ISSN: 1013-8099
Commissione Internazionale
per la protezione delle acque italo-svizzere
Ricerche sull'evoluzione del Lago Maggiore
Aspetti limnologici
Campagna 1997
e
Relazione finale per il quinquennio
Consiglio Nazionale delle Ricerche
Istituto Italiano di Idrobiologia
Verbania Pallanza
I dati riportati nel presente volume possono essere utilizzati purché se ne citi la
fonte come segue:
Istituto Italiano di Idrobiologia - C.N.R. 1998. Ricerche sull'evoluzione del
Lago Maggiore. Aspetti limnologici. Campagna 1997. Relazione finale per il
quinquennio. Commissione Internazionale per la protezione delle acque italosvizzere (Ed.): 83 pp.
ISSN: 1013-8099
Commissione Internazionale
per la protezione delle acque italo-svizzere
Ricerche sull'evoluzione del Lago Maggiore
Aspetti limnologici
Campagna 1997
e
Relazione finale per il quinquennio
Consiglio Nazionale delle Ricerche
Istituto Italiano di Idrobiologia
Verbania Pallanza
RIASSUNTO
Vengono qui riportati i risultati ottenuti dalle ricerche sul Lago Maggiore realizzate
dal C.N.R. Istituto Italiano di Idrobiologia per conto della Commissione Internazionale
per la Protezione delle Acque Italo-Svizzere. Trattandosi dell’ultimo anno del quarto ciclo quinquennale, vengono altresì illustrate le tendenze e le evidenze emerse nel quinquennio, confrontate con quanto osservato negli ultimi 50 anni.
I risultati ottenuti evidenziano che se da una parte la tendenza all’oligotrofizzazione
delle acque lacustri, già osservata nel precedente quinquennio, è stata confermata,
dall’altra sono emersi elementi contrastanti le aspettative basate sui modelli classici di
oligotrofizzazione.
Appare chiaro che con il raggiungimento di stati trofici più bassi, il fosforo non rappresenta più il solo e più importante elemento di controllo della funzionalità
dell’ecosistema lacustre, ma altri fattori climatici e biologici assumono un ruolo di rilievo.
SUMMARY
This volume reports the results obtained from the detailed research carried out on
Lago Maggiore by the C.N.R. Istituto Italiano di Idrobiologia on behalf of the
Commissione Internazionale per la Protezione delle Acque Italo-Svizzere during the
period 1993-1997. The achieved results are compared with those of the long term series
and discussed in view of describing the recent trends in the evolution of this important
fresh water ecosystem.
It appears evident that as the phosphorus concentration is reducing the oligotrophic
values the role of this element in controlling ecosystem functioning is reduced and in
some cases contrasted by other environmental factors as climatic variables and biotic
interactions.
INDICE
1.
INTRODUZIONE. .................................................................................................... 1
(R. de Bernardi)
1.1.
1.2.
1.3.
1.4.
Prefazione................................................................................................................... 1
Inquadramento geografico. ...................................................................................... 2
Modalità di campionamento e metodi di analisi. .................................................... 3
Unità di misura .......................................................................................................... 4
2. INDAGINI SUL BACINO IMBRIFERO................................................................ 5
2.1. Caratteristiche idrologiche. ....................................................................................... 5
(V. Libera e A. Carollo)
2.1.1. Pluviometria del bacino imbrifero..................................................................... 5
2.1.2. Deflussi.............................................................................................................. 8
2.2. Meteorologia dell’areale lacustre ........................................................................... 11
(W. Ambrosetti, L. Barbanti e A. Rolla)
2.2.1. Radiazione solare............................................................................................. 11
2.2.2. Temperatura atmosferica. ................................................................................ 11
2.2.3. Evaporazione. .................................................................................................. 13
2.2.4. Intensità e direzione del vento. ........................................................................ 13
2.3. Apporti chimici dai tributari. ................................................................................. 15
2.3.1. Caratteristiche chimiche e chimico fisiche. ..................................................... 15
(A. Calderoni, A. Pranzo e G. Tartari)
2.3.2. Carichi chimici ................................................................................................ 23
2.3.3. Carbonio organico totale (TOC)...................................................................... 32
(R. Bertoni, C. Callieri e M. Contesini)
3. INDAGINI SULL’AMBIENTE PELAGICO ....................................................... 33
3.1. Limnologia fisica...................................................................................................... 33
(W. Ambrosetti, L. Barbanti e A. Rolla)
3.1.1. Livelli del lago................................................................................................. 33
3.1.2. Trasparenza delle acque lacustri...................................................................... 34
3.1.3. Temperatura delle acque lacustri..................................................................... 35
3.1.3.1. Acque superficiali......................................................................................... 35
3.1.3.2. Acque profonde. ........................................................................................... 36
3.1.4. Ossigenazione delle acque lacustri .................................................................. 37
3.1.5. Bilancio termico .............................................................................................. 38
3.1.6. Profondità di mescolamento. ........................................................................... 39
3.2. Chimica lacustre ...................................................................................................... 41
(A. Calderoni, A. Pranzo e G. Tartari)
3.2.1. Chimismo di base ............................................................................................ 41
3.2.2. Composti dell’azoto......................................................................................... 43
3.2.3. Composti del fosforo. ...................................................................................... 45
3.2.4. Ossigeno disciolto. .......................................................................................... 45
