamente, a Luglio, con un valore

paragonabile a quello rinvenibile negli anni passati. La presenza numerica dei

copepodi è stata molto contenuta in Agosto, per poi crescere nuovamente a

Settembre, quando i valori sono risultati più elevati di quelli dei primi mesi

dell’anno.

I copepodi sono caratterizzati dall’avere ruoli piuttosto differenti in dipendenza

dallo stadio di sviluppo. I naupli, siano essi di diaptomidi oppure di ciclopidi, sono

infatti particle feeders che utilizzano come base alimentare materiale sestonico di

dimensioni abbastanza modeste, fino a circa 25-30 µm. Sono gli organismi in questi

iniziali stadi di sviluppo a determinare il primo incremento numerico in primavera

(Fig. 3.2 A e B); così è stato anche nel 2013, quando è stato registrato un primo picco

in Aprile, sia pure di entità modesta rispetto a quelli degli anni passati. Gli stadi

successivi, quelli a copepodite, hanno ruoli diversi, con il crescere dell’età sempre

più assimilabili a quelli degli adulti. Questi ultimi, come di consueto, sono stati

distinti nei diversi taxa a diaptomidi e a ciclopidi. Tra i primi, la specie quasi

esclusivamente presente è stata Eudiaptomus padanus, con tutta probabilità da tempo

ibridato con la specie invasiva Eudiaptomus gracilis. L’anno 2013 ha anche visto la

ricomparsa di Mixodiaptomus laciniatus, specie che, successivamente all’invasione

dell’alieno Eudiaptomus gracilis, non era più stata rinvenuta nel plancton lacustre

d’acque libere. Tra i ciclopidi degli stadi adulti ha prevalso, nei mesi invernali,

Cyclops abyssorum, mentre Mesocyclops leukarti ha avuto il massimo sviluppo

numerico in due momenti dell’anno, vale a dire in Aprile e in Settembre. In generale

comunque la presenza numerica dei ciclopidi è stata molto inferiore a quella dei

diaptomidi.

L’andamento generale della densità numerica del popolamento zooplanctonico

è stato fortemente influenzato dalla componente a rotiferi che, come si può evincere

dalla figura 3.3, ha presentato nei mesi di Aprile e Maggio valori stabili,

relativamente modesti se comparati con quelli di altri anni, ma elevati rispetto a

quelli del periodo invernale 2013. Il picco in densità a Giugno ha evidenziato una

situazione chiaramente anomala per l’anno 2013, in quanto solitamente il picco

massimo veniva rinvenuto a Maggio. La presenza modesta del gruppo nel resto

dell’anno ha fatto sì che, soprattutto da Settembre a Dicembre, il popolamento

zooplanctonico sia stato dominato dai copepodi (Fig. 3.1). Da notare l’elevata

presenza numerica delle specie di Synchaeta nel mese di Aprile e di Conochilus

unicornis-hippocrepis gr. nel mese di Giugno.

27

Fig. 3.3. Densità di popolazione dei rotiferi appartenenti allo zooplancton di rete del Lago Maggiore

nel corso del 2013.

Lo sviluppo numerico dei cladoceri zoolanctonici (Fig. 3.4.) nel Lago

Maggiore è stato caratterizzato da valori piuttosto modesti fino al mese di Luglio,

con una presenza massima di Daphnia praticamente trascurabile, pari a quella che

veniva rinvenuta nel periodo durante il quale si era osservato l’incremento

esponenziale della densità di popolazione del predatore Bythotrephes longimanus

(Manca et al. 1997). Diversa è stata la situazione nella seconda parte dell’anno,

quando il picco in densità di Diaphanosoma brachyurum è risultato in linea con

quanto tipicamente osservato per questa specie. Notevole è stata anche la presenza

numerica dei due predatori Bythotrephes longimanus e Leptodora kindtii, il primo

presente con valori non nulli in tutti i mesi dell’anno fatta eccezione per Marzo,

Aprile e Dicembre; la seconda caratterizzata da un periodo di presenza più ristretto,

da Aprile a Dicembre. Da notare come il picco in densità di Leptodora, in

concomitanza con l’iniziale sviluppo numerico di Diaphanosoma in Agosto, sia stato

accompagnato da un lieve decremento nella densità numerica di Bythotrephes, quasi

a suggerire una competizione tra i due. I dati del 2013 hanno anche confermato il

ritorno di Eubosmina, per lungo tempo presenza effimera nello zooplancton di rete

del Lago Maggiore (Manca et al. 2008; Piscia e Manca 2013).

28

Fig. 3.4. Densità di popolazione dei cladoceri del Lago Maggiore nel corso del 2013. I valori di B.

longimanus e L. kindtii vanno riferiti all’asse di destra.

Il grafico trofochimico in figura 3.5 ha confermato alcuni importanti tratti

dell’impronta isotopica delle componenti del popolamento zooplanctonico lacustre

oggetto della nostra indagine. In primis, il fondamentale arricchimento isotopico

dell’azoto nei mesi invernali rispetto a quelli primaverili ed estivi. L’intervallo di

variazione non è stato trascurabile: lo stresso organismo infatti, (e.g. Bythotrephes) è

risultato variare nell’arco dell’anno da un valore massimo di 17 15

N ‰ (in inverno)

a un valore minimo di 7 15

N ‰ (in primavera). La variazione osservata nei diversi

taxa è risultata parallela a quella della linea di base rappresentata da Daphnia, per la

quale il range variava tra un massimo invernale di 14 15

N ‰ e un minimo estivo di

2 15

N ‰, con un valore primaverile pari a 4 15

N ‰. Un altro elemento che ha

trovato conferma nei dati del 2013 è stata la vicarianza di ruolo di Daphnia e

Diaphanosoma.

Diversa è stata la situazione di Eubosmina, meno arricchita nell’isotopo

pesante in primavera e in autunno differenziata per il segnale del carbonio, più basso

rispetto a quello di Daphnia. Il dato relativo al minore arricchimento di Eubosmina è

spesso attribuito alla sua capacità di utilizzare cianobatteri filamentosi o comunque

materiale sestonico meno arricchito in 15

N.

Rispetto all’altro cladocero predatore, Bythotrephes longimanus, Leptodora è

risultata meno impoverita nell’isotopo pesante del carbonio e meno arricchita in

quello pesante dell’azoto.

Come già osservato nel quinquennio precedente, il segnale isotopico dei

ciclopidi, solidale con la linea di base del pelago in inverno e autunno, si è da questa

discostato in primavera ed estate, suggerendo l’utilizzo di fonti alimentari differenti

da quelle da noi analizzate. Le differenze osservate rispetto alla linea di base del

pelago possono essere attribuite anche alle variazioni nella composizione specifica

29

del popolamento a ciclopidi, quantomeno nel periodo primaverile, quando esso è

risultato principalmente composto da Mesocyclops leukarti.

Simile separazione, ma con valori decisamente più arricchiti nell’isotopo

pesante dell’azoto, è stata osservata anche a carico della componente a diaptomidi,

nettamente differenziati in inverno dagli altri organismi prelevati, alla pari di essi, nel

pelago del lago. La loro nota, spiccata selettività nei confronti del detrito fresco

potrebbe essere alla base di questo tratto puntualmente osservato, non solamente nel

Lago Maggiore ma anche negli altri laghi nei quali è stato misurato il fingerprint

isotopico di questi organismi (Boggio, 2013).

Fig. 3.5. Segnali isotopici di carbonio e azoto dei diversi taxa zooplanctonici e nella frazione

dimensionale ≥850 µm nei 4 momenti stagionali. BYTH. Bythotrephes longimanus; DIAP:

diaptomidi; DAPH: Daphnia hyalina-galeata; CYC: ciclopidi; EUBO: Eubosmina longispina; LEPT:

Leptodora kindtii; DIAPH: Diaphanosoma brachyurum; ≥850: pool zooplancton ≥ 850 µm.

Al fine di dare un quadro sintetico della valenza del popolamento

zooplanctonico, quale base alimentare per le diverse specie di pesci, sono stati qui

riportati anche i dati relativi alla frazione dimensionale del materiale zooplanctonico

utilizzate per la determinazione dei POPs (cfr., Rapporto CIPAIS DDT 2013).

Di particolare rilievo, a tale proposito, è stato l’andamento stagionale della

frazione dimensionale ≥ 850 µm, quella sulla quale, in base alla letteratura, dovrebbe

essere maggiormente rivolta l’azione predatoria dei pesci. Relativamente a tale

componente è stato possibile osservare come il segnale isotopico dell’azoto sia

risultato variare tra un minimo di circa 6 15

N‰, in primavera e in estate, ad un

massimo di 15 15

N‰ in inverno. Il fingerprint isotopico della frazione ≥850 µm si è

collocato al di sopra della linea di base pelagica, rappresentata da Daphnia, in misura

primavera estate autunno inverno

30

maggiore o minore a seconda di quanto quest’ultima contribuisse al raggiungimento

della biomassa complessiva di detta frazione. Sostanzialmente, il livello trofico di

appartenenza dello zooplancton di dimensioni ≥850 µm è risultato essere vicino a

quello dei consumatori primari, oppure discostarsene in maniera significativa,

avvicinandosi a quello dei consumatori secondari, laddove questi ultimi fossero ben

rappresentati in termini di biomassa. Nel periodo estivo, il segnale isotopico di C e N

di detta frazione dimensionale è stato solidale con quello dei cladoceri predatori,

mentre non ha mostrato alcuna relazione con quello dei ciclopidi, suggerendo come il

contributo potenziale di questi ultimi alla dieta dei pesci sia da considerare, con tutta

probabilità, trascurabile. Diversa è stata la situazione nel periodo autunnale e in

quello invernale, quando il segnale isotopico dello zooplancton ≥ 850µm è risultato

essere intermedio tra quello dei cladoceri e dei ciclopidi.

In generale, così come osservato nel quinquennio precedente, durante il quale

le analisi isotopiche sono state effettuate con grande dettaglio, anche nel 2013 le

variazioni stagionali dei taxa zooplanctonici analizzati sono state influenzate dallo

sviluppo della stratificazione termica (Visconti e Manca 2011; Caroni et al. 2012.)

con la chiara tendenza, puntualmente seguita dai diversi taxa, a spostarsi da valori

più impoveriti a valori meno impoveriti in 13

C‰, con il progredire del

riscaldamento. L’intervallo di variazione dei valori misurati è stato in linea con

quanto osservato nel quinquennio precedente, confermando come esso rifletta la

distribuzione verticale entro lo strato da noi campionato, con valori meno negativi

per i taxa che tendono a distribuirsi in strati meno profondi del pelago (Visconti e

Manca 2011; Caroni et al. 2012).

Parimenti, le variazioni stagionali nel fingerprint isotopico dell’azoto osservate

nel 2013 sono, con tutta probabilità, interpretabili come conseguenti alle variazioni

nella pressione di predazione da parte dei pesci (Visconti et al. 2014). In inverno,

quando verosimilmente i pesci non si nutrono nel pelago, i cladoceri e in particolare

Bythotrephes, sembrano occupare un livello paragonabile a quello che,

successivamente, verrà occupato dai predatori vertebrati.

Bibliografia

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31

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2003-2007. Commissione Internazionale per la protezione delle acque italo-

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Piscia R., Manca M. 2013. Indagini sullo zooplancton e sulla rete trofica pelagica. In

C.N.R. – I.S.E. Sede di Verbania. Ricerche sull’evoluzione del Lago Maggiore.

Aspetti limnologici. Programma quinquennale 2008-2012. Campagna 2012 e

Rapporto quinquennale 2008-2012. Commissione Internazionale per la

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Visconti A., Volta P., Fadda A., Di Guardo A., Manca M. 2014. Seasonality, littoral

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N-enrichment of pelagic food web in a

deep subalpine lake: the role of planktivorous fish. Canadian Journal of

Fisheries and Aquatic Sciences, 71(3): 436-446.

32

4. CARATTERISTICHE STRUTTURALI DELLE ASSOCIAZIONI

FITOPLANCTONICHE NEL LAGO MAGGIORE ED EVOLUZIONE

STAGIONALE DEI POPOLAMENTI

Giuseppe Morabito, Martina Austoni

4.1 Struttura dei popolamenti fitoplanctonici Lo schema dei campionamenti per il fitoplancton si è uniformato, anche per il

2013, alla serie storica dei campionamenti sul Lago Maggiore. Nella stazione al largo

di Ghiffa sono stati effettuati, tra il 29 Gennaio ed il 14 Dicembre, 21 sopralluoghi

con prelevamento di campioni d'acqua nello strato 0-20 m, con frequenza mensile nei

mesi di Gennaio, Febbraio, Novembre e Dicembre, all’incirca quindicinale nella

restante parte dell'anno.

I campioni sono stati analizzati in laboratorio seguendo le tecniche già

utilizzate negli anni passati, per quanto riguarda i conteggi, l'identificazione delle

specie e il calcolo della biomassa (biovolume). La determinazione della

concentrazione della clorofilla a e dei feopigmenti, sui campioni raccolti, è stata

effettuata esclusivamente tramite determinazione fluorimetrica con sonda bbe-

Fluoroprobe, metodica più sensibile e meno soggetta ad errori dovuti a

manipolazione e degradazione del campione.

Il numero totale dei taxa censiti durante il 2013 è stato di 117 unità, in linea

con i valori misurati dal 2000 ad oggi, uguali o superiori alle 80 unità tassonomiche,

come evidenziato nei rapporti precedenti.

Nel 2013 il numero medio di specie per campione è risultato uguale a 54,

valore massimo assoluto dal 1981. A questo risultato hanno contribuito, in

particolare, alcuni campioni del periodo tardo estivo, nei quali si è superato il valore

di 60 unità tassonomiche totali.

Al contrario, il numero di specie significative (dominanti in quanto concorrenti

a formare almeno l'80 % del biovolume totale almeno una volta nel corso dell'anno)

ha mostrato una leggera flessione rispetto al 2012, attestandosi sul valore di 35

specie, valore comunque assolutamente confrontabile con i numeri registrati nel

decennio precedente. Il perdurare di un numero elevato di specie dominanti nella

comunità è indicativo di una ripartizione decisamente omogenea degli individui tra le

specie presenti di volta in volta nel corso della successione stagionale e testimonia

un’alta biodiversità dell’ambiente.

Le classi con il maggior numero di taxa sono state diatomee e cloroficee,

presenti, entrambe, con 30 unità tassonomiche, seguite dai cianobatteri (28): da anni

ormai queste tre classi sono quelle maggiormente rappresentate tra il fitoplancton del

Lago Maggiore, sebbene i rapporti reciproci di importanza, come numero di specie

censite, possano subire delle leggere oscillazioni tra un anno e l'altro. Seguono, in

ordine di importanza, le crisoficee, con 13 unità, le criptoficee e le dinoficee, che con

9 e 7 unità tassonomiche rispettivamente, sono, come di consueto, i gruppi meno

rappresentati nella flora pelagica del Lago Maggiore.

33

La successione stagionale si è svolta, nel 2013, con una dinamica decisamente

peculiare rispetto a quanto osservato negli anni più recenti: il 2013, infatti, si

potrebbe definire un anno “a diatomee”, analogamente a quanto osservato nell’anno

2002, essendo stati questi gli organismi algali costantemente dominanti, in termini di

biomassa, durante l’arco dell’intero anno (Fig. 4.1). Il 2013 è stato caratterizzato da

una eccezionale fioritura di diatomeee, nello specifico di Fragilaria crotonensis,

largamente dominante da Marzo a Ottobre. Una successione con queste

caratteristiche è alquanto anomala nel Lago Maggiore poiché usualmente altri gruppi,

quali i cianobatteri o le cloroficee hanno sempre dato, in certi momenti stagionali, un

contributo significativo al biovolume della comunità. Lo sviluppo primaverile dei

popolamenti algali ha inizio in Marzo e fin da questo mese si assiste ad una crescita

massiccia di diatomee, il cui biovolume complessivo si incrementa ulteriormente,

superando i 3 cm-3

m-3

tra Aprile e Maggio, per poi declinare gradualmente in

Giugno, ma riprendere a partire da Luglio. L’alternanza di diminuzioni e crescite

delle diatomee prosegue fino a fine Agosto/inizio Settembre, quando si registrano gli

ultimi evidenti picchi dell’anno. La prima fase di crescita delle diatomee è risultata,

nel 2013, leggermente anticipata rispetto agli anni passati, probabilmente anche a

seguito di condizioni meteorologiche particolarmente favorevoli, con temperature

atmosferiche del periodo tardo invernale superiori alla norma. Sulla dinamica del

popolamento a diatomee è rilevante sottolineare come la concausa di questa costante

dominanza nel 2013 potrebbe essere dovuta, ancora una volta, a eventi meteorologici

eccezionali. Infatti, i mesi primaverili sono stati caratterizzati da precipitazioni molto

abbondanti, che, probabilmente, hanno portato al lago notevoli quantità di silice.

Fig. 4.1. Biovolumi cumulati dei principali raggruppamenti sistematici per il 2013.

Questo elemento, il cui esaurimento durante lo sviluppo primaverile

rappresenta di solito il principale fattore limitante per il proseguimento della crescita

delle diatomee, sarebbe risultato quindi presente in concentrazioni tali da sostenere

un’abbondante produzione di diatomee fino alla tarda estate, come sembrano

34

confermare anche i risultati delle analisi chimiche, che indicano, nel periodo

invernale, concentrazioni di silicati, in epilimnio, superiori a quelle misurate nei due

anni precedenti e minimi più elevati tra Aprile ed Ottobre, situazione che avrebbe

permesso la crescita di Fragilaria per un periodo più lungo.

La crescita dei cianobatteri, ridotta durante la fase di fioritura delle diatomee,

ha avuto il suo massimo sviluppo nella tarda estate, favorita anche dal mantenersi di

temperature elevate e di condizioni climatiche favorevoli (Fig. 4.1): nel gruppo

mantengono una certa importanza le Oscillatoriales del gruppo Planktothrix

rubescens/agardhii, da anni elemento tipico della flora algale pelagica del Lago

Maggiore, Aphanizomenon flos-aquae insieme a Tychonema bourrelly, mentre

risultano trascurabili le Chroococcales di piccole dimensioni.

Anabaena lemmermannii, protagonista di estese fioriture nel passato recente, si

è presentata anche nel 2013: il suo massimo sviluppo, peraltro alquanto modesto in

valore assoluto, è stato registrato all'inizio di Ottobre. A seguito del forte sviluppo

delle diatomee, la crescita dei cianobatteri risulta decisamente ridimensionata rispetto

al 2012 (Fig. 4.1).

I dati del 2013 confermano alcuni mutamenti osservati negli ultimi anni

(presenza, tra le dominanti, di specie a carattere meso-eutrofo e riduzione di altre con

esigenze oligotrofe), che farebbero pensare ad una tendenza verso un peggioramento

qualitativo delle acque lacustri.

4.2 Variazioni della biomassa algale Dal 1981, cioè dall’inizio del processo di oligotrofizzazione del Lago

Maggiore si è osservata una diminuzione costante dei valori medi annui del

biovolume complessivo del fitoplancton e della concentrazione della clorofilla a: nel

2004 questi parametri avevano mostrato un leggero aumento rispetto al 2003, ma nel

2005 si era osservato un nuovo decremento di entrambi i parametri, particolarmente

evidente a carico del biovolume, che aveva raggiunto il valore minimo storico (dal

1981) con 0,62 cm3 m

-3. Nel 2013 il biovolume medio annuo è stato di 1,22 cm

3 m

-3,

con una concentrazione media annua della clorofilla a pari a 3,34 µg L-1

.

Come detto in precedenza, il 2013 è stato un anno caratterizzato dalla presenza

costante e quasi esclusiva delle diatomee: di conseguenza la successione delle specie

di diatomee riflette quasi esattamente la successione stagionale del fitoplancton.

Nel 2013 anche la fase di successione primaverile delle diatomee ha mostrato

alcune differenze rispetto al passato: Asterionella formosa, Diatoma tenuis e

Tabellaria flocculosa hanno notevolmente ridotto la loro importanza nei mesi di

Marzo ed Aprile, a vantaggio di Fragilaria crotonensis largamente dominante da

Marzo a Ottobre (Fig. 4.2).

Tra le diatomee centriche si osserva, per il quarto anno consecutivo, la

presenza di Stephanodiscus alpinus e S. hantzschii tra le specie dominanti, sebbene

con massimi di biomassa relativamente modesti. Come detto nel rapporto precedente,

la sostituzione di Cyclotella da parte di Stephanodiscus non è un segnale positivo in

termini di qualità ecologica, in quanto quest’ultima specie è solitamente indicatrice

di acque a maggiore trofia. Peraltro, la specie non mostra una fase di sviluppo

prolungata ed i dati fino ad ora disponibili non sono tali da indicare un evidente

peggioramento dello stato trofico: tuttavia, la presenza di Stephanodiscus alpinus nel

gruppo delle dominanti per quattro anni consecutivi deve indurre a mantenere sotto

continua sorveglianza l'evoluzione dell'ambiente.

35

Cyclotella comensis compare, peraltro, nelle fasi estiva ed autunnale della

successione, con biomasse di un certo rilievo. Oltre a F. crotonensis, il popolamento

a diatomee è stato caratterizzato dalla dominanza di Cyclotella gabriuscula,

Asterionella formosa e Aulacoseira granulata nei mesi primaverili. La fase autunnale

della successione vede nuovamente la dominanza di Fragilaria crotonensis

unitamente a diatomee centriche quali Cyclotella ocellata, gabriuscula e C.

comensis.

Fig. 4.2. Biovolumi cumulati di entità sistematiche particolarmente significative per il 2013.

Per quanto riguarda gli altri gruppi algali, i cianobatteri raggiungono uno

sviluppo degno di nota solo tra Settembre ed Ottobre, con il contributo di numerose

specie, tra cui Snowella litoralis, e le Oscillatoriales come Tychonema bourrellyi,

Planktothrix rubescens/agardhii, Anabaena lemmermanni, Aphanocapsa spp. e

Geitlerinema cfr. acutissimum. Interessante la presenza di Aphanizomenon flos-

aquae, che raggiunge il massimo sviluppo alla fine di Agosto. Questa specie, sebbene

sempre presente tra i cianobatteri quantitativamente significativi, tuttavia non è mai

stata dominante se non nel 2002. La sua prevalenza potrebbe essere spiegata

dall’elevata tolleranza per le temperature alte (Pearl, 1988). Probabilmente anche le

preferenze trofiche di questa specie sono da tenere in considerazione, soprattutto alla

luce del leggero, ma costante aumento delle concentrazioni di fosforo totale a partire

dal 2010. Infatti, la letteratura scientifica descrive A. flos-aquae come una specie

tipica di ambienti eutrofi (Hörnström, 1981; Reynolds et al., 2002) e particolarmente

sensibile alla carenza di fosforo. Peraltro, uno studio comparato sul fitoplancton dei

laghi profondi italiani (Salmaso et al., 2003) ha leggermente corretto precedenti

indicazioni sulle preferenze trofiche di questo cianobatterio, associandolo più

tipicamente ai bacini meso-eutrofi.

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

ge

n-1

3

feb

-13

ma

r-1

3

ap

r-1

3

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g-1

3

giu

-13

lug

-13

ag

o-1

3

se

t-1

3

ott-1

3

no

v-1

3

dic

-13

mm

3m

-3

Synedra acus v. angustissima

Stephanodiscus alpinus

Snowella litoralis

S. hantzschii

Planktothrix rubescens

Planktothrix agardhii

Plagioselmis nannoplanctica

Melosira varians

Katablepharis ovalis

Fragilaria crotonensis

Cyclotella ocellata

Cyclotella glabriuscula

Cyclotella comensis

Cryptomonas ovata

Chrysochromulina parva

C. bodanica

Aulacoseira granulata

Asterionella formosa

Aphanizomenon flos-aquae

Anabaena Lemmermannii

36

Le Cryptophyta danno un contributo modesto, con la solita Plagioselmis

nannoplanctica, presente lungo l'arco dell'intero anno, Cryptomonas ovata in estate

ed autunno (Fig. 4.2). Importante anche Katablepharis ovalis.

La presenza delle Chrysophyceae in termini di biovolume è stata decisamente

modesta: questo gruppo compete con le diatomee per i silicati e, quindi, la loro

crescita potrebbe essere stata limitata dal forte sviluppo delle diatomee. Tra le

Chrysophyceae solamente Chrysochromulina parva è rientrata nel gruppo delle

dominanti.

Per quanto riguarda l'importanza delle Chlorophyta, la presenza di cloroficee è

risultata assai modesta, nonostante la biodiversità elevata: tutte le specie rinvenute

sono presenti con biovolumi trascurabili.

Già negli anni passati era stato messo in evidenza lo stretto legame che

intercorre tra la dinamica dei fattori meteo-climatici locali e lo svolgimento della

successione stagionale del fitoplancton: in particolare, una recente analisi (Morabito

et al., 2012) dei dati a lungo termine relativi al popolamento a diatomee del Lago

Maggiore ha mostrato come questo gruppo sia fortemente controllato dai parametri

atmosferici che determinano il clima primaverile. Per quanto riguarda il bacino del

Lago Maggiore, sia la primavera del 2002 che quella del 2013, sono state

caratterizzate da un’abbondanza di precipitazioni superiore alla norma, con un

possibile aumento degli apporti di silicati a lago, situazione che favorisce le diatomee

di grandi dimensioni: il fenomeno è stato ben documentato anche in altri laghi

(Leitao et al., 2003; Anneville et al., 2004; Znachor et al., 2008), dove, a seguito di

forti eventi di precipitazione, si erano sviluppate abbondanti popolazioni di

Fragilaria crotonensis, analogamente a quanto osservato nel 2013 sul Lago

Maggiore.

Le dinamiche della successione fitoplanctonica osservate nel 2013, quindi,

confermano la tendenza evidenziata negli ultimi anni, secondo cui, a fronte di uno

stretto controllo sui carichi puntiformi di nutrienti, è divenuto sempre più importante

il ruolo degli apporti da fonti diffuse, soprattutto in relazione all’azione di eventi

meteoclimatici estremi, il cui effetto, sul lungo termine, potrebbe essere simile a

quello prodotto dal processo di eutrofizzazione sperimentato dal lago negli anni ’60-

‘70.

Bibliografia

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effect of extreme rainfall on summer succession and vertical distribution of

phytoplankton in a lacustrine part of a eutrophic reservoir. Aquatic Sciences 70:

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38

5. IL CARBONIO ORGANICO NEL LAGO MAGGIORE: TENDENZA

EVOLUTIVA, ORIGINE E CARATTERISTICHE QUALITATIVE

Cristiana Callieri, Mario Contesini, Roberto Bertoni

Oltre il 60% di tutta la sostanza organica presente nel Lago Maggiore ha

dimensioni inferiori a 1 µm ed è per la maggior parte disciolta. La sua origine è

prevalentemente autoctona, cioè è prodotta dall’attività della microflora autotrofa ed

eterotrofa del lago. Ma anche sostanze alloctone, provenienti dal bacino imbrifero,

contribuiscono a costituire l’insieme del materiale organico presente nel lago. Le

sostanze organiche disciolte alloctone derivano dall’attività microbica su organismi

vegetali ed animali e dalle attività umane. Tra queste è in aumento la produzione, per

biosintesi o per sintesi, di sostanze bioattive (ad esempio, ormoni e farmaci) che,

quando raggiungono il lago, interagisco con la rete trofica.

L’importante ruolo della sostanza organica nella catena alimentare lacustre ci

ha indotto ad ampliare, in questo triennio, il suo studio prendendo in esame, oltre alla

sua evoluzione temporale, alcune sue caratteristiche qualitative (Ricerca 5) e

valutando l’effetto di alcune sostanze organiche alloctone sul batterioplancton

lacustre (Ricerca 6). In particolare, si è quantificata la presenza nei popolamenti

naturali del lago di geni di resistenza ai principali antibiotici di sintesi, sostanze

bioattive il cui continuo utilizzo nella terapia in ambito medico (umano e veterinario)

esita nello sviluppo e nella permanenza nel lago di batteri antibiotico resistenti, con

possibile alterazione della normale componente microbica e con un rischio per la

salute umana per la possibile trasmissione dell’antibiotico resistenza a batteri

patogeni.

La sostanza organica nel suo complesso può essere valutata come Carbonio

Organico Totale (TOC) che è un efficace descrittore dello stato trofico di un lago. Il

Lago Maggiore è un ecosistema dove il fitoplancton, il maggior produttore di

sostanza organica, è dominato essenzialmente da diatomee in primavera e da pico-

cianobatteri e forme coloniali (anche tossiche) in tarda estate. Tuttavia, in questi

ultimi dieci anni, anche a causa dei cambiamenti climatici in atto, le dinamiche del

fitoplancton e dei cianobatteri hanno subito notevoli e inaspettate variazioni che

influenzano quantitativamente e qualitativamente la sostanza organica prodotta da

questi organismi autotrofi.

Lo studio ormai trentennale del TOC presente nel Lago Maggiore ha mostrato

che con il procedere dell’oligotrofizzazione di questo ecosistema si è verificata una

significativa diminuzione delle concentrazioni di TOC. Il monitoraggio della qualità

dell’importante riserva di acqua dolce costituita dal Lago Maggiore non può quindi

prescindere dalla prosecuzione della serie storica di dati sul TOC in esso contenuto.

A partire dal 2013 lo studio del TOC si è ampliato includendo anche la

valutazione delle sue caratteristiche qualitative. In particolare si è studiata, su base

stagionale, la dinamica delle particelle esopolimeriche trasparenti (TEP, Transparent

Exopolymeric Particles) e della CDOM (Chromophoric Dissolved Organic Matter).

Le prime sono responsabili della componente mucillaginosa della DOM lacustre che,

prodotta talvolta in modo massivo dall’attività algale, può interferire con le attività di

pesca o può determinare la formazione di masse flottanti superficiali. La seconda è

costituita da composti organici ad elevata aromaticità ed è quindi un indicatore di

ingresso al lago di sostanza organica alloctona, prodotta nel bacino imbrifero.

39

5.1 TOC (Total Organic Carbon) La concentrazione di Carbonio Totale Organico e Inorganico (TOC e TIC) è

stata valutata analiticamente su campioni di acqua di lago prelevati con frequenza

mensile alla stazione di massima profondità (Ghiffa) a 10 profondità scelte in modo

da ottenere un profilo di questa variabile lungo la colonna d'acqua. Come in passato

le misure di TOC sono state effettuate, previa filtrazione del campione su rete con

maglie da 126µm, con un analizzatore Shimadzu 5000, dotato di autocampionatore,

nel giorno stesso del prelievo

Nella Fig. 5.1 è presentata l’evoluzione temporale del TOC nelle zone fotica ed

afotica del Lago Maggiore nel 2013, confrontata con il trend della stessa variabile nel

quinquennio 2008-2012.

Dal suo esame emerge che la concentrazione di TOC si mantenuta prossima ai

valori misurati nel quinquennio precedente, confermando la sostanziale stabilità dello

stato trofico del Lago Maggiore.

La concentrazione di TOC è stata massima nel periodo tardo primaverile ed

estivo per poi decrescere progressivamente negli ultimi mesi dell’anno.

Fig. 5.1. Evoluzione temporale della concentrazione di TOC nelle zone fotica ed afotica del Lago

Maggiore nel 2013 a confronto con i valori della stessa variabile nel quinquennio precedente.

Nella Fig. 5.2 il trend stagionale del TOC nell’epilimnio e nell’ipolimnio del

Lago Maggiore è presentato in dettaglio per il 2013 insieme alle concentrazione di

Carbonio Inorganico Totale (TIC, Total Inorganic Carbon) nelle stessi strati. Dal suo

esame si può constatare che nel Lago Maggiore il carbonio inorganico non è mai

limitante poiché la sua concentrazione è di un ordine di grandezza superiore a quella

del TOC. E’ comunque evidente la diminuzione di TIC e il corrispondente aumento

di TOC negli strati più superficiali nei mesi di maggior produzione autotrofa.

40

Fig. 5.2 Evoluzione stagionale nel corso del 2013 della concentrazione di Carbonio Organico Totale

(TOC) e del Carbonio Inorganico Totale (TIC) nell’epilimnio e nell’ipolimnio del lago.

5.2 TEP (Transparent Exopolymeric Particles)

Le particelle esopolimeriche trasparenti (TEP) sono una classe di particelle

organiche presenti negli ambienti acquatici sia marini che lacustri, formate da

polisaccaridi escreti da cellule algali e batteriche (Alldredge et al. 1993, Passow

2002). Studi pregressi hanno mostrato che le TEP possono essere associate a fioriture

primaverili di diatomee ma anche ad incrementi di aggregati cianobatterici autunnali

(Grossart et al. 1997).

Quindi lo studio quantitativo del TEP nel Lago Maggiore lungo il profilo

verticale e nelle diverse fasi stagionali può dare indicazioni utili sulle sostanze

polimeriche extracellulari di natura glucidica che, rilasciate nell’ambiente dalle alghe

e dai batteri, tendono a costituire aggregati ed a formare mucillagini e/o schiume in

occasione anche di fioriture algali.

I campioni sono stati prelevati nella stazione di massima profondità (Ghiffa) a

10 profondità: superficie, 5m, 10m, 15m, 20m, 50m, 100m, 200m, 300m, 350m ed

inoltre si è analizzata un campione integrato 0-20m per caratterizzare la zona

epilimnetica ed uno 20-350m per quella ipolimnetica.

La metodica utilizzata è stata quella descritta da Passow e Alldredge (1995)

con la quale le TEP sono colorate con alcian blu, un colorante cationico idrofilo che

si lega ai lipopolisaccaridi. Si sono usate membrane in policarbonato con pori da 0.4

µm sulle quali si sono filtrati i campioni d’acqua ad un vuoto di 150 mm Hg e si sono

colorate le particelle con 500 µl di una soluzione acquosa di alcian blu (8GX) allo

0.02% in acido acetico 0.06%. I filtri sono stati poi immersi in 6 ml di una soluzione

al 80% di acido solforico per 2 ore. L’assorbanza veniva misurata a 787nm in una

cuvetta di 1 cm e il valore del bianco (costitutito da un filtro colorato con alcian blu)

veniva sottratto alla misura.

Per ottenere la concentrazione di TEP si è proceduto ad una calibrazione con

gomma xantano (Fig. 5.3.).

41

Fig. 5.3. Calibrazione con gomma xantano a differenti concentrazioni per la quantificazione del TEP

Nella Tabella 5.1. sono riportati i dati di TEP e di TOC della zona epi ed

ipolimnetica. Si osserva che la TEP nell’ipolimnio è presente a concentrazioni molto

basse o è assente, perché è nella zona trofogenica, eufotica che si produce questo

materiale. Le variazioni stagionali del TEP seguono quelle del TOC e possono

arrivare anche al 20% del carbonio organico totale, come media dello strato 0-20 m.

Tabella 5.1. Concentrazioni di TEP e TOC (µg L

-1) e % di TEP nella zona eufotica e afotica del Lago

Maggiore 2013.

TEP (µg L-1

) TOC (µg L-1

) % TEP

0-20 m

14/02/2013 13 704 0.61

29/05/2013 201 1028 17.8

24/07/2013 291 1207 21.2

22/10/2013 117 1088 9.19

20-350 m

14/02/2013 0 669 0

29/05/2013 28 729 2.61

24/07/2013 37 730 2.64

22/10/2013 35 759 3.39

Nelle Fig. 5.4 e 5.5 sono riportati i profili di TEP e TOC nelle quattro date di

campionamento durante il 2013. In febbraio le concentrazioni di TEP sono vicine

allo zero ma già in maggio si nota un repentino aumento soprattutto nello strato

epilimnetico fino a 20m dove si raggiungono concentrazioni di poco superiori a 400

µgL-1

. E proprio in primavera la concentrazione di TEP raggiunge il 40% di quella

del carbonio organico totale (TOC) in superficie (Fig. 5.6.). Con il proseguire della

42

stagione, mentre il TOC aumenta, il TEP progressivamente diminuisce. Si deve

notare tuttavia, che in luglio il TEP ha un picco ai 10 m.

Fig. 5.4. Profili verticali delle concentrazioni di TEP nelle diverse stagioni, nel Lago Maggiore 2013,

alla stazione di Ghiffa.

Fig. 5.5. Profili verticali delle concentrazioni di TOC nelle diverse stagioni, nel Lago Maggiore 2013,

alla stazione di Ghiffa.

43

Fig. 5.6. Profilo verticale della percentuale di TEP sul TOC totale nelle diverse stagioni, nel Lago

Maggiore 2013, alla stazione di Ghiffa.

5.3 CDOM (Chromophoric Dissolved Organic Matter) La valutazione differenziale della componente autoctona, a basso peso

molecolare, e di quella terrigena alloctona, ad alto peso molecolare, è stata effettuata

con frequenza stagionale con stime dell'abbondanza relativa di CDOM

(Chromophoric Dissolved Organic Matter) da spettri di assorbimento a specifiche

lunghezze d'onda. Da questi si è calcolato la pendenza dello spettro (Spectral slope,

S) nelle regioni a lunghezza d’onda più corta (275–295 nm) e più lunga (350–400

nm) e poi il loro rapporto (Slope Ratio, SR). Questo rapporto è inversamente

correlato al peso molecolare medio del DOM (Helms et al. 2008) e assume valori

tanto più elevati quanto più nel DOM sono abbondanti le molecole a basso peso

molecolare (autoctone) rispetto a quelle ad alto peso molecolare (alloctone). In altre

parole, nei campioni con prevalenza di CDOM lacustre S275–295 > S350–400 mentre è

vero il contrario in campioni con prevalenza di CDOM di origine terrestre

(alloctona). Quindi al crescere del peso molecolare SR diminuisce per la maggior

assorbanza del CDOM ad alto peso molecolare a lunghezza d’onda più lunghe.

(Chen et al 2011, Cory et al. 2011).

Nella Fig. 5.7 sono presentati i valori di SR misurati nel corso del 2013 nelle

diverse stagioni. SR ha assunto valori minori o uguali ad 1 in febbraio e maggio,

mostrando l’origine prevalentemente alloctona del DOM presente in quelle stagioni.

E’ da notare che in questi mesi i valori vicini ad 1 sono stati misurati negli strati

epilimnici dove la produzione autoctona autotrofa, all’inizio in quelle stagioni, ha già

immesso DOM a basso peso molecolare. Questo fatto è confermato anche dalle

elevate concentrazioni di TEP misurate in maggio. Nell’ipolimnio SR è invece

decisamente inferiore all’unità dimostrando l’abbondanza di CDOM ad altro peso

molecolare e quindi di origine terrestre. Nei mesi estivi ed autunnali la situazione si

modifica ed SR assume valori superiori ad 1 in tutta la colonna d’acqua

documentando la presenza di sostanza organica autoctona, a basso peso molecolare,

derivante dalla produzione algale epilimnica.

44

La valutazione di SR ha confermato l’origine prevalentemente autoctona della

sostanza organica presente nel Lago Maggiore ed ha mostrato la validità di questo

parametro per il fingerprinting delle sorgenti di DOM. Esso sarà perciò un utile

tracciante nel caso di presenza in lago di sostanze organiche qualitativamente e

quantitativamente inconsuete, anche se non è possibile, con le metodiche disponibili,

quantificare la frazione di TOC costituita da CDOM o da DOM a basso peso

molecolare.

Fig. 5.7. Distribuzione verticale dei valori di SR misurati nel Lago Maggiore nel 2013 in diversi

periodi stagionali.

In conclusione, si può affermare che la concentrazione di sostanza organica,

espressa come carbonio organico totale, nel Lago Maggiore nel 2013 non è cambiata

in modo rilevante rispetto agli anni precedenti. La disponibilità di carbonio

inorganico è sempre stata elevata durante tutto il corso dell’anno. Le TEP hanno

costituito una frazione importante del DOM, fino al 40%, nei mesi di maggio e

giugno negli strati epilimnici rimanendo su valori modesti e decrescenti con la

profondità negli stati ipolimnici. Si tratta di quantità che, pur non avendo causato nel

2013 fenomeni critici, risultano tuttavia tali da far considerare con attenzione questa

frazione della sostanza organica. In effetti, pur essendo il Lago Maggiore oligotrofo

la massima concentrazione qui misurata (400 µgL-1

) è risultata superiore a quella

media di 22 laghi della zona nord temperata (256 µgL-1

, de Vicente et al. 2010). Va

ricordato che, oltre ai già ricordati effetti negativi sull’attività di pesca (ad es., per

occlusione delle reti) e sulle caratteristiche dell’acqua (ad es., per formazione di

schiume), le TEP nei laghi possono influenzare il trasporto e la segregazione del

carbonio organico nei sedimenti con conseguenze importanti sul bilancio del

carbonio.

La CDOM è risultata essere una componente importante del DOM negli strati

più profondi nei mesi invernali e primaverili mentre nei mesi estivi ed autunnali la

45

componente autoctona, a basso peso molecolare, domina il DOM in tutta la colonna

d’acqua. Il monitoraggio dell’abbondanza relativa di CDOM risulta importante nel

quadro della valutazione degli effetti sul lago dell’evoluzione climatica in atto.

Infatti, oltre ad evidenziare eventuali immissioni di sostanza organica terrigena a

seguito dell’erosione e del dilavamento dei suoli causati da fenomeni meteorologici

intensi, la fotodegradazione del CDOM dovuta alla radiazione UV può portare ad

una incrementata presenza in lago di radicali idrossilici con aumento del rischio di

danno per la salute da essi derivante (Vione et al. 2006). TEP e CDOM presentano,

nel Lago Maggiore, una variabilità spaziale e temporale tale da renderli utili

indicatori di eventuali variazioni qualitative della sostanza organica presente in lago.

Bibliografia

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46

6. PRESENZA E DISTRIBUZIONE DI BATTERI ANTIBIOTICO‐

RESISTENTI NELLE ACQUE DEL LAGO MAGGIORE Gianluca Corno, Andrea Di Cesare, Ester Eckert, Mario Contesini, Roberto Bertoni

La presenza nell’ambiente di batteri non patogeni resistenti agli antibiotici è un

problema sanitario di primaria importanza. Questi batteri, non pericolosi per l’uomo,

possono essere vettori di geni specifici per l’antibiotico resistenza e, quindi, possono

indurre resistenza agli antibiotici in batteri patogeni alloctoni presenti nelle acque di

ambienti antropizzati come il Lago Maggiore, risultando in un potenziale grave

rischio per la salute umana e per l’utilizzo dell’acqua.

Un batterio assume la possibilità di sopravvivere in presenza di antibiotici

attraverso l’acquisizione e l’attivazione di geni e di pathways molecolari specifici

che possono essere prodotti da stress ambientali (per esempio l’impatto dei raggi

ultravioletti, che provocano mutazioni casuali, che si risolvono nello sviluppo di geni

funzionanti), dalla presenza di organismi che producono antimicrobici (come nel

caso delle resistenze ad antibiotici naturali, molto diffuse nei popolamenti batterici

ambientali) e per via dell’esposizione all’antibiotico dei batteri che vivono nei pressi

di scarichi urbani, agricoli e industriali. Questo il caso più grave perché vengono

sviluppate resistenze ad antibiotici sintetici o semisintetici, utilizzati in ambito

medico, ospedaliero e veterinario.