3.2.5. Silicati reattivi ................................................................................................. 47
3.3. Popolamenti planctonici.......................................................................................... 48
3.3.1. Indagini sul fitoplancton.................................................................................. 48
(G. Morabito e P. Panzani)
3.3.1.1. Struttura dei popolamenti. ............................................................................ 48
3.3.1.2. Variazioni della biomassa............................................................................. 49
3.3.2. Indagini sullo zooplancton............................................................................... 51
(M. Manca, M. Beltrami, P. Comoli, N. Cavicchioni e R. de Bernardi)
3.4. Carbonio organico e popolamenti batterici eterotrofi ......................................... 53
(R. Bertoni, C. Callieri e M. Contesini)
3.4.1. Carbonio organico totale (TOC)...................................................................... 53
4. OSSERVAZIONI CONCLUSIVE SUL TREND EVOLUTIVO DEL LAGO
MAGGIORE ANALIZZATO ATTRAVERSO ALCUNI PARAMETRI
SIGNIFICATIVI ...................................................................................................... 55
4.1. Inquadramento generale......................................................................................... 55
4.2. Lineamenti idrologici ............................................................................................. 55
(V. Libera e A. Carollo)
4.3. Osservazioni sull'idrodinamica del lago ................................................................ 57
(W. Ambrosetti e L. Barbanti)
4.3.1. Contenuto calorico........................................................................................... 58
4.3.2. Ossigenazione.................................................................................................. 59
4.3.3. Profondità di mescolamento ............................................................................ 59
4.4. Chimismo delle acque ed evoluzione trofica ......................................................... 60
(R.. Bertoni, A. Calderoni, R. de Bernardi e R. Mosello)
4.4.1.Bilancio del TOC.............................................................................................. 65
4.5. Considerazioni generali sull'evoluzione a lungo termine di popolamenti
planctonici ................................................................................................................ 66
4.5.1. Fitoplancton..................................................................................................... 66
(D. Ruggiu)
4.5.2. Zooplancton..................................................................................................... 70
(M. Manca e R. de Bernardi)
4.6. Effetti dell'evoluzione trofica del lago sul carbonio organico e sulle variabili ad
esso associabili.......................................................................................................... 72
(R. Bertoni e C. Callieri)
5.
CONCLUSIONI ...................................................................................................... 76
(R. de Bernardi)
BIBLIOGRAFIA............................................................................................................. 78
ELENCO DEGLI AUTORI E DEI COLLABORATORI .......................................... 81
APPENDICE ................................................................................................................... 82
Repertorio bibliografico delle pubblicazioni sul Lago Maggiore ..................................... 82
1. INTRODUZIONE
1.1. Prefazione
Questo volume riporta i risultati delle indagini limnologiche dettagliate che
l’Istituto Italiano di Idrobiologia ha condotto sull’ecosistema del Lago Maggiore per
conto della Commissione Internazionale per la Protezione delle Acque Italo-Svizzere
durante il 1997. In esso vengono altresì valutate le tendenze recenti del lago nel
quinquennio 1993-1997, confrontandolo con quello dei periodi precedenti.
Il quinquennio passato ha posto in luce una serie di elementi non trascurabili
nell’economia della funzionalità lacustre e delle sue tendenze evolutive recenti. Da una
parte, infatti, è risultato evidente come il potenziamento degli impianti di depurazione
delle acque reflue abbia contribuito fortemente alla riduzione degli apporti di
inquinanti al lago, raggiungendo quasi i valori obiettivo per il fosforo. Questo ha
comportato certamente un miglioramento generale dell’ecosistema, anche se sono
emerse evidenze dell’influenza di altri fattori di controllo.
Dai risultati esposti emerge, infatti, come nel quinquennio 1993-1997 la funzionalità lacustre sia legata, in maniera ancora da chiarire, a tutta una serie di concause che
hanno determinato una elevata instabilità dei processi biologici, facendo emergere
elementi contrastanti la tendenza all’oligotrofizzazione ancora di difficile interpretazione univoca. Fattori climatici, fattori di interazione biotica si sono, infatti,
sovrapposti, in qualche caso contrastandoli, agli effetti della riduzione dei carichi di
fosforo creando in alcune situazioni fenomeni di complesse relazioni causa-effetto. Da
rilevare al proposito come durante il 1993 si sia verificata da Settembre a Ottobre la
più imponente piena del lago dopo quella record del 1868.
E’ evidente, però, che maggiore è la diminuzione del ruolo del fosforo quale
elemento di controllo e maggiore diventa il peso degli altri fattori ambientali. Fra
questi, senza dubbio di rilievo è stato nel quinquennio il ritrovamento di DDT
nell’ecosistema, per il quale si sono attivate per conto della Commissione Internazionale per la Protezione delle Acque Italo-Svizzere accurate e approfondite indagini. La
conseguenza di questo ritrovamento e il rinvenimento di concentrazioni nei pesci
superiori ai limiti di legge italiani ha comportato sin dal Luglio 1996 il blocco della
pesca su alcune tra le specie ittiche a maggior ruolo ambientale. Le conseguenze di tale
blocco della pesca non sono ad oggi valutabili, ma certamente hanno contribuito a
determinare una variazione degli equilibri dinamici che regolano il rapporto tra le varie
comunità biologiche. I risultati che si otterranno dalle indagini saranno oggetto di un
Rapporto particolareggiato.
Da quanto si deduce dall’esame del Rapporto appare evidente l’importanza e
l’utilità del mantenimento di studi a lungo termine per raccogliere quelle informazioni
scientifiche che rappresentano un elemento indispensabile per una corretta politica di
gestione ambientale e di pianificazione delle opere di risanamento.