La nostra attività si è concentrata su questo ultimo e più pericoloso gruppo,

quantificando i geni di resistenza ai principali gruppi di antibiotici di uso comune

(medico e veterinario) nei popolamenti batterici del Lago Maggiore. Un’attività

comparabile è portata avanti dall’EAWAG sul Lago di Ginevra (Progetto “Antibiotic

resistance as an emerging environmental contaminant”, Czekalski et al. 2012, 2014)

e le analisi sulla presenza di batteri antibiotico resistenti nei tributari del Lago di

Costanza sono alla base del progetto “SchussenAktivplus” dell’Università di

Tübingen (Triebskorn and Hetzenauer 2012, Triebskorn et al. 2013). Entrambi questi

studi stanno evidenziando la presenza e la potenziale pericolosità di importanti

popolamenti di batteri antibiotico-resistenti nelle acque dei due laghi oggetto di

studio.

Le acque di scarico civili, agricole ed industriali della Val d’Ossola, del Canton

Ticino e della zona del Basso Verbano confluiscono nel Lago Maggiore e, seppur

trattate in modo corretto, la loro introduzione è causa diretta o indiretta della

formazione di antibiotico-resistenze, in quanto ad oggi non esistono trattamenti

specifici per la rimozione degli antibiotici dai reflui, come confermato dagli studi

sugli efflussi del Depuratore di Losanna nel Lago di Ginevra (Czekalski et al. 2014).

I dati sull’utilizzo degli antibiotici, ancora oggi massivo (nell’ordine di 105

tonnellate per anno nella sola Svizzera, fonte FEDESA), confermano un costante

calo nell’ultimo decennio in Canton Ticino e una situazione di consumi

approssimativamente stabili nelle Regioni Piemonte e Lombardia (AIFA, 2009), sia

nel settore medico che in quello veterinario. Tuttavia dati contrastanti arrivano da

specifiche analisi sulle vendite, (negli ultimi anni effettuate anche attraverso il

mercato elettronico spesso illegale) e da studi sulla presenza di batteri antibiotico

resistenti negli ospedali così come nei prodotti agricoli e zootecnici. Per esempio la

47

presenza di Staphylococcus aureus meticillino-resistenti nei suini da macello ha

registrato in Svizzera nel 2012 un aumento dal 5,6 al 18% a fronte di una

diminuzione delle vendite di antibiotici nel settore zootecnico di circa l’1% e di oltre

l’8% nel settore medico (ARCH-Vet. 2012). E’ difficile conoscere il rapporto tra le

quantità di antibiotici usati in medicina veterinaria ed umana a causa della scarsa

affidabilità e coerenza dei dati a disposizione. Inoltre, quantificare la presenza diretta

di antibiotici nelle acque del lago è quasi impossibile, data la grande varietà di

differenti antibiotici prodotti e date le loro bassissime concentrazioni in acqua. E’

però possibile quantificarne l’impatto sulla comunità batterica in termini di sviluppo

di batteri resistenti, che sono poi anche la fonte di potenziale rischio.

A partire dal 2013, il CNR-ISE monitora la presenza di geni di antibiotico-

resistenza per gli antibiotici di uso più comune nella comunità batterica acquatica in

4 stazioni, due pelagiche (Ghiffa, punto di massima profondità del lago, e Pallanza,

Bacino Borromeo) e due litorali (Ascona ed Arona). Le stazioni sono caratterizzate

da diverso impatto antropico: Ghiffa subisce indirettamente (attraverso correnti,

navigazione, venti e trasporto mediato da organismi) l’effetto delle attività umane a

riva, e quindi dell’inquinamento da antibiotici, mentre le altre tre stazioni sono

caratterizzate da un impatto diffuso e costante, con punte di pressione antropica nella

stagione estiva quando le rive in prossimità dei punti di campionamento delle acque

sono ampiamente utilizzate per scopi ricreativi.

6.1 Valutazione della presenza di geni di antibiotico-resistenza

(ABR) L’attività periodica di campionamento nelle stazioni di Ghiffa e Pallanza si è

svolta a partire da gennaio 2013 con cadenza mensile, mentre le stazioni di Arona ed

Ascona sono state campionate 4 volte durante il 2013, con cadenza stagionale.

I campioni sono stati raccolti come campione integrato degli strati d’acqua

compresi tra 0 e 20 metri, ponendo particolare cura nell’evitare di contaminare il

campione con sedimento e quindi, quando necessario, campionando fino ad 1 metro

sopra al fondo. Una volta prelevati, i campioni sono stati quindi posti a 4°C e

trasportati nei laboratori dell’ISE dove sono stati prefiltrati su rete da 10 μm per

eliminare organismi di taglia superiore e successivamente i batteri sono stati

concentrati su filtri Nucleopore con pori da 0.22 μm. Su ogni filtro, in dipendenza

della stagione e quindi della biomassa microbica, è stato possibile concentrare tra

500 e 1500 ml di campione. Dai filtri è stato poi estratto il DNA batterico totale, poi

mantenuto a -20°C.

Attraverso l’amplificazione tramite Polimerase Chain Reaction (PCR) di

frammenti di DNA unici nella loro composizione e specifici di singoli geni di ABR è

stato possibile valutare la presenza di tali geni nei vari campionamenti.

I protocolli di PCR utilizzati sono quelli standard per ciascun gene ed il

risultato è stato valutato qualitativamente dopo aver fatto migrare

elettroforeticamente il frammento in gel ed averlo evidenziato in fluorescenza

(SybrGreen, Life Technologies). L’amplicone, ossia il frammento di DNA

amplificato, è stato quindi visualizzato in gel attraverso un sistema GelDoc (Biorad).

Soltanto i campioni nei quali la corsa dell’amplicone è risultata priva di segnale di

fondo e l’unica banda presente era relativa alla dimensione attesa sono stati

considerati come positivi.

48

I geni analizzati in questo primo anno di monitoraggio intensivo coprono le

famiglie di antibiotici di uso più comune nell’ultimo decennio in Italia ed in

Svizzera: beta-lattamici, fluorochinoloni, sulfamidici e tetracicline (Tabella 6.1). In

totale è stata valutata la presenza di 9 geni, includendo il gene int1 che per quanto

non specifico per una particolare ABR è associato ad un elemento, l’integrone 1,

spesso associato a sviluppo di ABR a diversi agenti antimicrobici (Hall & Stokes

1993).

Tabella 6.1. Antibiotico resistenze testate nel Lago Maggiore, molecole correlate, e dati sul consumo in Italia (Rapporto EFSA e ECDC, 2011). *: percentuale sul totale utilizzato (valori riferiti al consumo totale che include il settore ospedaliero e le cure mediche di base).

Famiglia di antibiotici Utilizzo medico in

Italia nel 2011* Utilizzi più comuni

Gene testato per

CIPAIS

Tetracicline 1.74 Pollame, ovini e suini.

Cure mediche di base.

tet A

tet B

Sulfamidici 1.31 Bovini, suini, pollame,

acquacoltura.

sul 1

sul 2

Beta-lattamici 63.25 Ospedaliero, cure di base.

Bovini e suini.

bla CTX

bla SHV

bla TEM

Fluorochinoloni 12.78 Ospedaliero. Pollame qnr S

--- --- --- int 1

I risultati relativi alle analisi per il 2013 dimostrano la presenza di un numero

significativo di batteri ABR nelle acque del Lago Maggiore (Figura 6.1). Questo

dato, coerente con i dati a disposizione per i grandi laghi subalpini, evidenzia una

necessità di analisi e di comprensione del rischio fino ad oggi mai presa in

considerazione nella gestione della risorsa idrica.

Figura 6.1. Presenza di geni di ABR nei vari siti campionati nell’anno 2013.

49

Per ogni campionamento e per ogni sito è stata trovata almeno una specifica

ABR, indipendentemente dalla resistenza testata. Nel sito pelagico ad alta frequenza

di campionamento di Ghiffa il 58.3% delle analisi ha riportato un risultato positivo

per la ABR, percentuale che scende al 26,7% a Pallanza, per risalire al 45% ad

Ascona ed al 60% ad Arona (siti litorali a bassa frequenza di campionamento ed

elevato impatto antropico).

Nel dettaglio, ABR ad antibiotici beta-lattamici (i più utilizzati in ambito

umano) sono stati riscontrati in campioni singoli nei 4 siti di riferimento (geni

blaCTX e blaSHV) o sono risultati assenti nei popolamenti batterici del Lago (gene

blaTEM). La loro presenza sporadica non sembra legata né a stagionalità né a

particolari eventi climatici o di generale impatto sul Lago. Per questa ragione per il

prossimo biennio si è pianificata una serie di analisi più dettagliata, inclusa una loro

quantificazione.

I geni di resistenza ai sulfamidici sono invece stati riscontrati sia nei siti di

monitoraggio mensile di Ghiffa (pelagico, presenti sia sul1 che sul2) e di Pallanza

(sul1, durante primavera, estate ed autunno) che in quelli a campionamento

stagionale di Arona (sia sul1 che sul2) e Ascona (solamente sul1). La presenza

costante e massiva di geni di ABR ai sulfamidici è comune ad altri laghi (e.g.

Ginevra) e non è correlata all’utilizzo di questa famiglia di antibiotici sull’uomo, in

quanto i sulfamidici, largamente utilizzati fino agli anni ‘60, sono oggi utilizzati in

casi molto particolari ed hanno un utilizzo molto limitato. L’impiego di sulfamidici

in zootecnia è invece massivo, specialmente nel trattamento di bovini e altri grandi

mammiferi ed in acquacoltura.

Anche i geni di resistenza alle tetracicline, antibiotici ampiamente utilizzati in

zootecnia e anche, seppur con minor preponderanza, nelle cure di base e ospedaliere

per esseri umani, sono presenti in misura consistente nei campioni analizzati: il gene

tetA è stato riscontrato in tutti i campioni prelevati a Arona ed Ascona, in 10 (su 12)

campioni a Ghiffa ed in 7 campioni (su 12) a Pallanza, dove peraltro non è stato

possibile determinare alcuna stagionalità. Il gene tetB è risultato non presente in tutti

i campioni, anche in questo caso in accordo con i dati prodotti dai programmi di

analisi effettuati su altri grandi laghi europei.

Tutti i campioni analizzati sono inoltre risultati negativi rispetto alla presenza

di fluorochinoloni (qnrS) e dell’interferone 1.

I risultati ottenuti, oltre a porre l’attenzione su un tema a lungo sconosciuto ed

oggi di rilevanza preminente, ci hanno portato a ricercare un dato più preciso

riguardo all’effettiva consistenza del numero di geni presenti, e quindi

dell’importanza della contaminazione. Per questa ragione abbiamo applicato analisi

di qPCR (PCR quantitativa) al gene tetA di resistenza alle tetracicline, presente nella

gran parte dei campioni analizzati.

6.2 Quantificazione dei geni di resistenza alle tetracicline La quantificazione del gene tetA è stata effettuata attraverso analisi in PCR

quantitativa (qPCR). Il DNA estratto da ogni campione è stato purificato e

quantificato. Il protocollo di qPCR utilizzato prevede l’uso di home-made standard

per la definizione di un limite soglia per la quantificazione del segnale (Bustin et al.

50

2009). Per le analisi è stato utilizzato un termociclatore Biorad CTX Connect, con

chimica SSO Advanced (Biorad) in SybrGreen. I valori di amplificazione del gene

TetA sono stati poi rapportati ai valori di amplificazione del gene 16S rRNA, gene

conservativo delle cellule procariotiche che può essere considerato un proxy del

numero totale di cellule batteriche.

I risultati ottenuti dimostrano la presenza in abbondanza significativa del gene

tetA nei popolamenti batterici del Lago Maggiore, con concentrazioni che possono

raggiungere i 10000 geni presenti per milione di cellule batteriche, che rapportato

alle abbondanze batteriche medie nel Lago Maggiore si può grossolanamente

tradurre in 10000 geni per millilitro. Questo valore, riscontrato per tetA nelle sue

massime concentrazioni è indicativo di un elevato impatto antropico, dal punto di

vista di rilascio di antibiotici in ambiente.

Il gene tetA, indicatore di resistenza alle tetracicline (Figura 6.2) è presente in

tutti i siti monitorati, e la sua abbondanza è tale da renderlo quantificabile in poco

meno della metà dei campioni. La situazione di Ghiffa è caratteristica con un picco

estivo ben caratterizzato ed uno a dicembre 2013, con abbondanze relative molto

importanti (30000 copie per milione di cellule). La situazione di Pallanza è più

complessa, con differenze significative tra mese e mese ma senza una stagionalità

statisticamente significativa. Il valore massimo rilevato al sito di Pallanza è di circa

11000 copie per milione.

Ad Ascona il gene tetA è stato riscontrato in tutti i campioni ma solo in due

casi ha superato il limite soglia di quantificazione, con circa 4-5000 copie per

milione. La situazione più grave di inquinamento da tetA è stata riscontrata alla

stazione litorale di Arona, dove tutti i campioni sono risultati positivi e 3 su 4

quantificabili, con un picco assoluto di circa 100000 copie di tetA per milione nel

febbraio del 2013.

I risultati presentati per il 2013, anno in cui abbiamo standardizzato i metodi di

analisi e iniziato a valutare 9 geni di resistenza ed a quantificare il gene tetA, sono la

base per lo sviluppo dell’indagine, che nel prossimo anno amplierà sia lo spettro di

geni di resistenza testati (includendo nuovi geni di resistenza alle tetracicline: tetM e

tetW, ai beta-lattamici: blaOXA; ed ai fluorochinoloni: qnrA e qnrB). Inoltre

amplieremo le famiglie di antibiotici testate includendo gli aminoglicosidi

(streptomicine: geni strA e strB) e macrolidi (eritromicine: gene ermB) in modo da

definire un profilo delle resistenze indotte al massimo livello di dettaglio. Le analisi

quantitative verranno ampliate a più geni quando necessario ed includeranno

sicuramente tutti i geni a maggior diffusione; esse saranno estese anche al 2013

utilizzando il DNA estratto in precedenza e conservato nei laboratori del CNR-ISE.

51

Figura 6.2. Misura dell’incidenza del gene tetA nei popolamenti microbici del Lago Maggiore.

52

In conclusione possiamo affermare che dalle analisi di questo primo anno di

monitoraggio della presenza di antibiotico-resistenze nel Lago Maggiore emerge il

quadro di un lago fortemente antropizzato, dove resistenze specifiche ad antibiotici

sintetici sono presenti e diffuse. Questa situazione pur essendo lontana dall’essere

ottimale non è ancora di emergenza ma sicuramente è di preallarme perché l’utilizzo

delle acque del lago per fini diversi, dall’alimentare al ricreativo, è già elevato ed è

destinato all’incremento nei prossimi anni. Questo avverrà presumibilmente in

assenza di un adeguamento dei sistemi di depurazione e in presenza di un utilizzo di

antibiotici che, seppur in lieve calo secondo le fonti ufficiali, è comunque ancora

massiccio nel settore della salute umana e, soprattutto, in ambito agricolo e

zootecnico.

Le criticità emerse in questo primo anno di indagine saranno valutate nel

dettaglio nei prossimi anni. Saranno pure effettuate analisi mirate all’individuazione

di possibili differenze stagionali e spaziali lungo la colonna d’acqua nella

distribuzione di batteri antibiotico-resistenti.

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53

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54

7. EVOLUZIONE STAGIONALE E A LUNGO TERMINE DELLE

CARATTERISTICHE CHIMICHE DEL LAGO MAGGIORE E BILANCIO

DEI NUTRIENTI A LAGO (AZOTO E FOSFORO)

Michela Rogora, Paola Giacomotti, Arianna Orrù, Alfredo Pranzo, Gabriele A. Tartari

7.1 Chimica di base e contenuto ionico delle acque lacustri I prelievi per le analisi chimiche nel 2013 sono stati eseguiti con frequenza

mensile in corrispondenza del punto di massima profondità del Lago Maggiore

(bacino di Ghiffa). Le profondità considerate sono state: 0, -30, -50, -100, -150, -200,

-250, -300, -360 metri.

Su tutti i campioni raccolti sono stati determinati pH, conducibilità, alcalinità,

ossigeno disciolto, nutrienti (fosforo reattivo e totale, azoto ammoniacale, nitrico e

totale, silicati). In due momenti stagionali (marzo e settembre) sono stati determinati

anche l’azoto nitroso ed i principali anioni e cationi.

Le analisi sono state eseguite presso il laboratorio di idrochimica del CNR ISE

di Verbania, con le metodiche analitiche in uso presso il laboratorio ed utilizzate nel

corso delle precedenti campagne sul Lago Maggiore. Il laboratorio adotta

regolarmente controlli di qualità sia interni (es. utilizzo carte di controllo, verifica del

bilancio ionico, confronto conducibilità misurate e calcolate) che esterni (es. analisi

di campioni certificati, partecipazione ad esercizi di intercalibrazione), per garantire

la qualità dei dati prodotti e la loro confrontabilità nel tempo. Le informazioni sulle

metodiche analitiche e sui controlli di qualità adottati nel laboratorio sono disponibili

al sito web http://www.idrolab.ise.cnr.it/

I valori di pH e conducibilità e le concentrazioni degli ioni principali misurati

nel campionamento alla circolazione (11 marzo 2013) sono riportati in Tab. 7.1, a

confronto con i valori rilevati negli anni precedenti (2009-2012). Sempre a scopo di

confronto, sono riportati i dati relativi alla stazione di Lesa, situata nella parte

meridionale del lago. Tutti i dati fanno riferimento al campionamento di marzo, in

corrispondenza del mescolamento tardo invernale, e si riferiscono a valori medi

ponderati sui volumi dalla superficie al fondo.

La composizione chimica di base delle acque, in un lago profondo e di volume

cospicuo quale il Lago Maggiore presenta una bassissima variabilità interannuale,

come evidenziato dai valori pressoché stabili nel tempo delle principali variabili

chimiche (Tab. 7.1). Lo stesso dicasi per il contributo percentuale dei diversi ioni al

contenuto ionico totale: calcio e bicarbonati sono il catione e l’anione prevalente,

pari rispettivamente al 35 e 26% del totale, seguiti da solfati, magnesio e sodio

(rispettivamente 20, 9 e 4%). Cloruri, nitrati e potassio contribuiscono in misura

compresa tra l’1 e il 3%.

Dalla tabella 7.1 si può osservare anche come le due stazioni di Ghiffa e Lesa,

quest’ultima situata nella parte meridionale del lago, siano molto simili dal punto di

vista chimico, solo il pH è leggermente più elevato nella stazione di Lesa, come già

negli anni precedenti, a causa di una produttività leggermente più accentuata nella

zona meridionale del lago. I dati del campionamento di settembre, in condizioni di

stratificazione, confermano la somiglianza tra le caratteristiche delle acque nelle due

stazioni. Solo le concentrazioni di fosforo totale al di sotto dei 40 m sono state più

55

elevate nella stazione di Lesa rispetto a quella di centro lago (rispettivamente 3 e 11

µg P L-1

a 50 m e 13 e 18 µg P L-1

a 100 m), nuovamente a conferma di una trofia

leggermente più elevata delle acque nella zona meridionale del lago.

Tab. 7.1 Concentrazioni degli ioni principali (meq L

-1), pH e conducibilità a 20 °C (Cond.; µS cm

-1)

alla circolazione tardo invernale nelle acque del Lago Maggiore (valori medi ponderati sui volumi),

nelle stazioni di Ghiffa e Lesa, negli anni dal 2009 al 2013.

GHIFFA LESA

16.03.09 16.03.10 14.03.11 12.03.12 11.03.13 17.03.09 15.03.10 14.03.11 13.03.12 12.03.13

HCO3- 0,82 0,84 0,84 0,85 0,83 0,82 0,83 0,85 0,84 0,83

SO4= 0,61 0,62 0,62 0,62 0,63 0,61 0,61 0,60 0,62 0,61

Cl- 0,08 0,08 0,09 0,08 0,08 0,08 0,09 0,09 0,09 0,09

NO3- 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06

anioni 1,57 1,60 1,60 1,61 1,60 1,57 1,58 1,60 1,61 1,59

Ca++ 1,14 1,12 1,10 1,13 1,09 1,13 1,13 1,09 1,12 1,09

Mg++ 0,31 0,31 0,31 0,31 0,30 0,30 0,30 0,30 0,31 0,29

Na+ 0,13 0,13 0,13 0,13 0,13 0,14 0,14 0,14 0,14 0,14

K+ 0,04 0,04 0,04 0,04 0,04 0,04 0,04 0,04 0,04 0,04

cationi 1,62 1,60 1,57 1,61 1,56 1,61 1,61 1,57 1,60 1,55

ioni 3,19 3,20 3,18 3,22 3,16 3,19 3,19 3,17 3,21 3,14

pH 7,41 7,40 7,41 7,37 7,34 7,56 7,52 7,71 7,55 7,60

Cond. 152 152 151 153 152 154 151 152 152 151

La figura 7.1 mostra l’andamento delle temperature superficiali (strato

epilimnico) nelle acque del lago rilevate nel 2013, a confronto con l’andamento degli

anni dal 2004 al 2012. I massimi estivi nel 2013 sono stati di poco superiori a 16 °C,

collocandosi quindi su valori più bassi rispetto a quelli degli anni precedenti: con

l’eccezione del 2004 e del 2008 infatti, i massimi estivi hanno raggiunto in tutti gli

anni valori compresi tra 18 e 20 °C. I minimi del periodo tardo invernale (6,8 e 7,0 in

febbraio e marzo 2013, rispettivamente) sono stati invece simili a quelli degli altri

anni.