1.2. 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. criptodepressione
Lunghezza del thalweg
66 km
Volume
Larghezza massima
10 km
Profondità media
Area1)
212,5 km2
Sviluppo del volume
Larghezza media
3,9 km
Perimetro
Profondità massima
370 m
Indice di sinuosità
Tempo teorico di rinnovo delle acque: circa 4 anni
176 m
37,502 km3
176,5 m
1,44
170 km
3,07
CARATTERISTICHE MORFOMETRICHE DEL BACINO IMBRIFERO
Altitudine massima 4.633 m s.l.m.
Altitudine media
1.270 m s.l.m.
Area (lago incluso)2)
6.599 km2
1)
2)
Larghezza media (dal lago)
Indice di compattezza
Rapporto fra aree del
bacino imbrifero e del lago
169,9 km2 in territorio italiano e 42,6 km2 in territorio svizzero.
3.229,5 km2 in territorio italiano e 3.369,5 km2 in territorio svizzero.
2
37,6 km
1,58
31,1
1.3. Modalità di campionamento e metodi di analisi
Nel corso della campagna di indagini limnologiche condotta nel 1997 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.
Fig. 1.3. Lago Maggiore, 1997. Ubicazione delle stazioni di campionamento.
3
1.4. Unità di misura
PARAMETRI FISICI
Temperatura atmosferica
Precipitazioni
Evaporazione
Percorso del vento
Direzione del vento
Portata
Altezza idrometrica
Trasparenza
Temperatura dell'acqua del lago
Radiazione solare globale
Radiazione solare riflessa
Radiazione ad onda lunga
Calore di evaporazione
Calore di conduzione
Calore accumulato dal lago
Flussi di calore
SIMBOLO
Ta
P
E
W
Q
H
Tw
Qs
Qr
Qb
Qe
Qh
Qt
-
UNITA' DI MISURA
[°C]
[mm]
[mm]
[km]
1/16 rosa dei venti
[m3 s-1]
[m s.l.m.]
[m]
[°C]
[cal cm-2]
[cal cm-2]
[cal cm-2]
[cal cm-2]
[cal cm-2]
[cal cm-2]
[cal cm-2 d-1]
PARAMETRI CHIMICI
Ossigeno disciolto
Fosforo totale
Fosforo reattivo
Azoto ammoniacale
Azoto nitrico
Azoto inorganico
Azoto organico
Azoto totale
Apporti areali
Carichi
Conducibilità elettrica specifica
Concentrazione idrogenionica
Alcalinità totale
Silicati reattivi
O2
TP
RP
N-NH4
N-NO3
Nin.
Norg.
TN
χ
pH
TA
SiO2
[mg O2 l-1]
[µg P l-1]
[µg P l-1]
[µg N l-1]
[µg N l -1]
[µg N l-1]
[µg N l-1]
[µg N l-1]
[mg m-3 a-1]
[t a-1] [g d-1]
[µS cm-1] (a 20°C)
[u]
[meq l-1]
[mg Si l-1]
chl-a
[µg l-1]
[mg m-3]
[mm3 m-3]
[cm3 m-3]
[ind m-3]
[mg kg-1]
[mg l-1]
[µg l-1]
[µg l-1]
[cell 106 ml-1]
PARAMETRI BIOLOGICI
Clorofilla
Feofitina
Biomassa fitoplancton
Biomassa zooplancton
Densità zooplancton
Concentrazione metalli
Particellato totale (Seston)
Carbonio organico particellato
Carbonio organico totale
Popolamento batterico eterotrofo
-
POC
TOC
CMD
4
2. INDAGINI SUL BACINO IMBRIFERO
2.1. Caratteristiche idrologiche
2.1.1. Pluviometria del bacino imbrifero
Nell'anno 1997 hanno operato nel Bacino Idrografico del Lago Maggiore 82 stazioni
ed i dati mensili ed annui delle stesse sono raccolti nella tabella 2.1.1.
Il totale annuo per l'intero bacino é pari a 1417 mm, un valore inferiore sia alla media
del periodo 1978-1996 di 1704 mm, sia a quella dell'intervallo 1921-1977 di 1709 mm.
Sull'intero areale il regime delle precipitazioni (Fig. 2.1.1a) evidenzia una serie di
valori modesti in primavera ed in buona parte dell'autunno. Il valore più elevato si colloca a Giugno con 410 mm (pari al 29% del totale annuo) che costituisce il maggior valore nella serie storica anche se nel 1957 veniva raggiunto il valore di 409 mm. Il minimo annuale si manifesta a Marzo con 7 mm, mentre il più modesto totale mensile medio riferito al più lungo periodo di osservazioni, 1921-1977, si verifica a Gennaio e per
l'intervallo 1978-1996 si manifesta a Febbraio.
La distribuzione geografica dei totali annui (Fig. 2.1.1b) permette di riscontrare un
massimo assoluto a Robiei con 2202 mm, mentre il minimo si è manifestato alla stazione del Lago di Agaro con 646 mm.
Zone di cospicua entità pluviometrica (superiore a 1800 mm) si riscontrano nell'alta
Valle Maggia, nel territorio compreso tra i bacini del T.S. Bernardino e del Melezzo
orientale e nella porzione nordoccidentale del Bacino idrografico del Lago di Lugano.
Le aree di limitata piovosità interessano la porzione nordoccidentale del Bacino del F.
Toce (ove si possono riscontrare totali annui inferiori ai 1000 mm) e nella parte meridionale della regione in studio.