La figura 7.2 mostra i valori medi di pH e ossigeno misurati nello strato

epilimnico (0-25 m) della stazione di Ghiffa nel periodo 2004-2013. I dati

dell’ultimo anno non hanno mostrato scostamenti di rilievo rispetto all’andamento

tipico di questi due parametri, che presentano massimi nei mesi estivi, quando

predominano i processi di produzione da parte del fitoplancton, e minimi nei mesi

invernali. Le oscillazioni stagionali di questi due parametri dipendono infatti

prevalentemente dai processi biologici che avvengono nelle acque superficiali

(fotosintesi e respirazione), ma anche dalle dinamiche di mescolamento delle acque.

Il pH ha raggiunto un massimo di 8,2 in aprile, nel periodo delle fioriture

fitoplanctoniche primaverili, seguito da un altro massimo (8,3) in luglio; a questi due

picchi corrispondono i massimi di saturazione di ossigeno (109%) rilevati nel 2013

(Fig. 7.1).

56

I dati dell’ultimo decennio hanno mostrato una lieve tendenza all’aumento dei

valori di ossigeno in epilimnio, in particolare dei minimi invernali, passati da 75-

78% come percentuale di saturazione negli inverni 2004-2005 a valori tra 85 e 90%

negli ultimi anni. I dati dal 2010 in poi non sembrano però confermare questa

tendenza all’aumento, mostrando una sostanziale stabilità dei valori di ossigeno.

Anche per quanto riguarda il pH, con l’eccezione degli anni 2007 e 2008,

caratterizzati da minimi invernali superiori alla media, i valori non mostrano

variazioni sostanziali da un anno all’altro.

Fig. 7.1 Valori della temperatura delle acque in epilimnio (0-25 m) nel periodo 2004-2013 (valori medi

ponderati sui volumi nella stazione di massima profondità).

Fig. 7.2 Valori di pH e saturazione d’ossigeno nello strato epilimnico (0-25 m) delle acque del Lago

Maggiore nell’ultimo decennio (valori medi ponderati sui volumi nella stazione di massima profondità).

4.0

8.0

12.0

16.0

20.0

24.0

2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014

Temperatura epilimnio

°C

25

45

65

85

105

125

7.0

7.4

7.8

8.2

8.6

9.0

2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014

pH epilimnio ossigeno epilimnioO2 % satpH

57

Nelle figure 7.3 e 7.4 sono riportati gli andamenti dei valori mensili di

alcalinità e conducibilità in epilimnio e sull’intera colonna d’acqua dal 2004 al 2013.

L’andamento stagionale dei valori di alcalinità, con massimi primaverili seguiti da

minimi estivi, dipende dal fenomeno della precipitazione del carbonato di calcio; la

conducibilità mostra un andamento analogo, essendo calcio e bicarbonati gli ioni che

maggiormente contribuiscono al contenuto ionico totale. Il diverso andamento che si

osserva in alcuni anni, come 2003 e 2007, dipende da condizioni meteo-climatiche

particolari, come descritto nei precedenti rapporti (Rogora et al. 2013). I valori

epilimnici di entrambe le variabili mostrano una variabilità stagionale accentuata, a

differenza dei valori medi sulla colonna d’acqua, che integrano gli estremi

primaverili ed estivi.

Fig. 7.3 Andamento nel decennio 2004–2013 dei valori medi ponderati sui volumi di alcalinità nello

strato epilimnico (0-25 m) e nell’intero lago (0-370 m).

Fig. 7.4 Andamento nel decennio 2004–2013 dei valori medi ponderati sui volumi di conducibilità a

20°C nello strato epilimnico (0-25 m) e nell’intero lago (0-370 m).

0.65

0.70

0.75

0.80

0.85

0.90

0.95

2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014

Alcalinità (epilimnio) Alcalinità (lago)

meq L-1

120

130

140

150

160

2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014

Conducibilità (epilimnio) Conducibilità (lago)

µS cm-1

58

Nel 2013 i massimi superficiali di alcalinità e conducibilità sono stati misurati

ad aprile (0,84 meq L-1

e 153 µS cm-1

a 20 °C, rispettivamente) e i minimi in luglio

(0,79 meq L-1

e 129 µS cm-1

a 20 °C, rispettivamente). Il minimo estivo di

conducibilità è stato più accentuato nel 2013 rispetto agli anni immediatamente

precedenti; anche la conducibilità media sulla colonna ha mostrato una leggera

flessione nel 2013, in contrasto con il trend in aumento che aveva caratterizzato

l’ultimo decennio (Fig. 7.4). Come già illustrato nelle relazioni precedenti, l’aumento

è dipeso probabilmente da una combinazione di fattori, tra cui una maggior

concentrazione di soluti nelle acque, prevalentemente calcio, bicarbonati, sodio e

cloruri (Rogora et al. 2013).

7.2 Composti dell’azoto e del fosforo e silicati La figura 7.5 riporta i valori medi ponderati sulla colonna d’acqua di azoto

nitrico e totale nel periodo 2004-2013. Le concentrazioni di azoto organico, nitrico e

totale in epilimnio (0-25 m) sono invece riportate in figura 7.6. Il trend dei valori di

nitrati mostra una diminuzione nell’ultimo decennio, confermata anche dalle

concentrazioni rilevate nel 2013. Questa variazione è evidente soprattutto a partire

dal 2010: i nitrati, in precedenza sempre attorno agli 0,85 mg N L-1

, sono passati a

valori compresi per lo più tra 0,80 e 0,82 mg N L-1

. Nel 2013 in particolare, le

concentrazioni sono rimaste stabilmente attorno a 0,80 mg N L-1

, senza un’evidente

stagionalità. Alla diminuzione dei nitrati non corrisponde un calo dell’azoto totale,

come evidenziato in Fig. 7.5; la componente organica è infatti leggermente

aumentata negli ultimi anni, con valori epilimnici compresi tra 0,10 mg N L-1

(febbraio) e 0,22 mg N L-1

(in giugno) nel 2013.

Fig. 7.5. Concentrazioni di azoto totale e nitrico nel decennio 2004-2013 (valori medi ponderati sui

volumi dalla superficie al fondo nella stazione di massima profondità).

0.70

0.80

0.90

1.00

1.10

2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014

azoto nitrico azoto totale

mg N L-1

59

La diminuzione di azoto nitrico è osservabile anche dai dati relativi alle acque

superficiali: in particolare sono le concentrazioni minime estive (0,62 mg N L-1

nel

2013) ad essere inferiori negli anni più recenti rispetto a quelli del periodo 2003-

2009 (tra 0,62 e 0,72 mg N L-1

). Apparentemente quindi, la diminuzione complessiva

dei nitrati nelle acque del lago potrebbe essere dovuta ad un maggior controllo o

uptake da parte del fitoplancton nel periodo estivo. In realtà anche gli apporti di

azoto nitrico al lago sono diminuiti nell’ultimo quinquennio, come discusso nel

paragrafo relativo alle acque tributarie. L’azoto totale in epilimnio nel 2013 ha

mostrato invece valori e andamenti pressoché identici a quelli degli altri anni

(compreso tra gli 0,80 mg N L-1

di luglio e gli 0,94 mg N L-1

di maggio-giugno, Fig.

7.6).

Fig. 7.6 Concentrazioni di azoto nitrico, organico e totale nello strato epilimnico (0-25 m) nel decennio

2004-2013.

Mentre nel 2012 le temperature estive piuttosto elevate potevano concorrere a

spiegare la diminuzione dei nitrati nel periodo estivo in epilimnio (a causa di un

maggior consumo da parte delle alghe fitoplanctoniche), nel 2013 le temperature

sono state nella norma, se non inferiori alla media di lungo periodo (Fig. 7.1). Questo

sembra confermare come la diminuzione dei nitrati iniziata nel 2010, sia nelle acque

epilimniche che sull’intera colonna d’acqua, sia da attribuire ad una diminuzione

complessiva degli apporti di azoto al bacino imbrifero del lago dalle deposizioni

atmosferiche (Rogora et al. 2012). E’ stato infatti stimato che circa il 60-70% degli

apporti totali di azoto alle acque del lago provengono dalle deposizioni atmosferiche

(Rogora et al. 2006).

I dati disponibili per una serie di stazioni di misura nel bacino imbrifero del

Lago Maggiore mostrano una riduzione recente delle deposizioni di azoto,

soprattutto nella forma ridotta (ammonio). Le acque superficiali, sia laghi alpini che

torrenti subalpini, nell’areale del lago mostrano una risposta a tale variazione, sotto

forma di una diminuzione delle concentrazioni di nitrati nel periodo più recente

(Rogora et al. 2012). Questo vale anche per alcuni dei più importanti tributari del

0.00

0.20

0.40

0.60

0.80

1.00

1.20

2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014

azoto totale azoto nitrico azoto organico

mg N L-1

60

Lago Maggiore. Il lago stesso mostra quindi una risposta a questa riduzione degli

input atmosferici di nitrati, risposta che viene chiaramente modulata da altri fattori,

tra cui le dinamiche di mescolamento ed i processi biologici. Questa fase di recupero

del lago, dopo un periodo di progressivo arricchimento in nitrati (Rogora et al.

2006), dovuto proprio agli apporti atmosferici, è un processo che merita di essere

seguito con attenzione. Le variazioni dell’azoto nelle acque, e dei rapporti relativi tra

azoto e fosforo, possono avere infatti importanti ripercussioni sulla produzione algale

e sulla composizione in specie della comunità fitoplanctonica (Elser et al. 2009).

Tra le altre forme di azoto, i nitriti, come già negli anni precedenti, hanno

mostrato a Ghiffa concentrazioni molto basse nel 2013 (tra 1 µg N L-1

a marzo e 4 µg

N L-1

in settembre in epilimnio); anche l’azoto ammoniacale ha presentato valori

bassi, attorno a 1-2 µg N L-1

nei mesi invernali e leggermente più elevati nel periodo

primaverile ed estivo (10-15 µg N L-1

, con un massimo di 27 µg N L-1

in maggio

nelle acque epilimniche). Considerando l’intera colonna d’acqua, i valori medi sono

stati compresi tra 1-2 e 9 µg N L-1

. Le concentrazioni di azoto nitroso misurate a

Lesa sono state anch’esse molto basse, comprese tra 0 e 6 µg N L-1

in settembre e tra

0 e 1 µg N L-1

in marzo. L’azoto ammoniacale a Lesa ha fatto registrare valori simili

a quelli di Ghiffa (13-14 µg N L-1

negli strati superficiali in settembre).

La figura 7.7 riporta le concentrazioni medie sulla colonna d’acqua di fosforo

reattivo e totale misurate nella stazione di Ghiffa nel decennio 2004-2013. Nel 2013 i

massimi di entrambe le variabili sono stati misurati in gennaio-febbraio

(rispettivamente 10 e 13 µg P L-1

) e i minimi in luglio (7 e 10 µg P L-1

). I dati del

2013 confermano una lieve tendenza all’aumento delle concentrazioni, già

evidenziata dai dati del 2011 e 2012. I valori attuali appaiono molto simili a quelli

della prima metà degli anni ’90; dopo una fase di ulteriore riduzione dei tenori di

fosforo nel periodo 2005-2010 (minimi estivi di 5-6 e 8 µg P L-1

e massimi invernali

di 8 e 10 µg P L-1

per fosforo reattivo e totale, rispettivamente), si sta quindi

assistendo a una fase di incremento, seppur contenuto, dei livelli di fosforo nelle

acque. Tale variazione non è necessariamente indicativa di un peggioramento dello

stato trofico e del livello qualitativo delle acque; le variazioni dei nutrienti possono

dipendere infatti da molteplici fattori, tra cui i processi di mescolamento, a loro volta

influenzati dalle condizioni meteo-climatiche (Salmaso et al., 2013). Le

concentrazioni medie annue di fosforo, che concorrono a definire il livello trofico del

lago, nel 2013 sono state pari a 9 e 12 µg P L-1

sull’intera colonna d’acqua, 3 e 7 µg

P L-1

nelle acque epilimniche e 10 e 12 µg P L-1

in ipolimnio, identici ai valori del

2012 e superiori di 1-2 µg P L-1

ai valori rilevati negli ultimi anni.

Nella stazione di Lesa i valori medi sulla colonna in marzo sono stati pari a 4 e

10 µg P L-1

rispettivamente per il fosforo reattivo e totale; valori pressoché analoghi

sono stati misurati a settembre.

Per quanto riguarda i silicati reattivi, le concentrazioni medie annue in

epilimnio, ipolimnio e sull’intera colonna d’acqua nel 2013 sono state pari

rispettivamente a 1,05, 1,65 e 1,57 mg Si L-1

, pressoché identici a quelli del 2012. La

figura 7.8 riporta i valori epilimnici (0-25 m) e medi sulla colonna d’acqua dei

silicati nel decennio 2004-2013. Come si può osservare, i dati del 2013 si discostano

da quelli degli anni precedenti solo per dei minimi estivi leggermente più elevati (tra

0,72 e 0,97 mg Si L-1

nei mesi da aprile a ottobre). Anche i massimi invernali (1,43-

1,51 mg Si L

-1) sono stati leggermente più elevati di quelli del 2011 e 2012. Tali

andamenti rientrano comunque nell’ambito normale della variabilità di questo soluto,

61

le cui concentrazioni nelle acque sono controllate dal gruppo fitoplantonico delle

diatomee, senza evidenziare una tendenza a lungo termine.

Fig. 7.7 Andamento delle concentrazioni di fosforo reattivo e totale nel decennio 2004-2013 (valori medi

ponderati sui volumi dalla superficie al fondo nella stazione di massima profondità).

Fig. 7.8 Concentrazioni medie ponderate sui volumi di silicati reattivi nello strato epilimnico (0-25 m) e

nell’intero lago (0-370 m) nel decennio 2004-2013.

Nella stazione di Lesa le concentrazioni medie sulla colonna di silicati reattivi

nel campionamento di marzo sono state pari a 1,4 mg Si L-1

; con i valori in epilimnio

(1,37 mg Si L-1

) leggermente inferiori a quelli della stazione di Ghiffa (1,32 mg Si

L-1

nello stesso periodo). La stessa differenza si osserva anche nel campionamento di

settembre (0,31 rispetto a 0,88 mg Si L-1

alla profondità di 10 m) ad indicare un

consumo leggermente maggiore di questo elemento nella stazione meridionale.

2

4

6

8

10

12

14

2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014

Fosforo reattivo Fosforo totale

µg P L-1

0.00

0.40

0.80

1.20

1.60

2.00

2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014

Silicati (epilimnio) Silicati (lago)

mg Si L-1

62

7.3 Ossigeno disciolto L’andamento del contenuto medio e della saturazione di ossigeno nel periodo

2004-2013 è riportato nelle figure 7.9 e 7.10, che si riferiscono rispettivamente allo

strato al di sotto dei 200 m di profondità ed all’intero ipolimnio (25-370 m). Per

quest’ultimo, i dati del 2013 confermano la situazione degli ultimi anni, ovvero una

stabilità delle concentrazioni di ossigeno disciolto, con valori attorno a 8,0 mg O2 L-1

(65-70% di saturazione). I dati del periodo 2006-2011 avevano mostrato una lieve

tendenza alla diminuzione dei tenori di ossigeno, particolarmente accentuata nello

strato al di sotto dei 200 m (Fig. 7.9): il contenuto medio era infatti passato da valori

superiori a 9,5 mg O2 L-1

(oltre 75% come tenore di saturazione) a valori inferiori a

7,0 mg O2 L-1

(56-59% come percentuale di saturazione) nel 2010-2011. Nel 2012 e

2013 i valori non sono invece diminuiti ulteriormente; al contrario, negli ultimi mesi

del 2013 è stata osservata una lieve ripresa delle concentrazioni (7,7 mg O2 L-1

e 70%

di saturazione).

Nella stazione meridionale di Lesa, nello strato compreso tra 25 e 100 m di

profondità, il contenuto di ossigeno è stato compreso tra 8,9 e 10,8 mg O2 L-1

(74-

84% come percentuale di saturazione) e tra 7,2 e 8,0 mg O2 L-1

(60-70%),

rispettivamente a marzo e settembre. Anche nel caso di Lesa i valori misurati nel

2013 sono stati del tutto simili a quelli del 2012.

Fig. 7.9 Andamento nel decennio 2004-2013 delle concentrazioni medie di ossigeno (valori ponderati sui

volumi) e dei corrispondenti tenori di saturazione al di sotto dei 200 metri di profondità.

Nel complesso i valori di ossigeno misurati nelle acque ipolimniche e profonde

sono elevati e indicativi di un buon livello di ossigenazione delle acque. Nonostante

la recente diminuzione, i valori rimangono infatti sensibilmente più elevati rispetto a

quelli raggiunti nel periodo di massima eutrofizzazione delle acque lacustri (5,4 mg

O2 L-1

e 45% di saturazione). La diminuzione osservata dal 2006 in poi è da

attribuire alle condizioni meteo-climatiche degli ultimi anni (inverni miti e poco

ventosi) che non favoriscono il rimescolamento delle acque e la riossigenazione degli

strati profondi. Il mescolamento aveva infatti interessato le acque fino a 200-250 m

25

35

45

55

65

75

85

6

7

8

9

10

11

12

2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014

< 200 m

contenuto medio % di saturazione

mg O2 L-1 % O2 sat.

63

negli anni 2004-2005, mentre dal 2006 in poi non si è mai spinto oltre i 50-100 m di

profondità (Ambrosetti et al. 2012).

Fig. 7.10 Andamento nel decennio 2004-2013 delle concentrazioni medie di ossigeno (valori ponderati

sui volumi) e dei corrispondenti tenori di saturazione in ipolimnio (25-360 m).

7.4 Metalli in tracce In occasione dei campionamenti del mese di marzo (circolazione tardo-

invernale) e settembre (stratificazione) sui campioni raccolti sono state eseguite

anche le analisi dei principali metalli in tracce mediante spettrofotometria ICP-OES

con nebulizzatore concentrico ed ultrasonico. Scopo di queste analisi è quello di

eseguire uno screening degli elementi in traccia presenti nelle acque, con particolare

riferimento ai metalli pesanti, in due momenti stagionali significativi. I valori medi

sull’intera colonna d’acqua ottenuti nel campionamento dell’11 marzo e del 16

settembre 2013 sono riportati in in Tab. 7.2, che contiene anche i limiti di detezione

(LOD) della metodica utilizzata.

Tab. 7.2 Concentrazioni (µg L

-1) dei principali metalli pesanti nelle acque del Lago Maggiore. Valori

medi sulla colonna d’acqua (0-360 m) nei campionamenti di marzo e settembre 2013. LOD: limite di detezione.

Al B Ba Co Cu Fe Li Mn Ni Sr V Zn

11.03.14 5 8 10 <LOD 0.5 1 1 0.1 0.5 206 11 2

16.09.13 4 6 10 0.2 <LOD 1.4 0.8 0.2 0.5 213 9 1

LOD 2 5 0.1 0.2 0.5 1 0.3 0.1 0.3 0 1 0.5

As, Cd, Cr, Cu, Pt, Pb e Se sono risultati sempre al di sotto del LOD e non

sono quindi riportati in tabella. Anche gli altri metalli hanno sempre presentato

concentrazioni molto basse, dell’ordine di pochi µg L-1

. L’unica eccezione è

25

35

45

55

65

75

85

6

7

8

9

10

11

12

2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014

Ipolimnio

contenuto medio % di saturazione

mg O2 L-1 % O2 sat.

64

rappresentata dallo stronzio, che presenta valori attorno ai 200 µg L-1

, e che ha

un’origine prevalentemente terrigena; si tratta infatti di un elemento molto comune in

natura, presente nelle rocce ignee solitamente sotto forma di solfato o carbonato. Nel

complesso tutti i metalli pesanti di origine prettamente antropica e che potrebbero

avere rilevanza ai fini della qualità delle acque sono assenti o presenti in

concentrazioni prossime al limite di rilevabilità.

7.5 Apporti chimici dai tributari

7.5.1 Caratteristiche chimiche e chimico-fisiche

Le indagini sulle caratteristiche chimiche dei 14 principali tributari del Lago

Maggiore e del Ticino emissario sono state svolte nel 2013 con frequenza mensile e

con le stesse modalità utilizzate negli anni precedenti. I valori medi annui delle

variabili considerate sono riportati in Tabella 7.3.

Tab. 7.3. Valori medi annuali delle principali variabili chimiche e chimico-fisiche sui tributari e sull’emissario del Lago Maggiore campionati nel 2013.

sigla pH T.A.

meq L-1

Cond.

µS cm-1

N-NH4

mg N L-1

N-NO3

mg N L-1

Norg

mg N L-1

TN

mg N L-1

TP

µg P L-1

RSi

mg Si L-1

Tributari lombardi

Boesio (BOE) 8.18 5.02 598 0.23 3.45 0.23 3.90 195 3.2

Bardello (BAR) 8.14 3.20 384 0.18 1.91 0.16 2.23 156 1.9

Tresa (a) (TRE) 8.12 1.82 212 0.08 1.08 0.08 1.24 29 1.0

Giona (GIO) 7.61 0.43 90 0.02 1.24 0.02 1.28 33 4.2

Tributari piemontesi

Vevera (VEV) 7.88 1.52 232 0.01 2.70 0.04 2.75 22 5.6

Strona (STR) 7.69 0.45 96 0.09 1.17 0.06 1.32 39 2.7

Toce Ossola (TOC) 7.49 0.81 173 0.05 0.57 0.04 0.65 29 2.4

San Giovanni (SGI) 7.57 0.29 68 0.02 1.31 0.05 1.38 22 4.6

Erno (ERN) 7.50 0.35 161 0.01 1.67 0.04 1.71 24 4.4

San Bernardino (SBE) 7.64 0.34 60 0.02 0.96 0.03 1.02 8 3.3

Cannobino (CAN) 7.54 0.25 47 0.01 0.57 0.05 0.63 7 3.7

Tributari svizzeri

Maggia (MAG) 7.69 0.47 68 0.01 0.77 0.03 0.80 3 3.3

Ticino immissario (TIM) 7.88 1.09 243 0.01 0.78 0.04 0.83 5 2.3

Verzasca (VER) 6.97 0.26 45 0.01 0.76 0.04 0.81 5 2.8

Emissario

Ticino emissario (TEM) 7.95 0.80 140 0.01 0.70 0.07 0.78 9 0.8

(a) - Comprensivo delle acque emissarie del Lago di Lugano e del T. Margorabbia.