450
mm
400
350
1997
1921-77
1978-96
300
250
200
150
100
50
0
GEN FEB MAR APR MAG GIU LUG AGO SET OTT NOV DIC
Fig. 2.1.1a. Lago Maggiore 1997. Regime delle precipitazioni dell'intero bacino.
5
Tab. 2.1.1. Lago Maggiore 1997. Totali pluviometrici mensili e annuali nel bacino imbrifero (mm).
Stazione
AIROLO
PIOTTA
FAIDO
COMPROVASCO
BIASCA
S. BERNARDINO (Tunnel)
MESOCCO
BRAGGIO
GRONO
BELLINZONA
MAGADINO (Aeroporto)
VIRA GAMBAROGNO
CIMETTA
LOCARNO MONTI
BRISSAGO
MALVAGLIA
LODRINO
GNOSCA
GIUBIASCO
LUZZONE DIGA
ACQUACALDA
PASSO MUAZ
OLIVONE
COPERA
VERBANO CENTRALE
PIANO DEI CAMOSCI
L. TOGGIA
L. SABBIONE
L. MORASCO
L. VANNINO
PONTE FORMAZZA
CRODO (Ist. Agrario)
CREVOLADOSSOLA
DOMODOSSOLA (Nosere)
CALICE
PALLANZENO
CODELAGO
DEVERO (Reg. Piem.)
L. D'AGARO
SIMPLON DORF
S. DOMENICO
AGRASINA
L. LARECCHIO
PONTETTO
DRUOGNO
Lago PAIONE Superiore
PIZZANCO
L. ALPE CAVALLI
L. CAMPOSECCO
L. CINGINO
L. CAMPLICCIOLI
ROVESCA
MACUGNAGA -(P.sso Moro)
MACUGNAGA (Fornarelli )
CEPPO MORELLI (Battigio)
SAMBUGHETTO
ORTA - Sacro Monte
MOTTARONE (Baita CAI)
ROBIEI
CEVIO
BOSCO GURIN
MOSOGNO
CORTINO CAVAGNOLI
CAVERGNO CENTRALE
PIANO DI PECCIA
SAMBUCO DIGA
FUSIO
MAGGIA
PALAGNEDRA
Bacino
Ticino immissario
Ticino immissario
Ticino immissario
Ticino imm.-Brenno
Ticino immissario
Ticino imm.-Moesa
Ticino imm.-Moesa
Ticino imm.-Moesa
Ticino imm.-Moesa
Ticino immissario
Lago Maggiore
Lago Maggiore
Lago Maggiore
Lago Maggiore
Lago Maggiore
Ticino imm.-Brenno
Ticino immissario
Ticino immissario
Ticino immissario
Ticino imm.-Brenno
Ticino imm.-Brenno
Ticino imm.-Brenno
Ticino imm.-Brenno
Lago Maggiore
Lago Maggiore
Toce
Toce
Toce
Toce
Toce
Toce
Toce
Toce
Toce
Toce
Toce
Toce-Devero
Toce-Devero
Toce-Devero
Toce-Diveria
Toce-Diveria
Toce-Isorno
Toce-Isorno
Toce-Isorno
Toce-Isorno
Toce-Bogna
Toce-Bogna
Toce-Ovesca
Toce-Ovesca
Toce-Ovesca
Toce-Ovesca
Toce-Ovesca
Toce-Anza
Toce-Anza
Toce-Anza
Toce-Strona
Toce-L. d'Orta
Toce-L. d'Orta
Maggia
Maggia
Maggia
Maggia
Maggia
Maggia
Maggia
Maggia
Maggia
Maggia
Maggia
m
s.l.m.
1149
1015
760
552
293
1639
815
1320
357
230
198
210
1632
379
280
923
275
247
215
1617
1775
1698
905
665
202
2450
2170
2462
1820
2175
1300
560
303
252
240
240
1885
1640
1600
1495
1300
1370
1840
348
831
2269
1142
1510
2281
2281
1320
760
2820
1185
540
800
380
1302
1910
418
1505
760
2226
540
1020
1460
1300
327
498
GEN
89
65
71
57
82
73
82
68
76
66
77
80
54
74
103
58
77
69
87
95
55
87
66
89
81
80 *
35
42
55
56
65
55
35
69
33
55
61
75
24
74
75
35
19
64
59
75
93
94
50
42
104
54
75
147 *
100 *
98
105
51
195
90
101
97
127
82
78
83
89
27
82
FEB
MAR
41
32
22
6
3
19
7
2
0
1
1
2
2
3
0
3
2
2
0
42
44
28
15
0
0
20
42
24
41
29
15
7
3
1
3
0
18
25
6
24
27
6
7
3
3
10
10
15
5
3
12
6
21
3
1
1
0
1
72
5
31
0
51
9
20
32
22
3
4
17
17
14
4
1
19
8
2
5
0
1
2
2
2
1
6
2
0
1
19
23
13
9
3
1
10
29
19
29
17
12
3
0
2
0
0
18
12
2
3
18
0
4
2
3
4
4
5
5
0
6
0
14
3
1
1
0
1
35
4
10
3
22
10
14
14
18
1
6
*
APR
44
49
46
40
59
68
64
79
58
77
57
63
64
61
67
52
57
73
70
79
44
62
51
106
69
* 24
32
31
33
32
28
22
14
15
6
8
30
31
10
11
32
10
10
8
29
25
18
17
11
4
15
9
17
7
5
27
36
33
58
51
29
32
73
37
45
50
53
49
44
MAG
GIU
149
144
126
78
135
217
126
148
132
159
145
139
147
115
143
110
115
133
123
152
109
141
87
171
163
83
85
81
137
123
97
119
145
106
74
79
129
152
83
118
139
97
136
146
125
212
176
181
132
103
165
94
86
127
118
124
97
138
283
147
185
179
243
143
175
147
170
175
208
414
357
339
315
388
443
440
553
378
416
438
464
439
432
593
360
408
353
382
440
381
456
334
476
530
358
269
286
368
363
264
275
346
285
290
299
226
389
92
246
335
350
373
280
310
588
548
454
327
330
410
350
233
351
332
543
318
562
530
401
416
388
519
378
433
347
313
513
484
LUG
AGO
159
146
214
100
168
113
115
92
151
141
163
159
148
149
146
129
126
108
153
159
163
238
153
212
154
240
157
262
164
239
183
149
177
125
169
130
151
151
187
166
215
89
176
116
159
97
150
156
162
193
118
137
118
112
94
120
125
119
109
144
74
124
116
116
76
147
65
172
70 * 170 *
57
145
73
128
110
190
32
45
81
71
93
133
154
209
148
270
100 * 180 *
127
191
186
186
145
198
97
185
113
132
129
137
98
189
86
188
148
99
100
171
55
141
130
217
91
118
140
189
216
236
117
181
164
223
176
221
196
236
133
117
197
39
171
114
188
108
115
153
162
214
SET
OTT
NOV
10
17
9
11
34
34
35
42
42
20
21
16
14
13
12
15
17
32
19
38
27
21
16
23
13
28
17
26
23
25
15
25
22
18
14
16
29
28
14
30
24
23
20
18
13
32
30
30
36
44
37
13
54
48
24
30
22
29
18
20
24
25
24
15
3
23
14
26
14
78
53
38
32
34
63
32
11
13
22
32
28
35
26
32
30
37
30
20
57
53
58
40
26
22
53
50
50
52
61
32
20
16
15
11
10
52
62
55
43
63
29
36
17
20
46
38
26
15
22
25
13
38
27
5
20
26
31
82
31
49
32
77
33
24
48
44
46
38
283
194
204
206
289
354
253
236
211
233
334
269
197
258
392
227
203
193
214
250
176
265
236
228
336
135
107
80
163
122
15
157
180
178
132
113
195
254
* 187
160
150
243
188
184
201
250
249
185
138
92
212
183
110
159
150
266
277
348
300
282
239
321
143
275
174
219
227
224
312
DIC
*
*
*
*
123
103
130
127
155
172
117
129
130
125
182
168
101
162
169
96
120
111
120
142
95
132 *
133
151
162
100
87
64
115
81
112
111
151
138
81
101
97
149
96
154
126
150
168
128
144
130
132
132
108
54
123
88
100
101 *
100 *
181
146
72
178
180
153
191
201
184
29
146
134
155
172
ANNO
1553
1345
1279
1083
1471
1783
1461
1545
1280
1431
1688
1597
1448
1564
1915
1286
1338
1296
1338
1666
1311
1555
1243
1579
1732
1146
983
917
1260
1162
852
1028
1135
1063
884
883
1056
1476
646
1014
1215
1306
1379
1128
1224
1742
1641
1421
1072
960
1396
1084
996
1245
1033
1638
1236
1594
2202
1510
1624
1664
1911
1416
1228
1394
1379
1486
1740
continua
6
Tab. 2.1.1. continuazione
CAMEDO
SONOGNO
FRASCO
AROSIO
ISONE
LUGANO
CRANA TORRICELLA
PONTE TRESA
STABIO
SOMAZZO
MENDRISIO
GERMIGNAGA
CURSOLO O. (M.te Pratini)
LUNECCO
MOTTAC
IN LA PIANA
CICOGNA
Maggia
Verzasca
Verzasca
Tresa
Tresa
Tresa
Tresa
Tresa
Tresa
Tresa
Tresa
Tresa
Cannobino
Cannobino
S. Bernardino
S. Bernardino
S. Bernardino
570
910
890
860
810
276
1002
274
353
580
290
203
940
415
1695
960
770
100
103
95
89
79
79
81
85
88
92
94
80 *
76
96
120 *
118
121
1
8
3
0
0
1
1
0
2
2
1
1
1
0
3
1
0
MIAZZINA
PIANCAVALLO
MERGOZZO
CANDOGLIA
PALLANZA
CAMPO DEI FIORI
VARESE (Ist. Geofisico)
SOMERARO
MOTTARONE VETTA
MIORINA
S. Bernardino
S. Giovanni
L. di Mergozzo
Toce
Lago Maggiore
Bardello
Bardello
Lago Maggiore
Erno
Ticino emissario
721
1240
195
201
211
1226
410
470
1491
195
113
88
104 *
97
113
96
90
108
80 *
72
0
0
0
1
0
2
1
0
1
0
1
1
1
1
1
1
0
1
1
0
Medie di bacino 1997
80
10
Medie di bacino 1978 - 1996
91
Medie di bacino 1921 - 1977
63
( - ) dati mancanti
159
179
172
108
140
139
171
149
147
59
94
121
149
169
114
122
189
213
167
176
101
136
41
166
153
130
79
88
105
229
212
233
232
225
17
25
29
41
21
27
38
25
3
29
26
11
20
21
19
22
22
29
56
49
49
22
15
60
45
19
15
16
39
41
43
41
48
46
325
218
331
199
329
152
272
143
209
112
219
137
364
179
326
174
248
187
248
168
233
165
297
156
332
102
390
161
350 * 160 *
355
170 *
372
192
1828
1825
1684
1441
1469
1227
1967
1657
1269
1191
1174
1517
1710
1855
1708
1788
1972
59
65
31
33
37
98
79
40
30
28
172
562
176
170 * 530 * 175
112
506
144
124
538
127
123
449
182
96
394
73
80
305
66
123
469
148
128
497
132
18
218
62
187
204
126
115
145
128
167
178
177
87
37
28
19
27
9
33
10
10
32
11
42
48
28
21
33
37
42
28
24
20
367
336
180
186
357
289
257
371
280
176
162
162
87
63
169
137
186
164
100 *
124
1877
1806
1338
1334
1618
1384
1283
1641
1482
816
6
45
137
406
136
156
23
36
237
136
1406
67
119
168
226
153
137
159
185
223
118
75
1704
75
103
163
199
168
142
172
180
183
178
83
1709
*
2
6
4
2
1
2
4
0
1
0
0
2
2
1
2
2
2
47
213
503
55
171
525
56
150
470
110
143
383
115
168
466
97
89
383
95
211
597
75
153
471
61
74
311
63
48
388
66
45
348
* 90 * 150 * 465
38
188
532
45
185
532
37
166
462
39
182
497
38
178
586
( * ) dati ricostruiti in analogia con le stazioni vicine
Fig. 2.1.1b. Lago Maggiore 1997. Carta delle isoiete annue (mm).