I valori delle variabili chimiche di base (pH, conducibilità, alcalinità), così

come dei silicati, sono risultati molto simili a quelli del 2012 e degli anni precedenti,

in quanto dipendenti prevalentemente dalle caratteristiche litologiche dei bacini e

non influenzati dalla variabilità idrologica interannuale. Nel complesso i corsi

65

d’acqua considerati presentano un chimismo eterogeneo: la maggior parte di essi

(Cannobino, Verzasca, Maggia, S. Giovanni, S. Bernardino, Strona, Erno e Giona)

sono impostati in bacini prevalentemente a base di rocce ignee poco solubili e

presentano un basso contenuto di soluti nelle acque e valori medio-bassi di

conducibilità e alcalinità; vi sono però anche corsi d’acqua (es. Vevera e Tresa) nel

cui bacino sono presenti anche rocce più solubili, che determinano una maggior

mineralizzazione delle acque e valori più alti di conducibilità e alcalinità (Tab. 7.3).

I torrenti Boesio e Bardello presentano valori più elevati di alcalinità e

conducibilità rispetto agli altri corsi d’acqua (5,02 e 3,20 meq L-1

e 598 e 304 µS

cm-1

rispettivamente) poiché, in aggiunta al contributo ionico derivante da bacini

calcarei, ricevono input di origine antropica ad alto contenuto di soluti sotto forma di

scarichi non completamente depurati. Questa situazione, già evidenziata nelle

precedenti indagini, trova conferma nei dati del 2013.

Le variazioni stagionali delle variabili chimiche nei corsi d’acqua considerati

dipendono da fattori meteo-climatici ed idrologici. Nel caso di Ticino, Tresa e

Bardello, trattandosi di acque emissarie rispettivamente dei laghi Maggiore, Lugano

e Varese, alla variabilità idrologica si aggiunge quella dovuta ai processi che

avvengono a lago.

I torrenti Bardello e Boesio si differenziano marcatamente dal resto dei

tributari anche per le concentrazioni medie di fosforo totale e dei composti dell’azoto

(Tab. 7.3). I livelli di fosforo totale nel 2013 sono stati inferiori a 40 P L-1

in tutti i

corsi d’acqua, con l’eccezione dei due tributari lombardi (rispettivamente 195 e 156

µg P L-1

nel Boesio e Bardello rispettivamente). Anche i livelli di azoto ammoniacale

(0,23 e 0,18 mg N L-1

), organico (0,23 e 0,16 mg N L-1

) e totale (3,90 e 2,23 mg N

L-1

) sono più elevati in questi due corsi d’acqua, anche se nel 2013 la differenza con i

rimanenti fiumi appare meno accentuata.

I valori medi di fosforo totale nel Bardello sono infatti diminuiti nel 2013

rispetto al 2012, così come quelli di azoto ammoniacale ed organico: dopo un

temporaneo aumento dei valori nel 2011-2012, sia il fosforo che l’azoto sembrano

diminuire in questo corso d’acqua, proseguendo un trend iniziato nel 2008 (Fig.

7.11). Le concentrazioni di fosforo totale in particolare (156 µg P L-1

) nel 2013 sono

state le più basse dell’ultimo decennio. Anche l’azoto ammoniacale ed organico

(rispettivamente 0,18 e 0,16 mg N L-1

) hanno presentato concentrazioni medie

sensibilmente inferiori a quelle degli anni tra il 2004 ed il 2007.

Anche nel Torrente Boesio le concentrazioni medie di fosforo totale sono

diminuite nel 2013 di circa il 30% rispetto al 2012; ancora più accentuata è stata a

diminuzione di azoto ammoniacale ed organico (60 e 70% in meno rispetto al 2012).

Anche nel caso del Boesio, quindi, l’ultimo quinquennio mostra una tendenza al

miglioramento rispetto al periodo precedente, con concentrazioni di fosforo attorno a

200 µg P L-1

(rispetto ai circa 400 µg P L-1

degli anni 2005-2007) (Fig. 7.12).

Entrambi i grafici (Fig. 7.11 e 7.12) evidenziano comunque un’elevata

variabilità interannuale delle concentrazioni. La tendenza al miglioramento visibile

negli anni più recenti necessita quindi di essere confermata per più anni, prima che si

possa parlare di un effettivo recupero della qualità delle acque dei due torrenti.

Inoltre, gli attuali tenori di fosforo, compresi tra 150 e 200 µg P L-1

, sono ancora da

ritenersi troppo elevati. Lo stesso vale per i composti dell’azoto che rimangono

comunque su livelli superiori a quelli degli altri tributari campionati (Tab. 7.3). E’

quindi oltremodo necessario mantenere attivo il monitoraggio dei due corsi d’acqua,

66

valutandone la variabilità stagionale, anche in considerazione dei possibili effetti dei

loro apporti sulle acque litorali.

È da rilevare come anche il Torrente Vevera, nel 2013, abbia mostrato un

sensibile miglioramento delle condizioni delle acque rispetto all’anno precedente,

con diminuzioni percentuali del 72, 86 e 92% rispettivamente per fosforo totale,

azoto organico e ammoniacale. Un peggioramento evidente delle acque rispetto agli

anni precedenti era stato rilevato nel 2012 (Rogora et al. 2013); i dati raccolti nel

2013 porterebbero ad ipotizzare che si sia trattata di una situazione temporanea, e che

la causa della contaminazione delle acque sia stata identificata ed eliminata o

quantomeno ridotta.

Fig. 7.11 Concentrazioni medie annuali di fosforo totale e di azoto ammoniacale ed organico misurate dal

2004 al 2013 alla foce del Torrente Bardello.

Fig. 7.12 Concentrazioni medie annuali di fosforo totale e di azoto ammoniacale ed organico misurate dal

2004 al 2013 alla foce del Torrente Boesio.

0

100

200

300

400

500

600

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

1.2

2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013

Bardello

Fosforo totale

Azoto ammoniacale

Azoto organico

mg N L-1 µg P L-1

0

100

200

300

400

500

0.0

0.3

0.6

0.9

1.2

1.5

2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013

Boesio

Fosforo totale

Azoto ammoniacale

Azoto organico

mg N L-1 µg P L-1

67

Negli altri tributari le concentrazioni medie di fosforo totale nel 2012 sono

risultate inferiori o uguali a 10 µg P L-1

in 5 corsi d’acqua (Ticino immissario,

Cannobino, S. Bernardino, Verzasca, Maggia) e comprese tra 22 e 39 µg P L-1

nei

rimanenti tributari (Tab. 7.3).

Un lieve peggioramento, per quanto riguarda i tenori di fosforo, ha interessato

Strona, Toce, Cannobino e San Bernardino (con aumenti compresi tra il 20 e il 35%

circa); gli ultimi due corsi d’acqua presentano comunque livelli più che accettabili di

fosforo nelle acque (rispettivamente 8 e 7 µg P L-1

come valori medi). Più elevati

appaiono i livelli di Toce e Strona (rispettivamente 29 e 39 µg P L-1

), ma si tratta

comunque di valori accettabili, anche se da tenere sotto controllo. Sono invece

diminuite le concentrazioni di fosforo di Maggia, Ticino Immissario ed Erno (tra il

25 ed il 55%). Per quanto riguarda i composti dell’azoto, in tutti i tributari le

concentrazioni di azoto ammoniacale ed organico sono risultate inferiori a 0,10 mg N

L-1

, ad indicare quindi una buona situazione complessiva delle acque immissarie.

7.5.2. Concentrazioni medie areali

Per confrontare il livello qualitativo delle acque tributarie nei diversi areali

(ticinese, lombardo e piemontese) sono state calcolate, anche per il 2013, le

concentrazioni medie areali annuali, che tengono conto dell’areale drenato dai singoli

tributari. Tali concentrazioni, insieme a quelle delle acque tributarie nel loro

complesso, per azoto ammoniacale, azoto organico e fosforo totale sono riportate

rispettivamente nelle figure 7.13, 7.14 e 7.15, a confronto con i valori dell’ultimo

decennio.

I valori del 2013 sono stati inferiori a quelli del 2012, in particolare per quanto

riguarda l’azoto ammoniacale: le concentrazioni erano infatti aumentate nel 2012

soprattutto nell’areale lombardo (0,18 mg N L-1

), per poi scendere a 0,10 mg N L-1

nel 2013, valore simile a quelli degli anni tra 2008 e 2011. I valori sono diminuiti

anche nell’areale ticinese (da 0,03 mg N L-1

nel 2012 a 0,01 mg N L-1

nel 2013) e

nelle acque tributarie nel loro complesso (da 0,07 a 0,04 mg N L-1

). I valori

dell’ultimo decennio appaiono comunque sostanzialmente stabili, con concentrazioni

medie nelle acque che arrivano a lago comprese tra 0,04 e 0,06 mg N L-1

(Fig. 7.13).

Per l’azoto organico, i valori sono rimasti pressoché invariati rispetto al

triennio precedente, con una media per le acque tributarie di 0,05 mg N L-1

.

L’andamento degli ultimi 10 anni mostra una diminuzione dei tenori di questa

variabile a partire dal 2008, soprattutto a carico dell’areale lombardo, in cui i valori

sono passati da 0,20-0,40 agli attuali 0,14 mg N L-1

(Fig. 7.14).

Infine, per quanto riguarda il fosforo, le medie areali nel 2013 hanno

confermato la stabilità delle condizioni delle acque tributarie che caratterizza

l’ultimo decennio, in particolare gli anni dal 2008 in poi: nel 2013 i valori medi per

gli areali lombardo, piemontese e ticinese sono stati pari a 73, 19 e 6 µg P L-1

rispettivamente, con una media per le acque nel loro complesso di 22 µg P L-1

. I

valori dell’ultimo decennio hanno oscillato tra 18 e 32 µg P L-1

, ad indicare quindi un

buon livello qualitativo delle acque immissarie. I valori più elevati sono tuttora quelli

che caratterizzano i tributari lombardi, in particolare Boesio e Bardello; è da rilevare

però come negli ultimi anni non si siano più raggiunti valori medi superiori a 100 µg

P L-1

, ad indicare una tendenza al miglioramento (Fig. 7.15).

La differenza tra le tre aree in termini percentuali nel 2013 è stata la stessa

degli anni precedenti, con rapporti tra Canton Ticino, Piemonte e Lombardia pari

68

rispettivamente a 1,0:3,2:7,5 per l’azoto ammoniacale, 1,0:1,0:3,6 per l’azoto

organico e 1:2,9:12 per il fosforo totale, che rimane la variabile per la quale la

differenza tra le tre aree appare più accentuata.

Fig. 7.13 Concentrazioni medie areali annuali di azoto ammoniacale nel decennio 2003-2012 nelle acque

tributarie totali e in quelle campionate in Lombardia (compresi gli apporti derivanti dal Lago di Lugano

attraverso il Tresa), Piemonte, Cantone Ticino.

Fig. 7.14 Concentrazioni medie areali annuali di azoto organico nel decennio 2003-2012 nelle acque

tributarie totali e in quelle campionate in Lombardia (compresi gli apporti derivanti dal Lago di Lugano

attraverso il Tresa), Piemonte e Cantone Ticino.

0.00

0.04

0.08

0.12

0.16

0.20

2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013

Azoto ammoniacale

Lombardia

Piemonte

Canton Ticino

Acque tributarie

mg N L-1

0.00

0.10

0.20

0.30

0.40

0.50

2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013

Azoto organico

Lombardia

Piemonte

Canton Ticino

Acque tributarie

mg N L-1

69

Fig. 7.15 Concentrazioni medie areali annuali di fosforo totale nel decennio 2003-2012 nelle acque

tributarie totali e in quelle campionate in Lombardia (compresi gli apporti derivanti dal Lago di Lugano

attraverso il Tresa), Piemonte e Cantone Ticino.

7.5.3 Carichi chimici e bilanci di azoto e fosforo

Gli apporti dei principali nutrienti algali al Lago Maggiore e le uscite attraverso

il Ticino emissario sono stati calcolati per il 2013 con le stesse modalità adottate

negli anni precedenti. Per il Ticino emissario e 9 corsi d’acqua drenanti

complessivamente circa il 70% del bacino imbrifero (Ticino immissario, San

Bernardino, San Giovanni, Toce alla chiusura del bacino della Val d’Ossola, Strona,

Bardello, Boesio, Tresa e Vevera) i carichi sono stati calcolati dai valori di

concentrazione e dai deflussi giornalieri. Per i torrenti Erno e Cannobino, a causa del

mancato funzionamento degli strumenti di misura, le portate sono state ricostruite

utilizzando i valori medi mensili misurati in anni caratterizzati da afflussi meteorici

totali simili a quelli del 2013. Infine, per i tributari Maggia, Verzasca e Giona, che

coprono una porzione di bacino imbrifero pari al 18% circa, gli apporti sono stati

stimati dalla regressione lineare tra i contributi areali e le concentrazioni medie

annuali calcolate per gli altri tributari. I dati di portata giornaliera dei tributari Toce e

Strona sono stati forniti da ARPA Piemonte, Area Previsione e Monitoraggio

Ambientale.

I carichi delle diverse forme di azoto (ammoniacale, nitrico, organico e totale)

e di fosforo totale veicolati a lago dai tributari nel 2013, e a quelli in uscita attraverso

il Ticino emissario, sono riportati in Tab. 7.4, a confronto con quelli dell’anno

precedente.

I carichi di fosforo totale sono diminuiti nella maggior parte dei corsi d’acqua,

prevalentemente grazie alla diminuzione delle concentrazioni. Le portate non sono

variate, infatti, in modo sostanziale nel 2013 rispetto all’anno precedente, con

l’eccezione di un aumento nel caso del Toce, soprattutto a causa delle portate elevate

registrate nei mesi primaverili (aprile-maggio) ed a fine luglio. Negli stessi mesi, in

0

20

40

60

80

100

120

140

2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013

Fosforo totale

Lombardia

Piemonte

Canton Ticino

Acque tributarie

µg P L-1

70

questo corso d’acqua sono state rilevate concentrazioni di fosforo totale superiori alla

media (circa 30 µg P L-1

in maggio e oltre 100 µg P L-1

in luglio). La combinazione

di questi due fattori ha fatto innalzare il valore del carico annuo di fosforo calcolato

per questo corso d’acqua, che è quindi aumentato passando da 39 a 69 t P a-1

, in

contrasto con la tendenza degli altri tributari. Le diminuzioni più evidenti hanno

riguardato il Ticino immissario (da 35 a 12 t P a-1

), la Maggia (da 14 a 9 t P a-1

) ed il

Tresa (da 33 a 16 t P a-1

). Essendo questi i tre tributari più importanti in termini di

volume d’acqua trasportato, il risultato complessivo è una diminuzione dei carichi di

fosforo a lago, dell’ordine dell’11% (da 178 t P a-1

nel 2012 a 159 t P a-1

nel 2013). A

questo risultato ha contribuito anche la diminuzione del carico dovuto al Bardello (da

29 a 18 t P a-1

) ed in misura minore al Boesio (Tab. 7.4). Sono rimasti invariati o

sono aumentati leggermente i carichi di fosforo dovuti a Cannobino, Giona, San

Bernardino e San Giovanni, ma nel complesso i valori per questi tributari rimangono

bassi e del tutto compatibili con un buon livello qualitativo delle acque.

I carichi di azoto ammoniacale sono diminuiti in tutti i corsi d’acqua, anche in

questo caso in modo più marcato per Ticino Immissario, Maggia, Bardello e Tresa

(Tab. 7.4). La diminuzione complessiva è stata del 40% circa (da 390 a 233 t N a-1

).

Come già evidenziato per le concentrazioni, il 2012 era stato un anno caratterizzato

da un aumento abbastanza accentuato dei valori di azoto ammoniacale per la maggior

parte dei tributari; nel 2013 i valori si sono riportati su livelli simili a quelli del

periodo 2004-2011.

Tab. 5.4 Lago Maggiore. Apporti annuali (t a

-1) di azoto e fosforo dai tributari campionati ed uscite

attraverso l'emissario nel biennio 2012-2013.

N-NH4 N-NO3 Norg TN TP 2012 2013 2012 2013 2012 2013 2012 2013 2012 2013

Ticino Immissario

(a) 70 24 1483 1766 81 198 1634 1988 35 12

Maggia (b)

19,9 9,3 1194 1217 59 118 1273 1344 14 9

Verzasca (b)

4,9 2,4 305 311 16 31 326 344 3,4 2,6

Cannobino (a)

2,5 3,0 167 143 14 12,4 184 159 1,5 1,5

San Giovanni (a)

2,5 2,3 100 111 4,8 4,1 108 117 1,8 2,6

San Bernardino (a)

2,7 4,4 228 218 5 28 236 250 1,6 1,8

Toce Ossola (a)

80 72 1002 1053 71 184 1152 1310 39 69

Strona (a)

20,6 14,8 345 320 12 47 377 382 9,8 6,8

Erno (a)

0,9 0,2 42 47 2,2 1 46 49 1,0 0,6

Vevera (a)

1,0 0,1 7 14 0,8 0 9 14 0,6 0,1

Bardello (a)

56,3 22,0 231 238 74 18 361 278 29 18

Boesio (a)

11,6 10,8 106 105 12 11 129 127 8,5 7,8

Tresa (a)

116 66 1193 1194 60 191 1370 1451 33 26

Giona (b)

1,2 1,1 68 71 6 7 75 79 1,7 1,7

Totale campionati 390 233 6472 6808 416 850 7279 7891 178 159

Ticino emissario (a)

186 170 6817 7187 806 1127 7809 8484 105 83

(a) Valori calcolati dai dati di concentrazione e dai deflussi.

(b) Valori calcolati dalla regressione fra concentrazione e contributi areali. Non essendo disponibili

misure di portata in uscita dalle centrali idroelettriche per Maggia e Verzasca, anche per questi

corsi d'acqua i carichi vengono stimati mediante regressione fra concentrazioni e contributi areali.

71

Un andamento opposto hanno mostrato i carichi di azoto organico, aumentati

per la maggior parte dei tributari, anche se in misura variabile. È da rilevare come le

concentrazioni di questa forma di azoto mostrino una variabilità temporale

particolarmente accentuata. I livelli di azoto organico, oltre che da eventuali sorgenti

di contaminazione, come scarichi non depurati, possono dipendere infatti anche da

processi naturali, come un accumulo di sostanza organica dovuta ad esempio a

fenomeni di piena con conseguente trasporto alle acque di detriti vegetali. Le

concentrazioni più elevate in molti dei tributari sono state infatti misurate nei mesi

primaverili del 2013, in corrispondenza di precipitazioni elevate e aumenti di portata,

con un consistente trasporto di materiale alle acque. Il carico complessivo di azoto

organico veicolato a lago nel 2013 (850 t N a-1

), anche se raddoppiato rispetto al

2012, è comunque in linea con i valori misurati nell’ultimo decennio, e rientra quindi

nella variabilità interannuale che caratterizza in modo più spiccato questa variabile.

Per l’azoto nitrico, che è la forma di azoto prevalente in tutti i corsi d’acqua, le

variazioni interannuali sono più contenute, come si evince anche dal confronto 2012-

2013. I carichi sono risultati infatti molto simili nei due anni per tutti i corsi d’acqua

considerati. Un aumento del 20% circa ha riguardato il Ticino Immissario, mentre

sono diminuiti i carichi per Cannobino, San Bernardino e Strona. Nel complesso

l’apporto di nitrati a lago nel 2013 è stato di 6800 t N a-1

, valore in linea con quelli

degli ultimi anni.

Analogamente i carichi di azoto totale, rappresentato in larga parte dalla forma

nitrica, sono rimasti abbastanza stabili, anche a causa della compensazione tra

l’aumento della forma organica e la diminuzione di quella ammoniacale. L’aumento

più consistente ha riguardato il Ticino Immissario (+22%) mentre sono diminuiti del

23% i carichi dovuti al Bardello (Tab. 7.4).

Nel caso del 2013 si può affermare che le differenze nei carichi veicolati a lago

rispetto agli anni precedenti (ad esempio la diminuzione del fosforo e dell’azoto

ammoniacale) siano da attribuire prevalentemente alla riduzione delle

concentrazioni. Le portate infatti sono state nella maggior parte dei casi simili a

quelle del 2012, come conseguenza degli afflussi meteorici su bacino (1710 mm

totali), anche questi in linea con il valore del 2012 (1640 mm).

I carichi in uscita dal Lago Maggiore attraverso il Ticino emissario hanno

seguito un andamento analogo a quello degli apporti, con una diminuzione per

fosforo totale e azoto ammoniacale del 21% e 9% rispetto al 2012, ed un aumento del

40% per l’azoto organico.

Anche per l’anno 2013 sono stati calcolati i bilanci per azoto e fosforo totale,

riportati rispettivamente nelle tabelle 5.5 e 5.6, a confronto con i bilanci degli anni

dal 2004 in poi.

Nel caso dell’azoto, un contributo importante al carico complessivo veicolato a

lago è rappresentato dalle deposizioni atmosferiche (Rogora et al. 2006). In Tab. 7.5

sono considerati gli apporti di azoto dovuti alla precipitazione diretta sullo specchio

lacustre, che, in termini areali, rappresenta una porzione ridotta del bacino totale.