7
2.1.2. Deflussi
Nella tabella 2.1.2a, unitamente alle regioni amministrative di appartenenza sono
esposte le caratteristiche morfometriche dei bacini dei corsi d'acqua presi in considerazione sia per quanto attiene ai principali immissari che all'emissario del Lago Maggiore.
Tab. 2.1.2a. Lago Maggiore 1997. Bacini idrografici dei principali immissari e dell'emissario: regioni di
appartenenza, aree (Km2) e caratteristiche altimetriche (m).
Corso d'acqua
Regione
Area
Quota
Area
Amministrativa
sez. misura
sez. misura
totale
massima
mediana
1515.0
926.0
107.0
55.0
125.0
1532.0
115.7
25.0
21.0
111.7
45.0
94.5
615.0
6599.0
220
202
215
226
225
198
289
220
196
238
197
197
271
191
1616.21
926.10
110.42
60.71
130.84
1774.11
115.72
25.64
21.43
134.27
45.37
94.59
754.20
6599.00
3402
2864
2193
2156
2301
4633
1643
1491
912
1227
1235
1226
2245
4633
1720
1550
1057
914
1228
1570
595
657
449
284
501
490
650
1283
Ticino immissario Canton Ticino
Maggia
Ticino-Piemonte
Cannobino
Piemonte
S. Giovanni
Piemonte
S. Bernardino
Piemonte
Toce
Piemonte
Niguglia
Piemonte
Erno
Piemonte
Vevera
Piemonte
Bardello
Lombardia
Boesio
Lombardia
Margorabbia
Lombardia
Tresa
Ticino-Lomb.
Ticino emissario Lomb.-Piemonte
Altitudine Altitudine
La situazione idrologica globale della regione è evidenziabile attraverso la portata
media annua del Ticino Emissario (Tab. 2.1.2b) che nel 1997 è stata pari a 227,58 m3s-1
e cioè il 78% di quella media pluriennale del periodo 1921-1977 (290 m3s-1) ed il 79 %
in riferimento all'intervallo pluriennale 1978-1996 (286,65 m3s-1).
Per quanto attiene al regime dell'Emissario (Fig. 2.1.2.) solo da Giugno ad Agosto il
deflusso é superiore alla media annua, raggiungendo il massimo a Luglio con 607,74
m3s-1. La punta annua della portata viene raggiunta con un mese di ritardo rispetto a
quella delle precipitazioni, probabilmente per effetto di immagazzinamento del Lago
Maggiore. Diversamente da quanto messo in evidenza dai valori medi dei periodi di
confronto il minimo annuo del 1997 si colloca ad Ottobre con 123,3 m3s-1, costituendo
quasi la metà della portata media annua ed il deflusso dopo Settembre presenta una successione di valori mensili modesti, inferiori ai 200 m3s-1, che si protrae fino a Maggio.
Gli immissari presentano una portata media annua che è inferiore a quella del
periodo di confronto raggiungendo al minimo una percentuale di 70 col S. Bernardino
rispetto a quella dell'intervallo pluriennale. I valori mensili più elevati, in accordo con
quanto constatato per le precipitazioni, si manifestano prevalentemente a Giugno,
mentre i minimi si verificano con maggior frequenza ad Ottobre. Quale
esemplificazione dei regimi dei deflussi degli immissari sono stati rappresentate le
successioni dei dati mensili del Ticino Immissario e del Toce (Fig. 2.1.2a). Occorre
segnalare che per questi due corsi d'acqua il massimo annuale persiste a Giugno a
prescindere da qualsiasi lunghezza del periodo di osservazioni. Tale situazione potrebbe
essere legata al "controllo" sui deflussi esercitata dalla fusione del manto nevoso che
8
per le elevate altitudini di questi areali conserva ancora in questo mese una funzione
rilevante nella formazione delle portate.
Tab. 2.1.2b. Portate medie mensili e annue del 1997 e dei periodi pluriennali di confronto.
Corso d'acqua
Periodo
GEN
FEB
MAR
APR
MAG
GIU
LUG
TICINO IMM.
1997
1978-96
1921-74
40.78
32.09
28.00
37.31
30.93
27.30
39.43
37.03
31.00
32.49 68.23 146.91 130.99
55.20 109.75 119.86 98.57
52.30 108.00 140.00 107.00
CANNO BINO
1997*
1978-96
1.34
2.22
0.88
2.23
1.53
4.68
1.69
8.04
5.52
9.52
16.08
6.45
S. GIOVANNI
1997*
1978-96
2.02
1.34
1.16
1.17
0.75
2.33
0.51
4.19
1.59
4.23
S. BERNARDINO
1997*
1978-96
1955-69
3.19
2.33
2.10
1.82
2.20
2.92
1.73
5.73
4.74
1.15
12.83
9.76
5.28
16.79
10.60
TOCE
1997*
1978-96
1936-64
32.55
27.66
30.90
26.63
28.26
30.00
27.95
38.41
34.90
NIGUGLIA
1997*
1979-96
1941-60
6.06
2.63
3.57
3.99
2.18
3.71
1.96
3.57
3.53
1.40
6.65
4.98
1.98
8.24
6.93
5.37
6.68
6.45
ERNO
1997*
1978-96
1.01
0.70
0.57
0.58
0.30
1.08
0.26
1.63
0.37
1.67
VEVERA
1997*
1978-96
0.97
0.56
0.64
0.49
0.45
0.68
0.37
0.87
BARDELLO
1997
1978-96
1939-56
4.00
2.78
2.55
2.90
2.60
2.84
2.46
3.34
2.73
BOESIO
1997*
1978-96
3.41
1.42
1.32
1.12
MARGORABBIA
1997*
1978-96
5.19
2.62
TRESA
1997
1978-96
1923-74
21.99
14.83
16.10
TICINO EMISS.
1997
1978-96
1921-77
AGO
SET
OTT
NOV
DIC
ANN O
58.26
64.48
82.90
37.21
76.04
80.00
29.68
83.31
70.90
58.52
48.34
61.10
34.38
32.77
35.80
59.52
65.95
68.70
10.95
4.30
2.68
3.21
0.76
6.36
0.68
8.72
7.97
3.72
3.01
2.42
4.43
5.16
5.59
3.32
4.33
2.28
1.12
1.36
0.82
3.15
0.48
4.82
4.15
2.31
2.02
1.28
2.04
2.65
19.14
8.80
10.50
10.28
5.31
4.92
3.41
4.00
5.85
1.41
9.81
8.93
0.72
12.74
9.17
10.29
5.59
9.42
4.41
2.83
3.76
5.23
7.42
6.88
28.02 49.53 142.17 113.89
66.23 111.71 113.74 91.99
59.70 105.10 127.10 93.40
57.44
66.96
74.30
35.36
71.36
73.50
23.84
86.20
72.10
31.90
48.66
64.90
25.96
31.84
37.80
49.69
65.35
67.10
8.24
3.74
4.51
2.77
2.43
3.67
1.88
3.57
4.38
1.06
8.59
5.57
4.18
5.39
7.68
4.37
3.23
4.70
3.61
4.75
4.97
1.26
1.18
1.61
0.62
0.81
0.45
0.43
0.91
0.39
1.75
1.43
0.86
1.08
0.62
0.79
1.01
0.33
1.04
0.46
0.84
0.59
0.44
0.44
0.32
0.39
0.46
0.35
0.87
0.65
0.63
0.75
0.48
0.53
0.64
1.95
3.73
3.22
2.00
4.93
3.90
2.16
4.45
3.32
2.90
2.76
2.91
0.95
1.46
1.87
2.28
2.37
2.25
1.60
3.64
2.60
1.90
3.14
3.43
2.06
2.39
2.81
2.26
3.13
2.87
0.75
1.73
0.63
2.63
0.66
2.96
2.95
2.24
2.43
1.33
0.48
0.90
0.30
1.50
0.24
2.42
3.19
1.67
2.56
1.12
1.58
1.76
2.19
2.38
1.07
3.95
0.96
5.25
1.18
5.76
6.93
4.41
7.64
2.22
1.31
1.65
0.69
2.87
0.54
5.60
5.72
3.42
5.29
2.20
3.23
3.54
10.91
12.24
14.90
9.00
19.41
17.70
6.97
32.69
27.80
14.15
42.72
36.60
39.73
36.98
34.60
55.69
20.39
25.30
11.61
14.46
19.10
8.79
23.12
20.70
5.62
33.32
24.10
28.52
19.52
33.80
20.85
13.54
23.30
19.49
23.63
24.50
183.84 154.11 155.58 195.27 195.13 365.93 607.74 244.13 180.33 123.32 153.73 164.23 227.58
149.94 146.20 193.29 311.27 479.13 442.82 357.38 261.32 282.11 431.99 207.00 150.08 286.85
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
9
Q
160
140
1997*
3 -1
ms
1978-96
1921-74
Ticino immissario
120
100
80
60
40
20
0
GEN
Q
MAR
MAG
LUG
SET
NOV
MAG
LUG
SET
NOV
LUG
SET
NOV
3 -1
ms
160
Toce
140
120
100
80
60
40
20
0
GEN
Q
MAR
3 -1
ms
700
600
Ticino emissario
500
400
300
200
100
0
GEN
MAR
MAG
Fig. 2.1.2. Lago Maggiore 1997. Regime delle portate.