Bisogna però considerare come il carico di azoto, che, a loro volta, i tributari

trasportano al lago sia attribuibile in parte alle deposizioni atmosferiche, in misura

variabile a seconda della collocazione geografica e delle caratteristiche del bacino.

Le deposizioni di azoto nel bacino del Lago Maggiore mostrano infatti un gradiente

Nord-Sud, con valori più elevati nella parte meridionale del bacino (Rogora et al.

2012). Bilanci di massa eseguiti per i principali tributari del Lago Maggiore hanno

72

dimostrato come le deposizioni rappresentino il veicolo principale di azoto alle acque

nei bacini meno antropizzati, dove cioè l’eventuale contributo diretto, da scarichi

urbani o industriali, è ridotto. Questo è il caso della maggior parte dei tributari

campionati, per i quali il contributo atmosferico al carico totale di azoto dal bacino

può arrivare all’80-90%.

Il carico di azoto dovuto alle precipitazioni sul lago (Tab. 7.5) è stato calcolato

considerando gli afflussi meteorici sul bacino e le concentrazioni di azoto nelle

deposizioni atmosferiche misurate nella stazione di Pallanza, gestita dal CNR ISE di

Verbania e in funzione dagli anni ’80 (Rogora et al. 2012). Grazie a questi dati è

possibile stimare un carico atmosferico di azoto per il bacino del Lago Maggiore, che

nel 2013 è risultato pari a 23 kg N ha-1

a-1

. Si tratta di un carico piuttosto elevato,

considerato tra l’altro che si tratta di un valore sottostimato, poiché non include il

contributo dell’azoto organico (non misurato) e quello della deposizione secca, che

nel caso dell’azoto può rappresentare dal 25 al 45% della deposizione umida (Rogora

et al. 2006).

La somma degli apporti di azoto totale dai tributari campionati (7900 t N a-1

),

dall’areale non campionato (ottenuto attribuendo il contributo areale medio di azoto

dall’areale campionato alla parte di bacino non drenata dai tributari: 677 t N a-1

),

dalla popolazione rivierasca (ottenuto applicando un coefficiente per persona e

considerando la popolazione residente nel bacino: 700 t N a-1

) e dalle precipitazioni

atmosferiche sullo specchio lacustre (ottenuto come descritto sopra dai dati della

stazione di Pallanza: 500 t N a-1

) nel 2013 è stata pari a 9800 t N a-1

, valore di poco

superiore a quello del 2012 ed alla media dell’ultimo decennio (8900 t N a-1

). La

ritenzione a lago, calcolata considerando il totale degli apporti e le uscite attraverso il

Ticino emissario, è stata del 13%, leggermente inferiore al valore del 2011 e alla

media decennale (21%) (Tab. 7.5).

Nel complesso i carichi di azoto a lago dell’ultimo decennio, e in particolare

quelli dovuti alle acque tributarie, mostrano un’accentuata variabilità, come

conseguenza della relazione tra gli apporti di azoto e gli afflussi meteorici sul bacino

(Rogora et al. 2013). Il trend a lungo termine degli apporti complessivi a lago,

mostrato in Fig 7.16, evidenzia una tendenza alla diminuzione nell’ultimo decennio: i

valori infatti hanno oscillato tra le 7000 e le 10000 t N a-1

negli anni dal 2003 in poi,

mentre superavano frequentemente le 10000 t N a-1

(con picchi di 13000-14000 t N

a-1

) nel periodo precedente. L’andamento degli apporti, inoltre, sembra seguire

abbastanza fedelmente quello degli afflussi sul bacino per tutto il periodo 1978-2005,

a conferma del contributo delle precipitazioni al carico di azoto a lago. Negli anni più

recenti questa relazione appare meno evidente; lo scostamento è da attribuire ad una

diminuzione delle deposizioni di azoto rilevata negli ultimi anni dai dati della

stazione di Pallanza, ma anche delle altre stazioni di monitoraggio nel bacino

imbrifero del Lago Maggiore (Rogora et al. 2012). A parità di volume di

precipitazione, infatti, sono diminuite le concentrazioni dei composti dell’azoto nelle

deposizioni, prevalentemente della forma nitrica. Il grafico in Fig. 7.17 riporta le

deposizioni di azoto, nella forma ossidata e ridotta, misurate dal CNR ISE nella

stazione di Pallanza dal 1984. Dal 2002 in poi si osserva una diminuzione degli

apporti atmosferici di azoto, che sicuramente concorre a spiegare la riduzione

complessiva degli apporti a lago dell’ultimo decennio. I minori apporti di azoto dal

bacino a loro volta giustificano, almeno in parte, il trend negativo delle

73

concentrazioni di nitrati osservato nelle acque del Lago Maggiore e discusso nel

paragrafo 7.2.

Tab. 7.5 Lago Maggiore. Bilanci annuali nel decennio 2004-2013 di azoto totale (t N a

-1). I totali

parziali e complessivi sono approssimati alle centinaia.

‘04 ‘05 ‘06 ‘07 ‘08 ‘09 ‘10 ‘11 ‘12 ‘13

Ticino Immissario 2205 1160 1263 1658 2227 1907 1870 1756 1634 1988

Maggia 1429 878 855 976 1390 1489 1361 1298 1273 1344

Verzasca 362 223 224 250 352 353 350 332 326 344

Cannobino 202 229 206 211 210 285 162 171 184 159

San Giovanni 91 38 33 52 98 103 115 122 108 117

San Bernardino 405 123 188 128 216 252 226 225 236 250

Toce (Ossola + Strona) 2621 1383 1288 1377 1926 2174 1719 1592 1530 1692

Erno 56 27 34 31 35 45 48 45 46 49

Vevera 43 15 16 11 45 44 14 15 9 14

Bardello 256 222 117 263 258 221 248 240 361 278

Boesio 238 99 158 93 131 133 96 124 129 127

Tresa 920 479 721 667 1357 1138 1394 1421 1370 1451

Giona 100 54 57 57 80 81 75 75 75 79

Tributari campionati 8900 4900 5200 5800 8300 8200 7700 7400 7300 7900

Areale non campionato 760 420 446 497 711 703 660 634 626 677

Totale bacino emerso 9700 5300 5600 6300 9000 8900 8400 8000 7900 8600

Fascia rivierasca 700 700 700 700 700 700 700 700 700 700

Precipitazioni sul lago 500 500 400 380 540 505 480 309 472 498

Totale apporti 10900 6500 6700 7400 10200 10100 9600 9000 9100 9800

Uscite da emissario 8000 4500 4200 5500 8200 9309 8403 7447 7809 8484

Ritenzione in lago 26,6 30,8 37,3 25,7 19,6 7,8 12,5 17,3 14,2 13,4

Fig. 7.16 Apporti complessivi annuali di azoto totale al Lago Maggiore e afflussi meteorici annuali sul

bacino imbrifero dal 1978 al 2013.

0

300

600

900

1200

1500

1800

2100

2400

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

14000

16000

1978 1982 1986 1990 1994 1998 2002 2006 2010

Totale apporti

Precipitazioni sul bacino

t N a-1 mm a-1

74

Fig. 7.17 Deposizioni atmosferiche annue di ammonio e nitrati misurate nella stazione di Pallanza dal

1984. Valori medi annui ottenuti dai dati settimanali di concentrazioni e volumi di precipitazione.

Per quanto riguarda il contributo dei singoli tributari al carico complessivo di

azoto totale, gli apporti più consistenti, anche nel 2013, sono stati quelli derivanti dal

Ticino immissario (25%), dal Toce, comprensivo dello Strona (21%) e da Tresa

(18%) e Maggia (17%). Gli altri corsi d’acqua contribuiscono per il restante 18%

circa.

Gli apporti di fosforo totale a lago, riportati in Tabella 7.6, hanno presentato

nel 2013 una diminuzione rispetto al 2012 (231 rispetto a 252 t P a-1

), ma sono

risultati, anche se di poco, superiori alla media dell’ultimo decennio (206 t P a-1

).

Come già evidenziato, la variazione più consistente ha interessato il Toce, con un

carico, nel 2013, di 79 t P a-1

, valore decisamente superiore a quelli registrati

nell’ultimo periodo (25-50 t P a-1

).

Nel complesso, il trend a lungo termine degli apporti totali di fosforo a lago

(Fig. 7.18) evidenzia la situazione positiva dell’ultimo decennio, con valori che si

sono mantenuti attorno alle 200 t P a-1

, rispetto agli anni ’80 e ’90. Si deve però

rilevare come dal 2005 in poi gli apporti totali sembrano presentare una lieve

tendenza all’aumento: nell’ultimo triennio, in particolare, gli apporti sono risultati

sempre superiori alle 200 t P a-1

, considerata la soglia accettabile per il mantenimento

di uno stato oligotrofo delle acque. Questa tendenza riguardante i carichi in ingresso

a lago potrebbe spiegare il recente aumento, seppur contenuto, delle concentrazioni

di fosforo reattivo e totale nelle acque lacustri, descritto nel paragrafo 7.1.2. Anche

se si tratta di variazioni limitate, non necessariamente indicative di un peggioramento

dello stato qualitativo delle acque tributarie, è necessario mantenere attivo il

monitoraggio su base mensile, per poter stimare in modo attendibile i carichi in

ingresso a lago e la loro variabilità temporale.

In termini percentuali, il contributo più importante al carico totale di fosforo a

lago nel 2013 è stato quello del Toce, comprensivo dello Strona, pari al 48%, valore

notevolmente aumentato rispetto al 2012 quanto era risultato del 27%. Sono

4.0

8.0

12.0

16.0

20.0

1982 1987 1992 1997 2002 2007 2012

Deposizioni N-NH4

Deposizioni N-NO3

kg N ha-1 a-1

75

diminuiti invece rispetto al 2012 i contributi del Tresa (16% rispetto a 18%),

Bardello (11% rispetto a 16%) e soprattutto Ticino Immissario (7,6% rispetto a

19%).

Fig. 7.18 Apporti annuali complessivi (areale emerso + zona rivierasca) di fosforo totale al Lago

Maggiore nel periodo 1978-2013.

Tab. 7.6 Lago Maggiore. Bilanci annuali nel decennio 2004-2013 del fosforo totale (t P a-1

).

Tributari campionati ‘04 ‘05 ‘06 ‘07 ‘08 ‘09 ‘10 ‘11 ‘12 ‘13

Ticino Immissario 12 10 10 12 21 14 19 19 35 12

Maggia 5 7 7 4 18 12 12 13 14 9

Verzasca 1,4 1,6 1,8 1,2 4,1 3,5 3,3 3,3 3,4 2,6

Cannobino 1,6 2,3 2,1 1,8 2,7 2,3 1,8 1,5 1,5 1,5

San Giovanni 0,6 0,4 0,2 0,4 2,2 1,7 1,3 1,8 1,8 2,6

San Bernardino 1,2 2,5 0,7 0,4 2,2 2,0 1,7 2,7 1,6 1,8

Toce (Ossola + Strona) 43 27 26 31 44 29 34 41 49 76,3

Erno 0,5 0,6 0,5 0,6 0,5 0,6 0,7 0,8 1,0 0,6

Vevera 0,4 0,2 0,3 0,2 0,5 0,6 0,2 0,3 0,6 0,1

Bardello 27 34 19 40 27 23 18 27 29 18

Boesio 15 9 15 8 8 9 4 8 9 8

Tresa 22 12 19 16 30 28 28 34 33 26

Giona 2,4 1,5 2,0 1,5 1,6 1,3 1,5 1,6 1,7 1,7

Tributari campionati 132 108 102 117 161 127 125 154 178 159

Areale non campionato 11 9 9 10 14 11 11 13 15 14

Totale bacino emerso 143 118 111 127 175 138 136 168 194 173

Fascia rivierasca 58 58 58 58 58 58 58 58 58 58

Totale apporti 201 176 169 185 233 196 194 226 252 231

Uscite da emissario 116 65 62 66 116 103 108 104 105 83

Ritenzione in lago 42% 63% 63% 64% 50% 47% 44% 54% 58% 64%

In tabella 7.7 sono riportati i contributi areali annuali, calcolati dai dati del

2013, dei composti dell’azoto e del fosforo totale per i tributari del Lago Maggiore e

0

100

200

300

400

500

600

1978 1982 1986 1990 1994 1998 2002 2006 2010

t P a-1

76

per il Ticino emissario, a confronto con i valori del 2012. Rispetto ai carichi, i

contributi areali, tenendo conto dell’areale drenato, permettono un miglior confronto

tra i diversi tributari. Anche per i contributi areali di fosforo totale, così come per i

carichi, i valori del 2013 sono risultati nella maggior parte dei casi inferiori al 2012,

con l’eccezione del Toce, i cui contributi sono passati da 0,025 g P m-2

a-1

nel 2012 a

0,045 g P m-2

a-1

nel 2013, e del San Giovanni (da 0,030 a 0,042 g P m-2

a-1

). Le

diminuzioni più accentuate hanno riguardato il Ticino Immissario (-65%), il Vevera

(-79%) e il Bardello (-39%). La diminuzione complessiva, considerando tutti i

tributari, è stata del 20% (da 0,030 a 0,017 g P m-2

a-1

; Tab. 7.7).

Per l’azoto totale i contributi areali nel 2012 e 2013 sono stati abbastanza

simili, con una tendenza all’aumento nella maggior parte dei tributari, fino ad un

massimo del 22% per Ticino Immissario. Considerando le acque tributarie nel loro

complesso, la variazione per l’azoto totale è stata dell’8%, da 1,238 a 1,342 g N m-2

a-1

. Una situazione simile ha interessato l’azoto nitrico, con aumenti per la maggior

parte dei tributari e per le acque nel loro complesso (+5%). Come conseguenza della

diminuzione dei carichi, anche i contributi areali hanno mostrato una diminuzione

generalizzata dei valori di azoto ammoniacale, in alcuni casi superiore al 50%

(Ticino Immissario, Maggia, Verzasca, Erno, Vevera, Bardello). La diminuzione per

l’insieme dei tributari campionati è stata del 40%, da 0,066 a 0,040 g N m-2

a-1

.

Infine, per quanto riguarda l’azoto organico, i carichi areali sono aumentati in modo

consistente dal 2012 al 2013, più che raddoppiando nel caso di Ticino Immissario,

Maggia, Verzasca, San Bernardino, Toce, Strona e Tresa. Anche i valori complessivi

sono praticamente raddoppiati, da 0,071 a 0,145 g N m-2

a-1

. Come già rilevato per i

carichi, anche nel caso dei contributi areali bisogna tenere in considerazione l’elevata

variabilità che caratterizza questa forma di azoto e la sua dipendenza da molteplici

fattori, non solo da eventuali sorgenti di contaminazione.

Anche nel 2013 i contributi medi areali più elevati per il fosforo sono stati

quelli di Bardello (0,131 g P m-2

a-1

) e Boesio (0,172 g P m-2

a-1

). Considerando come

obiettivo di qualità delle acque un contributo areale massimo di fosforo pari a 0,02 g

P m-2

a-1

, anche San Giovanni, Toce, Strona, Erno, Tresa e Giona hanno superato tale

limite nel 2013.

Considerando il dato del 2013 al confronto con quello dell’ultimo decennio

(Fig. 7.19), si può comunque osservare come un peggioramento abbastanza evidente

abbia interessato solo due corsi d’acqua (Toce e San Giovanni), mentre nella

maggior parte dei casi il valore del 2013 è stato in linea con quello medio del periodo

2004-2012. Come già descritto relativamente ai carichi, l’aumento dei valori per

alcuni tributari, tra cui il Toce, è da ascrivere alle portate e concentrazioni di nutrienti

superiori alla media registrate nei mesi primaverili ed estivi. Per Bardello e Boesio i

dati evidenziano un miglioramento dello stato delle acque, con valori del contributo

areale nel 2013 inferiori alla media decennale (circa 0,200 g P m-2

a-1

). Nel 2013 è

sensibilmente migliorata anche la situazione del Torrente Vevera (0,007 g P m-2

a-1

,

rispetto ad una media 2004-2012 di 0,018 g P m-2

a-1

; Fig. 7.19).

Nel caso dell’azoto ammoniacale, la situazione appare abbastanza

disomogenea tra i diversi tributari, anche se prevale una tendenza all’aumento dei

contributi areali per la maggior parte dei corsi d’acqua rispetto all’ultimo decennio

(Fig. 7.20). Nei tributari più importanti in termini di apporto di acque al lago (Ticino

Immissario, Toce, Tresa e Maggia) i valori sono diminuiti o rimasti invariati, così

come è diminuito il contributo areale del Bardello (0,16 g N m-2

a-1

nel 2013 rispetto

77

a 0,195 g N m-2

a-1

). Aumenti, comunque piuttosto contenuti, hanno interessato

Boesio (0,24 rispetto a 0,22 g N m-2

a-1

), Strona (0,07 rispetto a 0,05 g N m-2

a-1

), San

Bernardino e San Giovanni (Fig. 7.20).

Tab. 7.7 Contributi areali annuali (g m

-2 a

-1) di azoto ammoniacale, nitrico, organico, totale e fosforo

totale nel biennio 2012-2013 dai tributari campionati e dall’emissario.

N-NH4 N-NO3 Norg TN TP

2012 2013 2012 2013 2012 2013 2012 2013 2012 2013

Ticino Immissario 0,043 0,015 0,918 1,093 0,050 0,122 1,011 1,230 0,021 0,007

Maggia 0,021 0,010 1,289 1,314 0,064 0,127 1,374 1,452 0,015 0,010

Verzasca 0,021 0,010 1,289 1,313 0,066 0,132 1,376 1,455 0,014 0,011

Cannobino 0,022 0,027 1,517 1,298 0,125 0,112 1,664 1,437 0,014 0,013

San Giovanni 0,040 0,038 1,654 1,821 0,079 0,068 1,774 1,928 0,030 0,042

San Bernardino 0,020 0.034 1,745 1,665 0,041 0,211 1,806 1,910 0,012 0,014

Toce Ossola 0,052 0.047 0,647 0,681 0,046 0,119 0,745 0,847 0,025 0,045

Strona 0,092 0,066 1,545 1,433 0,053 0,211 1,691 1,711 0,044 0,031

Erno 0,036 0,008 1,655 1,841 0,087 0,047 1,777 1,896 0,038 0,025

Vevera 0,049 0,006 0,318 0,660 0,039 0,008 0,406 0,674 0,029 0,007

Bardello 0,420 0,164 1,718 1,774 0,554 0,132 2,692 2,070 0,214 0,131

Boesio 0,256 0,238 2,332 2,316 0,258 0,237 2,846 2,791 0,188 0,172

Tresa 0,154 0,088 1,582 1,583 0,080 0,253 1,816 1,923 0,043 0,034

Giona 0,024 0,022 1,360 1,417 0,116 0,145 1,500 1,584 0,033 0,034

Totale campionati 0,066 0,040 1,100 1,157 0,071 0,145 1,238 1,342 0,030 0,027

Ticino emissario 0,028 0,026 1,033 1,089 0,122 0,171 1,183 1,286 0,016 0,013

Infine, per quanto riguarda l’azoto organico, i valori nel 2013 sono stati

nettamente più bassi rispetto alla media dell’ultimo decennio per Bardello e Boesio

(0.13 e 0,24 g N m-2

a-1

rispetto a oltre 0,35 g N m-2

a-1

), mentre per la maggior parte

dei tributari i valori del 2013 sono stati più elevati, in modo evidente per Tresa,

Strona e San Bernardino (Fig. 7.21). Sia per l’azoto ammoniacale che organico, si

può comunque osservare come, con l’eccezione di Bardello e Boesio, i contributi

nell’ultimo decennio si sono mantenuti rispettivamente al di sotto di 0,09 e 0,25

(0,20 se si esclude il 2013) g N m-2

a-1

. Nel complesso quindi la situazione delle

acque tributarie appare buona, anche se caratterizzata da un’elevata variabilità

interannuale, che risente di fattori meteo-climatici ed idrologici, oltre che

dell’eventuale contaminazione da scarichi non adeguatamente depurati.

In tabella 7.8 le tre diverse aree (Ticino, Piemonte e Lombardia), i cui apporti

interessano il Lago Maggiore, sono messe a confronto in termini di contributi medi

areali. Oltre ai valori calcolati per il 2013, sono riportati i dati medi dei due anni

precedenti. I dati evidenziano innanzitutto la differenza esistente tra le tre aree, con

una situazione ottimale per il Canton Ticino, che presenta i contributi medi più bassi

sia per il fosforo che per i composti dell’azoto, seguito dal Piemonte e dalla

Lombardia, per la quale i contributi rimangono invece piuttosto elevati (pressoché il

doppio di quelli piemontesi e superiori di 5-10 volte a quelli del Canton Ticino per

fosforo e azoto ammoniacale).

78

Fig. 7.19 Contributi areali di fosforo totale dai singoli tributari nel 2013 a confronto con i dati del

periodo 2004-2012.

Fig. 7.20 Contributi areali di azoto ammoniacale dai singoli tributari nel 2013 a confronto con i dati del

periodo 2004-2012.

0.000

0.040

0.080

0.120

0.160

0.200

0.240

BAR BOE TRE GIO VEV STR TOC ERN CAN SBE SGI TIM VER MAG

g P m-2 a-1

Fosforo totale

2013

Media 2004-2012

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

0.25

BAR BOE TRE GIO VEV STR TOC ERN CAN SBE SGI TIM VER MAG

g N m-2 a-1

Azoto ammoniacale

2013

Media 2004-2012

79

Fig. 7.21 Contributi areali di azoto organico dai singoli tributari nel 2013 a confronto con i dati del

periodo 2004-2012.

I contributi di fosforo totale dall’areale Ticinese nel 2013 (0,008 g P m-2

a-1

)

sono ulteriormente diminuiti rispetto al 2011 e 2012 (0,013 e 0,019 g P m-2

a-1

rispettivamente). Lo stesso vale per la Lombardia, in cui il valore del 2013 (0,054 g P

m-2

a-1

) è stato inferiore a quello del biennio precedente (0,072-0,073 g P m-2

a-1

). Un

peggioramento è visibile invece per l’areale piemontese (0,039 rispetto a circa 0,025

g P m-2

a-1

); potrebbe però trattarsi di una situazione transitoria, legata alle particolari

condizioni idrologiche di alcuni momenti stagionali, e comunque non estesa a tutti i

tributari. Il proseguimento nella raccolta dei dati su base mensile ed il calcolo

annuale di carichi e contributi areali per il 2014 permetterà di approfondire questo

aspetto. I dati per le acque tributarie nel loro complesso confermano la stabilità dei

valori di fosforo totale dell’ultimo triennio, tra 0,026 e 0,030 g P m-2

a-1

(Tab. 7.8).

I contributi di azoto ammoniacale del 2013, come descritto in precedenza, sono

diminuiti rispetto al 2012 per tutti gli areali, risultando invece molto simili ai valori

del 2011. Il carico complessivo dalle acque tributarie è stato infatti pressoché

identico a quello del 2011 (0,040 g N m-2

a-1

). Anche per questa variabile i valori più

elevati rimangono quelli a carico dell’areale lombardo (tra 0,100 e 0,190 g N m-2

a-1

nell’ultimo triennio). Lo stesso vale per l’azoto organico, per il quale però la

differenza tra le diverse aree appare meno marcata (0,230 g N m-2

a-1

nel 2013 per la

Lombardia rispetto a 0,125-0,130 g N m-2

a-1

per Piemonte e Canton Ticino). I

contributi di azoto organico sono aumentati in modo evidente nel 2013 rispetto al

2012, in misura minore se confrontati con il 2011: questa variabilità interannuale

conferma la necessità di disporre di serie pluriennali di dati per poter valutare

l’effettiva presenza di trend a lungo termine.

Nel complesso le acque tributarie lombarde presentano una situazione ancora

inaccettabile in termini di apporti di nutrienti a lago, soprattutto a causa dei contributi

0.00

0.10

0.20

0.30

0.40

0.50

BAR BOE TRE GIO VEV STR TOC ERN CAN SBE SGI TIM VER MAG

g N m-2 a-1

Azoto organico

2013

Media 2004-2012

80

di Bardello e Boesio, nonostante una recente tendenza al miglioramento per questi

due corsi d’acqua. Migliore appare la situazione per l’areale piemontese, anche se

alcuni tributari (Toce, Strona, Vevera, San Giovanni) presentano condizioni molto

variabili e necessitano quindi di un controllo puntuale e costante. Infine è da ritenersi

più che buona e pressoché costante nel tempo la situazione delle acque tributarie

ticinesi.

Tab. 7.8 Contributi areali di fosforo totale (g P m

-2 a

-1) ed azoto ammoniacale e organico (g N m

-2 a

-1)

derivanti dalle acque tributarie ticinesi, piemontesi, lombarde e totali nel triennio 2011-2013.

2011 2012 2013

TP NH4 Norg TP NH4 Norg TP NH4 Norg

Cantone Ticino 0,013 0,018 0,081 0,019 0,034 0,056 0,008 0,013 0,125

Piemonte 0,023 0,038 0,070 0,026 0,052 0,052 0,039 0,046 0,131

Lombardia 0,072 0,103 0,235 0,073 0,189 0,154 0,054 0,102 0,230

Acque tributarie 0,026 0,039 0,103 0,030 0,066 0,071 0,027 0,040 0,145

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82

8. CARATTERIZZAZIONE TASSONOMICA E FUNZIONALE DELLA

COMUNITÀ ITTICA NEL LAGO MAGGIORE CON PARTICOLARE

RIFERIMENTO ALLE SPECIE ALLOCTONE INVASIVE DI RECENTE

COMPARSA E ALLA SOVRAPPOSIZIONE DELLA NICCHIA

TROFICA.

Pietro Volta, Paolo Sala, Barbara Campi, Igorio Cerutti

8.1 Premessa La fauna ittica lacustre ha assunto negli ultimi anni una importanza crescente

per la caratterizzazione dello stato ecologico dei corpi idrici superficiali. Alla luce

delle indicazioni della Direttiva sulle Acque 2000/60/CE i pesci sono considerati

infatti tra gli indicatori biologici necessari alla valutazione dello stato ecologico dei

corpi idrici. I pesci tuttavia rivestono un ruolo fondamentale nei processi di

trasferimento di materia ed energia negli ecosistemi lacustri e pertanto si collocano a

pieno titolo tra gli elementi chiave oggetto della ricerca limnologica di base.

Sebbene l’ecosistema del Lago Maggiore sia stato ampiamente studiato in

quasi tutte le sue componenti biotiche ed abiotiche, soprattutto grazie ai programmi

di ricerca finanziati dalla CIPAIS, la fauna ittica ha rivestito fino ad oggi un ruolo

decisamente secondario. La difficoltà oggettiva nell’effettuare campionamenti

esaustivi e rappresentativi ha limitato di molto il progredire delle conoscenze

dell’ecologia della fauna ittica ed in particolare di quegli aspetti quali la distribuzione

spaziale o le abbondanze specifiche, elementi fondamentali per comprendere le cause

alla base dell’evoluzione della comunità piscicola.

Infatti, sebbene le principali tendenze evolutive siano descritte dalle statistiche

del pescato commerciale (Grimaldi, 1972; Grimaldi, 1997; Volta et al. 2013),

mancano informazioni quantitative che ne permettano un’analisi più dettagliata.

Inoltre le conoscenze relative alla ecologia e biologia di molte specie ittiche

sono limitate ancor oggi alle sole specie ittiche pelagiche di interesse commerciale

quali i coregonidi (Coregonus spp.) (Berg e Grimaldi, 1965; Giussani, 1974) e

l’agone (Alosa agone) (Berg e Grimaldi, 1966; Volta, 2010; Volta e Giussani, 2010)

e, recentemente, il rutilo o gardon (Volta e Jepsen, 2008). La debolezza di fondo del

quadro conoscitivo complessivo è un elemento che ha limitato e limita tuttora la

comprensione di numerosi fenomeni verificatisi nella comunità ittica del Lago

Maggiore, quali ad esempio l’esplosione demografica di alcune specie alloctone

come il rutilo o gardon (Rutilus rutilus), o, più recentemente, l’acerina

(Gymnocephalus cernuus) e il siluro (Silurus glanis).

Per cercare di colmare alcune di queste lacune è stata proposta alla CIPAIS

questa ricerca, supplementare rispetto ai programmi di indagini limnologiche

precedenti, che contemplasse un approfondimento su alcuni aspetti relativi alla fauna

ittica del Lago Maggiore. In particolare è stato proposto un approfondimento che

permettesse di fornire informazioni di dettaglio circa la composizione attuale della

83

comunità, le abbondanze relative delle singole specie, dei principali gruppi

funzionali e delle specie autoctone e alloctone.

Ulteriore elemento di indagine proposto è quello relativo al regime alimentare

di alcune delle principali specie ittiche, tale da permettere una analisi della

sovrapposizione della nicchia trofica e dunque definire se vi siano i presupposti di

una competizione alimentare significativa tra le specie più importanti.

Nella presente relazione si illustrerà quindi quanto è emerso nel primo anno di

indagini e, nello specifico, verrà posta l’attenzione sulla caratterizzazione

tassonomica e funzionale della fauna ittica e sulla sua distribuzione nella porzione

centro-meridionale del Verbano.

Pertanto saranno descritti non solo la composizione in specie e le abbondanze

relative di ogni singola specie ma anche la composizione in gruppi funzionali di tipo

trofico e le abbondanze delle specie autoctone e alloctone, così da dare, per la prima

volta in assoluto per il Lago Maggiore e i grandi laghi subalpini, un quadro

aggiornato della struttura della comunità ittica.

Infine, ai fini dell’elaborazione di sintesi complessiva mostrata nel “Pannello di

Controllo” si è provveduto all’analisi della sovrapposizione della nicchia alimentare

tra le specie ittiche più importanti. In questo primo anno di indagini sono state

considerate tre specie: agone, coregone bondella e gardon.

8.2 Composizione della comunità ittica del Lago Maggiore

8.2.1 Abbondanze assolute e relative

Nel primo anno di ricerca il campionamento della fauna ittica è stato effettuato

nell’area centro-meridionale del Lago Maggiore, posta a sud della linea congiungente

la cittadina di Verbania con quella di Laveno. Il campionamento è avvenuto nel

periodo Luglio-Settembre 2013.

Il campionamento della fauna ittica è stato effettuato in accordo con il

“Protocollo nazionale di campionamento della fauna ittica nei laghi” definito in

Volta et al. (2014) basato sullo standard comune europeo UNI-EN 14757 (2005).

Quale strumento di campionamento sono state utilizzate reti multimaglia

branchiali, calate in diversi punti del bacino lacustre e a diverse profondità all’interno

dell’area selezionata. Le reti erano di due tipi: bentiche e cioè posate a contatto con il

fondo lacustre, e pelagiche e cioè calate in modo tale da rimanere sospese nella

colonna d’acqua alla profondità voluta. La maglia delle reti era di lato compresa tra 5

mm e 135 mm. Le reti venivano calate alla sera per essere ritirate al mattino

seguente, per un tempo totale di posa di circa 12 ore.

Per ogni pesce catturato sono stati registrati i seguenti parametri: specie,

lunghezza totale, peso totale, sesso. Per un campione significativo sono state

prelevate le scaglie utili alla determinazione dell’età, parametro che verrà utilizzato

per le elaborazioni nel terzo anno di ricerca.

Oltre al riconoscimento tassonomico, ogni individuo catturato è stato associato

ad una caratteristica funzionale di tipo trofico: planctivoro, bentivoro, onnivoro,

piscivoro. Inoltre, ogni specie catturata è stata classificata in ragione della propria

origine (autoctona e alloctona). Sono state considerate alloctone tutte le specie ittiche

introdotte dopo il 1850 con una ulteriore separazione tra le alloctone recenti e cioè

84

quelle comparse negli ultimi 50 anni (acerina, carassio, rodeo amaro, rutilo, siluro) e

quelle acclimatate da tempo (coregone lavarello, salmerino alpino, persico trota,

persico sole, pesce gatto e coregone bondella). La carpa (Cyprinus carpio) introdotta

in epoca remota è stata considerata, ai fini di questa ricerca, autoctona.

Per ogni specie o gruppo funzionale e per ogni tipologia di rete (bentica o

pelagica) è stata calcolata l’abbondanza assoluta percentuale (% in numero o

biomassa sul totale) e relativa (espressa come numero di individui per superficie di

rete; NPUE Number per Unit Effort n ind m-2

) e come biomassa per unità di

superficie di rete (BPUE Biomass per Unit Effort g m-2

).

In totale sono stati catturati 802 esemplari appartenenti a 22 specie ittiche di

cui 9 alloctone e 13 autoctone (Tabella 1) per una biomassa complessiva di 46,5 kg.

Nelle reti bentiche sono state catturate 18 specie mentre nelle reti pelagiche solo 8.

Tab. 8.1. Specie ittiche catturate nelle reti multimaglia: nome comune, nome scientifico, origine e categoria trofica

Nome comune Nome scientifico Origine specie Categoria trofica

Acerina Gymnocephalus cernuus Alloctona recente Bentivora

Agone Alosa agone Autoctona Planctivora

Alborella Alburnus arborella Autoctona Planctivora

Bottatrice Lota lota Autoctona Onnivora

Cagnetta Salaria fluviatilis Autoctona Onnivora

Carassio Carassius carassius Alloctona recente Onnivora

Cavedano Squalius squalus Autoctona Onnivora

Cobite comune Cobitis bilineata Autoctona Bentivora

Coregone bondella Coregonus macrophthalmus Alloctona acclimatata Planctivora

Coregone lavarello Coregonus lavaretus Alloctona acclimatata Planctivora

Rutilo o gardon Rutilus rutilus Alloctona recente Onnivora

Ghiozzo padano Padogobius bonelli Autoctona Onnivora

Lucioperca Sander lucioperca Alloctona recente Piscivora

Persico sole Lepomis gibbosus Alloctona acclimatata Onnivora

Pesce gatto Ameiurus melas Alloctona acclimatata Onnivora

Pesce persico Perca fluviatilis Autoctona Planctivora (<15 cm), Piscivora

Pigo Rutilus pigus Autoctona Onnivora

Scardola Scardinius erythrophthalmus Autoctona Planctivora (< 10 cm), Onnivora

Scazzone Cottus gobio Autoctona Bentivora

Siluro Silurus glanis Alloctona recente Onnivora (<15 cm), Piscivora

Triotto Rutilus erythrophthalmus Autoctona Onnivora

Trota fario Salmo trutta Autoctona Planctivora (<20 cm), Piscivora

Il catturato delle reti bentiche è prevalentemente costituito dal rutilo e dal pesce

persico, sia in numero (Fig. 8.1A) che in biomassa (Fig. 8.1B). Dal punto di vista

numerico infatti il 31% dei soggetti catturati, pari al 38% della biomassa, sono

costituiti dal rutilo, mentre il 30%, pari al 31% della biomassa totale, sono costituiti

85

da pesce persico. Seguono l’acerina (16% in numero e 8% in biomassa) e il

lucioperca (10% in numero e 5% in biomassa).

Nelle reti pelagiche invece (Fig. 8.2) il coregone bondella è la specie che più

contribuisce al catturato sia dal punto di vista numerico e ponderale (45,6 % in

numero e 62% in biomassa). Dal punto di vista numerico è seguita dal rutilo (40%)

mentre per quanto riguarda la biomassa è seguita dal lucioperca (18%).

A)

B)

Fig. 8.1. Contributo numerico (A) e ponderale (B) delle diverse specie al catturato nelle reti bentiche

A)

B)

Fig. 8.2. Contributo numerico (A) e ponderale (B) delle singole specie al catturato delle reti pelagiche

Nel catturato delle reti bentiche gli individui appartenenti alla categoria trofica

degli onnivori dominano in numero con il 36% dei soggetti catturati (Fig. 8.3A) e in

peso con il 46% della biomassa (Fig. 8.3B). I planctivori invece sono i più

abbondanti nelle reti pelagiche con il 55% dei soggetti catturati (Fig. 8.4A) e il 75%

della biomassa (Fig. 8.4B).

Le specie alloctone sono dominanti nel catturato delle reti bentiche dove

costituicono il 67% del numero di soggetti catturati (Fig. 8.5A) e il 65% della

biomassa complessiva (Fig.8.5B). Questo quadro è ancora più netto per le reti

pelagiche dove il 93% degli esemplari catturati (Fig. 8.6A) e il 98% delle biomasse

86

(8.6B) è di origine alloctona. Tra le specie alloctone dominano nelle reti bentiche

quelle di recente introduzione mentre nelle reti pelagiche dominano quelle

acclimatate da tempo.

A)

B)

Fig. 8.3. Contributo numerico (A) e ponderale (B) delle singole categorie funzionali al catturato delle

reti bentiche

A)

B)

Fig. 8.4 . Contributo numerico (A) e ponderale (B) delle singole categorie funzionali al catturato delle

reti pelagiche

87

A)

B)

Fig. 8.5 - Contributo numerico (A) e ponderale (B) delle specie autoctone, alloctone acclimatate e

alloctone recenti al catturato delle reti bentiche.

A)

B)

Fig. 8.6. Contributo numerico (A) e ponderale (B) delle specie autoctone, alloctone acclimatate e

alloctone recenti al catturato delle reti pelagiche.

8.2.2 Distribuzione verticale

La distribuzione verticale della singole specie nelle reti bentiche non è

omogenea (Fig 8.7). Il numero maggiore di individui è stato catturato negli strati

superficiali con una progressiva diminuzione all’aumentare della profondità.

Le specie euriterme dominano gli strati d’acqua più superficiali (fino a 20 m di

profondità) mentre le specie frigofile si ritrovano in netta prevalenza negli strati

d’acqua inferiori (da 20 metri fino a 75 m). Numericamente prevalgono il rutilo e il

pesce persico negli strati superiori, mentre lo scazzone e la bondella sono le specie

catturate con più frequenza alle profondità maggiori (Fig. 8.7A). E’ da notare la

significativa presenza dell’acerina, specie alloctona di recente introduzione, catturata

in tutti gli strati di campionamento fino alla profondità di circa 20 m e i cui valori

massimi di abbondanza sono stati registrati nello strato 3-6 metri.

Le biomasse più elevate sono state misurate negli strati superficiali con il

contributo maggiore del rutilo, del pesce persico e dell’acerina (Fig. 8.7A).

Il quadro dei campionamenti pelagici è sostanzialmente sovrapponibile a

quanto emerge dal campionamento con le reti bentiche, sebbene il numero di specie

rappresentate sia nettamente minore (Fig. 8.8). Le specie euriterme sono distribuite

88

prevalentemente negli strati superficiali e tra esse domina numericamente il rutilo

(Fig. 8.8A) e ponderalmente il lucioperca (Fig. 8.8B). I coregonidi, ed in particolare

il coregone bondella, sono presenti già a partire dallo strato 10-20 m, dominano

invece gli strati d’acqua più profondi. L’agone è stato catturato solo nello strato

superficiale. La biomassa maggiore è stata misurata negli strati più profondi, con il

contributo significativo del coregone bondella (Fig. 8.8B) sebbene la biomassa del

lucioperca nello strato più superficiale sia comunque consistente.

A)

B)

Fig. 8.7. Distribuzione verticale delle abbondanze (A) e delle biomasse (B) delle specie ittiche nelle

reti bentiche. La barra di errore corrisponde alla deviazione standard.

A)

B)

Fig. 8.8. Distribuzione verticale delle abbondanze (A) e delle biomasse (B) delle specie ittiche nelle

reti pelagiche.

Per quanto riguarda la distribuzione verticale delle diverse categorie funzionali

nelle reti bentiche (Fig. 8.9), gli onnivori dominano negli strati più superficiali

mentre negli strati più profondi dominano i planctivori e i bentivori.

Le abbondanze di onnivori e piscivori hanno una distribuzione unimodale

simile tra loro (Fig. 8.9A). I valori massimi vengono raggiunti nello strato 3-6 metri a

cui segue una diminuzione progressiva. Al contrario, le abbondanze di onnivori e

planctivori, mostrano una distribuzione bimodale con un primo picco tra 3 e 6 metri e

un secondo negli strati più profondi. La distribuzione verticale delle biomasse (Fig.

89

8.9B) non si discosta dal quadro delle abbondanze sopra evidenziato. Gli onnivori

dominano negli strati più superficiali, mentre bentivori e planctivori negli strati più

profondi. Anche la distribuzione delle biomasse mostra lo stesso andamento messo in

evidenza per le abbondanze. Onnivori e piscivori hanno una distribuzione di tipo

unimodale, mentre bentivori e planctivori di tipo bimodale.

La distribuzione delle abbondanze (Fig. 8.10A) e delle biomasse (Fig. 8.10B)

nelle reti pelagiche rivela una netta prevalenze della componente planctivora che

presenta un andamento bimodale con un primo picco tra 10 e 20 m ed un secondo tra

i 30 e 40m. Onnivori e piscivori sono limitati allo strato più superficiale.

A)

B)

Fig. 8.9 - Distribuzione verticale delle abbondanze (A) e delle biomasse (B) delle diverse categorie

trofiche nelle reti bentiche nella regione centro-meridionale del Lago Maggiore durante il 2013. La

barra di errore corrisponde alla deviazione standard.

A)

B)

Fig. 8.10 - Distribuzione verticale delle abbondanze (A) e delle biomasse (B) delle diverse categorie

trofiche nelle reti pelagiche nella regione centro-meridionale del Lago Maggiore durante il 2013.

90

Dal punto di vista numerico (Fig. 8.11A) e delle biomasse (Fig. 8.11B), le

specie alloctone sono dominanti negli strati superficiali. Il contributo maggiore

deriva dalle specie di recente comparsa. Al contrario, nella zona sublitorale,

dominano ancora, se pur di poco le specie autoctone.

Nella zona pelagica invece (Fig. 8.12A) a tutte le profondità si nota la netta

dominanza delle specie alloctone ed in particolare di quelle acclimatatesi da tempo

(coregonidi). La dominanza delle specie alloctone è ancor più evidente quando si

considera la distribuzione verticale delle biomasse (Fig. 8.12B): nello strato

superficiale dominano le specie alloctone di recente introduzione mentre negli strati

più profondi quelle acclimatate da tempo, ad eccezione dello strato più profondo

dove sono state catturate solo specie autoctone.

A)

B)

Fig. 8.11 - Distribuzione verticale delle abbondanze (A) e delle biomasse (B) delle specie ittiche

autoctone, alloctone recenti, e alloctone acclimatate nelle reti bentiche. La barra di errore corrisponde

alla deviazione standard.

A)

B)

Fig. 8.12 - Distribuzione verticale delle abbondanze (A) e delle biomasse (B) delle specie ittiche

autoctone, alloctone acclimatate e alloctone recenti nelle reti pelagiche.

8.2.3 Caratterizzazione della comunità ittica: considerazione conclusive

I risultati mostrati nel dettaglio in precedenza sono, ad oggi, gli unici di questo

genere disponibili per i grandi laghi italiani e rappresentano dunque un elemento di

novità estremamente positivo rispetto al quadro asfittico della ricerca limnologica-

91

ittiologica italiana, spesso limitata agli aspetti, importanti ma non esaustivi, relativi

alla pesca commerciale. Essi costituiscono un punto di partenza fondamentale per lo

sviluppo e il mantenimento di una serie storica di riferimento relativa alla fauna ittica

del Lago Maggiore confrontabile con quanto già presente per molti altri laghi

europei. L’utilizzo di uno schema di campionamento standardizzato a livello europeo

(basato sulle norme ISO-CEN) permetterebbe infatti, qualora si rendesse necessario,

un confronto tra dati “dello stesso tipo”. In questo senso le informazioni acquisite in

questa ricerca sono fondamentali per l’applicazione di quanto richiesto dalla

Direttiva Quadro sulle Acque (2000/60/EC), che, per quanto riguarda l’Italia è stata

recepita dal Decreto Legislativo 260/2010.

Sebbene il quadro che deriva dai campionamenti effettuati in questa indagine è

chiaramente di tipo puntuale, riferendosi ad un preciso intervallo stagionale (quello

estivo, che tuttavia, è ritenuto il più affidabile in termini di rappresentatività), è stato

possibile descrivere in forma quantitativa alcune caratteristiche relative alla comunità

ittica della zona centro-meridionale del Lago Maggiore, che possono essere riassunte

come segue:

a) la prevalenza delle specie ittiche alloctone con una evidente importanza

anche di quelle di recente comparsa, quali l’acerina e, soprattutto, il rutilo o

gardon.

b) una presenza massiccia, quantomeno negli strati più superficiali della zona

pelagica, di specie ritenute tipicamente “litorali”, quali rutilo e lucioperca.

c) la scarsa abbondanza dell’agone, solo pochi anni fa particolarmente

abbondante (tanto da richiedere misure di contenimento specifiche).

d) la dominanza del coregone bondella nella zona pelagica, in special modo in

quella profonda.

8.3 Sovrapposizione della nicchia trofica

Il grado di sovrapposizione della nicchia trofica delle specie ittiche prese in esame

(Agone, gardon e coregone bondella) è stato valutato mediante l’indice di

sovrapposizione α (Schoener, 1970) rivisto in Northcote & Hammar (2006), ed

espresso come:

α= 1- 0,5(∑i=1 n|V.I.xi – V.Iyi|)

dove:

n= numero delle categorie alimentari

V.I.xi = valore d’importanza della categoria alimentare i nella specie x

V.Iyi = valore d’importanza della categoria alimentare i nella specie y

Sono stati esaminati se possibile 20 stomaci per specie per mese. Per ogni

stomaco esaminato sono state determinate le categorie alimentari presenti,

esprimendo i dati come: abbondanza percentuale (%N), equivalente al numero di

individui di ciascuna categoria alimentare rispetto al numero totale di individui;

92

presenza percentuale (%S), ossia il numero degli stomaci contenenti ciascuna

categoria alimentare sul totale degli stomaci pieni (Hickeley et al., 1994); valore

d’importanza (V.I.), calcolato come segue:

V.I.= %N x √%S

L’indice varia tra 0 (nessuna sovrapposizione) e 1 (completa sovrapposizione).

Valori superiori a 0,6 devono essere giudicati biologicamente significativi ed

indicativi di competizione intraspecifica se le risorse sono limitate, mentre α>0,8 può

essere considerato indice di un elevato grado di similarità nelle diete e di

significativa competizione.

Come mostrato di seguito, l’indice di sovrapposizione di nicchia tra agone e

coregone bondella (Fig. 8.13) raggiunge mediamente valori abbastanza elevati

(α=0,59), eccezion fatta per il mese di agosto in cui l’indice assume il valore più

basso (α=0,23). I valori di più elevati si registrano nei mesi invernali (gennaio

=0.92 e febbraio =0.6) e nei mesi estivi (giugno =0.64 e luglio =0.77).

Fig. 8.13 - Indice di sovrapposizione della nicchia trofica per agone e coregone bondella.

Confrontando le diete di coregone bondella e gardon (Fig. 8.14) e di agone e

gardon (Fig. 8.15) si può notare che l’indice di sovrapposizione si attesta intorno a

valori medi relativamente contenuti (α=0,46 e α=0,38 rispettivamente). Tuttavia, se

per agone e gardon non sembra delinearsi una competizione per le risorse in nessuno

dei mesi considerati (valore massimo di α =0,50), ciò risulta meno evidente per il

coregone bondella, per il quale in alcuni casi i valori di alfa sono relativamente

elevati (nel mese di ottobre α=0,86 e nel mese di maggio α =0,60).

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0,1

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93

Fig. 8.14 - Indice di sovrapposizione della nicchia trofica tra coregone bondella e gardon.

Fig. 8.15 – Indice di sovrapposizione della nicchia trofica tra gardon e agone

Le informazioni relative all’analisi della nicchia alimentare delle tre specie più

significative hanno messo in evidenza che, sebbene vi sia una certa sovrapposizione

tra le tre specie analizzate, questa solo raramente sembra essere allarmante dal punto

di vista della competizione interspecifica, almeno per quanto riguarda la porzione

centromeridionale e più produttiva del Lago Maggiore. Tuttavia, soprattutto tra

agone e coregone bondella, i valori di sovrapposizione della nicchia trofica sono in

alcuni mesi piuttosto elevati e ciò, sebbene probabilmente solo in parte, potrebbe

spiegare le importanti differenze riscontrate nell'abbondanza di queste due specie

ittiche, suggerendo che, quantomeno in presenza di una produttività lacustre di una

certa rilevanza, la bondella potrebbe essere favorita rispetto alll'agone..

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94

Bibliografia

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ittica nei laghi italiani. Report CNR-ISE 02.14. 15pp.

95

9. CONCLUSIONI

I risultati ottenuti con le ricerche condotte nel 2013 hanno, in sostanza,

confermato le tendenze evolutive generali dell’ecosistema, secondo quanto registrato

negli anni precedenti. Tuttavia, soprattutto per alcuni parametri, la variabilità

interannuale può essere significativa e confondere il quadro generale, se non

analizzata in una prospettiva di lungo periodo. In quest’ottica, per ognuna delle

singole ricerche, i dati raccolti nel 2013 sono stati confrontati, dove possibile, sia con

i risultati ottenuti nel 2012 che con l’andamento pluriennale delle variabili di

interesse.

Per quanto riguarda l’entità delle precipitazioni, nel 2013 si sono registrati,

mediamente nel bacino del Lago Maggiore, 1710 mm di pioggia, valore in perfetta

media pluriennale. Tale valore è il risultato di elevate piogge ad aprile, maggio,

ottobre e dicembre che hanno bilanciato le scarse precipitazioni soprattutto dei primi

tre mesi dell’anno e di giugno. L’andamento delle portate nel 2013 è stato

determinato dalla bassa piovosità dei primi tre mesi dell’anno e dalle consistenti

piogge di aprile e maggio, con una media delle portate annuali leggermente al di

sotto dei valori di riferimento, seppure in presenza di una certa variabilità tra gli

immissari, anche con variazioni consistenti, in un senso o nell’altro, rispetto alle

medie pluriennali.

Anche nell’inverno 2012-2013 le condizioni meteorologiche instauratesi

sull’areale del Lago Maggiore non sono state così spinte da determinare una

omogeneizzazione completa delle sue acque, un aspetto idrodinamico quest’ultimo

divenuto ormai la regola per il bacino lacustre: essa ha raggiunto la profondità di ca.

120 m, confermata anche dai valori di stabilità termica presente lungo la colonna.

Un infossamento di acque fredde si è verificato nei mesi di aprile e maggio in seguito

alle elevate precipitazioni di questi mesi.

I primi risultati delle analisi statistiche per valutare gli effetti delle forzanti

climatiche a grande scala, pongono in evidenza come le condizioni meteorologiche

locali, private degli effetti di forcing a grande scala abbiano un’incidenza sulla

profondità di mescolamento e almeno in parte sulle concentrazioni di ossigeno

profondo; scarso invece il loro perso sui contenuti di calore presenti nella massa

d’acqua, sia nello strato mescolato che nell’ipolimnio, che sono invece condizionati

per lo più dalla variabilità delle oscillazioni atlantiche.

Per quanto riguarda la dinamica dello zooplancton, l’anno 2013 è stato

peculiare sia in quanto caratterizzato da un ridimensionamento numerico del

popolamento zooplanctonico di rete, sia per una dinamica stagionale diversa da

quella osservata nel quinquennio passato. A determinare le differenze sono stati il

mancato sviluppo numerico, solitamente massimo a Maggio, e un picco di più

modesta entità a Giugno, e in secondo luogo una presenza numerica di Daphnia

decisamente contenuta. In linea con i tratti della dinamica stagionale è stato invece lo

sviluppo numerico della seconda parte dell’anno con una presenza rilevante di

Diaphanosoma brachiurum così come solitamente osservato. E’ possibile attribuire

96

le differenze osservate nel periodo primaverile al fatto che i mesi di Aprile e Maggio

siano stati molto piovosi.

Anche lo svolgimento della successione stagionale del fitoplancton ha

sicuramente subito gli effetti della variabilità meteo-climatica locale, evidenti,

soprattutto, a carico delle diatomee. Per quanto riguarda il bacino del Lago

Maggiore, sia la primavera del 2002 che quella del 2013, sono state caratterizzate da

un’abbondanza di precipitazioni superiore alla norma, con un possibile aumento

degli apporti di silicati a lago, situazione che favorisce le diatomee di grandi

dimensioni, come Fragilaria crotonensis, dominante nel 2013. Le dinamiche della

successione fitoplanctonica osservate nel 2013, quindi, confermano la tendenza

evidenziata negli ultimi anni, secondo cui, a fronte di uno stretto controllo sui carichi

puntiformi di nutrienti, è divenuto sempre più importante il ruolo degli apporti da

fonti diffuse, soprattutto in relazione all’azione di eventi meteoclimatici estremi, il

cui effetto, sul lungo termine, potrebbe essere simile a quello prodotto dal processo

di eutrofizzazione sperimentato dal lago negli anni ’60-‘70.

La concentrazione di sostanza organica, espressa come carbonio organico

totale, nel 2013 non è cambiata in modo rilevante rispetto agli anni precedenti. La

disponibilità di carbonio inorganico è sempre stata elevata durante tutto il corso

dell’anno. A partire dal 2013 lo studio del TOC si è ampliato includendo anche la

valutazione delle sue caratteristiche qualitative, studiando la dinamica delle particelle

esopolimeriche trasparenti (TEP, Transparent Exopolymeric Particles) e della

CDOM (Chromophoric Dissolved Organic Matter). Le prime sono responsabili della

componente mucillaginosa della DOM lacustre, prodotta talvolta in modo massivo

dall’attività algale, mentre la seconda è costituita da composti organici ad elevata

aromaticità ed è un indicatore di ingresso al lago di sostanza organica alloctona.

Le TEP hanno costituito una frazione importante del DOM, fino al 40%, nei

mesi di maggio e giugno negli strati epilimnici rimanendo su valori modesti e

decrescenti con la profondità negli stati ipolimnici. Si tratta di quantità che, pur non

avendo causato nel 2013 fenomeni critici, risultano tuttavia tali da far considerare

con attenzione questa frazione della sostanza organica, in quanto, pur essendo il

Lago Maggiore oligotrofo, la massima concentrazione qui misurata (400 µgL-1

) è

risultata superiore a quella media di 22 laghi della zona nord temperata. Oltre ai

potenziali effetti negativi sull’attività di pesca (occlusione delle reti) e sulle

caratteristiche dell’acqua (formazione di schiume), le TEP nei laghi possono

influenzare il trasporto e la segregazione del carbonio organico nei sedimenti con

conseguenze importanti sul bilancio del carbonio.

La CDOM è risultata essere una componente importante del DOM negli strati

più profondi nei mesi invernali e primaverili mentre nei mesi estivi ed autunnali la

componente autoctona, a basso peso molecolare, domina il DOM in tutta la colonna

d’acqua. Il monitoraggio dell’abbondanza relativa di CDOM risulta importante nel

quadro della valutazione degli effetti sul lago dell’evoluzione climatica in atto,

evidenziando eventuali immissioni di sostanza organica terrigena a seguito

dell’erosione e del dilavamento dei suoli, causati da fenomeni meteorologici intensi.

In conclusione, TEP e CDOM presentano, nel Lago Maggiore, una variabilità

spaziale e temporale tale da renderli utili indicatori di eventuali variazioni qualitative

della sostanza organica presente in lago.

97

Nel complesso, la concentrazione di TOC si è mantenuta prossima ai valori

misurati nel quinquennio precedente, confermando la sostanziale stabilità dello stato

trofico del Lago Maggiore.

Le analisi di questo primo anno di monitoraggio della presenza di antibiotico-

resistenze nel Lago Maggiore mostrano il quadro di un lago fortemente antropizzato,

dove resistenze specifiche ad antibiotici sintetici sono presenti e diffuse. Questa

situazione pur essendo lontana dall’essere ottimale non è ancora di emergenza ma

sicuramente è di preallarme perché l’utilizzo delle acque del lago per fini diversi,

dall’alimentare al ricreativo, è già elevato ed è destinato all’incremento nei prossimi

anni. Un aumento del rischio legato alla diffusione di batteri antibiotico-resistenti è

plausibile in assenza di un adeguamento dei sistemi di depurazione e in presenza di

un utilizzo di antibiotici che, seppur in lieve calo secondo le fonti ufficiali, è

comunque ancora massiccio nel settore della salute umana e, soprattutto, in ambito

agricolo e zootecnico. Le criticità emerse in questo primo anno di indagine saranno

valutate nel dettaglio nei prossimi anni, focalizzando l’attenzione sull’individuazione

di possibili differenze stagionali e spaziali lungo la colonna d’acqua nella

distribuzione di batteri antibiotico-resistenti.

Per quanto riguarda la composizione chimica delle acque lacustri, si conferma

la diminuzione dei nitrati iniziata nel 2010, sia nelle acque epilimniche che

sull’intera colonna d’acqua, da attribuire ad una diminuzione complessiva degli

apporti di azoto al bacino imbrifero del lago dalle deposizioni atmosferiche, processo

che merita di essere seguito con attenzione.

D’altro canto si conferma, nel 2013, la tendenza all’aumento della

concentrazione di fosforo: i valori attuali appaiono molto simili a quelli della prima

metà degli anni ’90. Tale variazione non è necessariamente indicativa di un

peggioramento dello stato trofico e del livello qualitativo delle acque; le variazioni

dei nutrienti possono dipendere infatti da molteplici fattori, tra cui i processi di

mescolamento, a loro volta influenzati dalle condizioni meteorologiche locali.

Relativamente ai metalli pesanti di origine prettamente antropica e che

potrebbero avere rilevanza ai fini della qualità delle acque, questi sono assenti o

presenti in concentrazioni prossime al limite di rilevabilità.

Per quanto riguarda gli apporti dai tributari, i torrenti Bardello e Boesio

presentano ancora situazioni di criticità, rispetto alle concentrazioni di azoto e

fosforo, che nonostante la tendenza al miglioramento visibile negli anni più recenti,

si mantengono su valori ancora troppo elevati per garantire il raggiungimento di una

soglia di buona qualità ecologica.

Peraltro, i carichi di fosforo totale sono diminuiti nella maggior parte dei corsi

d’acqua, prevalentemente grazie alla diminuzione delle concentrazioni. Le portate

non sono variate, infatti, in modo sostanziale nel 2013 rispetto all’anno precedente,

con l’eccezione di un aumento nel caso del Toce, soprattutto a causa delle portate

elevate registrate nei mesi primaverili ed in luglio. Le diminuzioni più evidenti hanno

riguardato il Ticino immissario, la Maggia ed il Tresa, ovvero i tre tributari più

importanti, risultando in una diminuzione complessiva dei carichi di fosforo a lago,

rispetto al 2012. Si deve però rilevare come dal 2005 in poi gli apporti totali

sembrano presentare una lieve tendenza all’aumento: nell’ultimo triennio, in

particolare, gli apporti sono risultati sempre superiori alle 200 t P a-1

, considerata la

soglia accettabile per il mantenimento di uno stato oligotrofo delle acque. Questa

tendenza riguardante i carichi in ingresso a lago potrebbe spiegare il recente

98

aumento, seppur contenuto, delle concentrazioni di fosforo reattivo e totale nelle

acque lacustri.

Per quanto concerne i carichi di azoto a lago, i valori misurati riflettono la

tendenza alla diminuzione osservata nell’ultimo decennio, nonostante un’accentuata

variabilità, come conseguenza della relazione tra gli apporti di azoto e gli afflussi

meteorici sul bacino.

Relativamente alla distribuzione geografica degli apporti di nutrienti a lago, le

acque tributarie lombarde presentano una situazione ancora inaccettabile, soprattutto

a causa dei contributi di Bardello e Boesio. Migliore appare la situazione per l’areale

piemontese, pur in uno scenario disomogeneo, mentre è da ritenersi più che buona e

pressoché costante nel tempo la situazione delle acque tributarie ticinesi.

Alcune informazioni originali ed utili per la gestione dell’ecosistema lago sono

emerse dalla ricerca accessoria sullo stato delle fauna ittica, sebbene il quadro che

deriva dai campionamenti effettuati sia ancora incompleto e limitato alla zona centro-

meridionale del Lago Maggiore. In particolare, meritano di essere menzionate la

prevalenza delle specie ittiche alloctone, con una evidente importanza anche di

quelle di recente comparsa, la forte riduzione dell’agone, fino a pochi anni fa oggetto

misure di contenimento specifiche, la dominanza del coregone bondella nella zona

pelagica, in special modo in quella profonda.

Le informazioni relative all’analisi della nicchia alimentare delle tre specie più

significative hanno messo in evidenza che, sebbene vi sia una certa sovrapposizione

tra le tre specie analizzate, questa solo raramente sembra essere allarmante dal punto

di vista della competizione interspecifica, almeno per quanto riguarda la porzione

centromeridionale e più produttiva del Lago Maggiore. Tuttavia, soprattutto tra

agone e coregone bondella, i valori di sovrapposizione della nicchia trofica sono in

alcuni mesi piuttosto elevati e ciò, sebbene probabilmente solo in parte, potrebbe

spiegare le diverse abbondanze di queste due specie ittiche.

In conclusione, i dati ottenuti nel corso del 2013 confermano che il Lago

Maggiore mantiene tuttora quella condizione prossima all'oligotrofia, che ne ha

caratterizzata l'evoluzione recente. Peraltro, come osservato in occasione di

precedenti indagini, lo stato ecologico attuale del lago è il risultato di un equilibrio

tra il controllo imposto dai fattori meteoclimatici e quello legato alla pressione

antropica che ancora grava sull’ecosistema. Questo equilibrio rimane precario e

suscettibile di alterazioni a seguito di eventi estremi, come episodi di siccità o

d’ingenti precipitazioni oppure introduzione di sostanze o organismi capace di

alterare la rete trofica. Per la diagnosi precoce degli effetti perturbanti, spesso non

conclamati nelle fasi iniziali, e per la loro mitigazione è indispensabile poter disporre

della serie storica dettagliata ed esauriente di dati limnologici che l'attività di ricerca

limnologica sostenuta dalla CIPAIS senz'altro garantisce, diversamente dal meno

esaustivo monitoraggio " a norma di legge". Soltanto una sorveglianza adeguata,

basata su una frequenza di campionamento congrua con la velocità di cambiamento

delle variabili fisiche, chimiche e biologiche nell'ambiente naturale e su metodologie

analitiche sufficientemente sensibili, precise ed accurate, potrà garantire la capacità

diagnostica necessaria per individuare precocemente un eventuale deterioramento

qualitativo delle acque lacustri.

99

ELENCO DEGLI AUTORI E DEI COLLABORATORI

RESPONSABILE SCIENTIFICO DELLA RICERCA

Dr. Giuseppe Morabito

RESPONSABILE AMMINISTRATIVO:

Dr. Marina Manca (Direttore Istituto per lo Studio degli Ecosistemi)

ELENCO DEGLI AUTORI

Dr. Valter Ambrosetti Limnologo fisico

Dr. Martina Austoni Idrobiologo

Prof. Luigi Barbanti Limnologo fisico

Dr. Roberto Bertoni Microbiologo Acquatico

Dr. Cristiana Callieri Microbiologo Acquatico

Dr. Barbara Campi Ittiologo

Per. Ind. Igorio Cerutti Tecnico in Ittiologia

Dr. Marzia Ciampittiello Limnologo fisico

Per. Ind. Mario Contesini Tecnico in Microbiologia

Dr. Gianluca Corno Microbiologo Acquatico

Dr. Andrea Di Cesare Microbiologo Acquatico

Dr. Claudia Dresti Limnologo fisico

Dr. Ester Eckert Microbiologo Acquatico

Dr. Paola Giacomotti Idrochimico

Dr. Marina Manca Idrobiologo

Dr. Giuseppe Morabito Idrobiologo

Per. Arianna Orrù Tecnico in Idrochimica

Dr. Roberta Piscia Idrobiologo

Per. Ind. Alfredo Pranzo Tecnico in Idrochimica

Dr. Michela Rogora Idrochimico

Dr. Angelo Rolla Limnologo fisico

Dr. Helmi Saidi Limnologo fisico

Dr. Paolo Sala Ittiologo

Per. Chim. Gabriele A. Tartari Tecnico in Idrochimica

Dr. Pietro Volta Ittiologo

ELENCO DEI COLLABORATORI

Sig.na Evelina Crippa Tecnico in limnologia fisica

Per. Elet. Dario Manca Tecnico informatico

INDIRIZZO DEGLI AUTORI E DEI COLLABORATORI

Consiglio Nazionale delle Ricerche

Istituto per lo Studio degli Ecosistemi

Sede di Verbania

Largo V. Tonolli 50/52

28922 – VERBANIA PALLANZA