10
2.2. Meteorologia dell'areale lacustre
Il quadro sintetico attinente alle caratteristiche meteorologiche rilevate durante il
1997 alla stazione di Pallanza (C.N.R.- Istituto Italiano di Idrobiologia) che qui viene
presentato, ha lo scopo di fornire dati di base per l’interpretazione dei fenomeni fisici,
chimici e biologici che interessano l’ecosistema lacustre. A tal fine saranno presentati
quei parametri, quali radiazione solare incidente, temperatura atmosferica, evaporazione
e direzione ed intensità del vento, che più direttamente intervengono nel controllo
dell’idrodinamica lacustre e che maggiormente concorrono a definire le quantità energetiche in grado di attivare i processi di stratificazione e destratificazione termica, di
mescolamento verticale tardo-invernale e di circolazione innescate dagli apporti advettivi.
Gli eventi meteorologici che maggiormente hanno caratterizzato il 1997 nell’areale
del lago Maggiore possono essere sintetizzati come segue: incremento considerevole
della temperatura media atmosferica, che è risultata la più elevata degli ultimi 46 anni, e
della radiazione solare incidente, che a sua volta ha sfiorato i valori massimi del periodo
50-60, confermando così il persistere, come ormai accade da alcuni anni, di una fase decisamente “calda“.
2.2.1. Radiazione solare
La quantità di radiazione solare totale registrata nel 1997 è risultata di 115.085 cal
cm-2, di molto superiore a quella media del periodo 1951-1996 (103.763 cal cm-2) e va a
costituire il quarto massimo assoluto della serie; sono 35 anni che non si registravano
valori così elevati, infatti bisogna risalire al periodo 1959-1962 per ritrovare quantità
superiori a quelli dell’ultimo anno.
A livello stagionale l’incremento maggiore si è verificato in primavera con 40.547
cal cm-2, nuovo massimo assoluto della serie di confronto che supera le 38.178 cal cm-2
del 1961; vicino ai valori massimi anche il valore registrato in autunno (20.838 cal cm-2)
di sole 397 cal cm-2 inferiore a quello del 1962. Al di sotto della media invece, anche se
di sole 100 cal cm-2, i valori registrati nelle altre due stagioni.
Per quanto attiene alla regimazione mensile (Fig. 2.2.1.) occorre rilevare che
l’energia radiante si è mantenuta sotto la media in Gennaio, Giugno e nel bimestre Novembre-Dicembre: particolarmente basso il valore del mese estivo (11.918 cal cm-2) che
supera nella lunga serie di Pallanza soltanto il valore del 1991 (11.318 cal cm-2). Assumono invece un carattere di eccezionalità i valori registrati negli altri mesi dell’anno, e
tra questi sono da segnalare il nuovo massimo assoluto di Aprile (14.884 cal cm-2, precedente 13.811 cal cm-2 nel 1965), Marzo, Agosto e Ottobre che sfiorano i rispettivi
massimi assoluti. Da rilevare infine che il giorno con radiazione minima è risultato il 6
Novembre con 2,5 cal cm-2, mentre la massima si è avuta il 23 Giugno con 747,2 cal
cm-2, ambedue questi valori sono comunque lontani dai rispettivi estremi.
2.2.2. Temperatura atmosferica
Eccezionale l’incremento termico del 1997, con la media annua che ha raggiunto
13,48 °C a fronte di un valore pluriennale di 12,23 °C: si è trattato della più alta temperatura media annua mai registrata dal 1951, dall’inizio cioè dell'attività dell'Osservatorio
11
di Pallanza, superiore, sia pure di soli quattro centesimi di grado, al massimo precedente
misurato nel 1994 con 13,44 °C.
cal cm-2
18000
16000
1997
1951-1996
14000
12000
10000
8000
6000
4000
2000
0
G
F
M
A
M
G
L
A
S
O
N
D
Fig. 2.2.1. Lago Maggiore.1997. Confronto fra i regimi mensili della radiazione solare a Pallanza nel
1997 e nel periodo 1957-1996.
L’aumento di temperatura ha interessato tutte le stagioni; in particolare, in inverno
con 4,28 °C, in primavera con 13,97 °C ed in autunno con 13,82 °C si sono sfiorati i
massimi assoluti del periodo di confronto verificatisi rispettivamente nel 1955 (4,95
°C), 1953 (14,36 °C) e 1954 (14,14 °C); in estate l’incremento termico si è mantenuto
invece di soli 0.10 °C al di sopra della media pluriennale (21,13 °C), quindi quasi nella
perfetta normalità.
A livello mensile figura 2.2.2. vi è da segnalare che solo in Giugno e Luglio si sono
registrati valori al di sotto della media pluriennale, mentre negli altri mesi la temperatura ha superato, in qualche caso di gran lunga i valori medi, raggiungendo il massimo
assoluto in Marzo con 11,72 °C (precedente 11,71 °C nel 1994) e avvicinando di molto
in Febbraio (11,72 °C) ed in Aprile (13,04 °C) i massimi assoluti dei rispettivi mesi. Va
infine rilevato che il valore massimo giornaliero è stato registrato il 9 Agosto (31,9 °C),
mentre quello minimo (–1,9 °C) il 13 Gennaio con un’escursione massima assoluta annua di 33,8 °C, molto lontana però dal valore del 1991 (41,2 °C).
Media (1951-1996)
°C
Media (1997)
30
Media max (1951-1996)
Media min (1951-1996)
25
Media massime (1997)
Media minime (1997)
20
15
10
5
0
G
F
M
A
M
G
L
A
S
O
N
D
Fig. 2.2.2. Lago Maggiore. 1997. Confronto tra i regimi mensili della temperatura media dell’aria a Pallanza nel 1997 e nel periodo 1957-1996.
12
2.2.3. Evaporazione
Per quanto concerne la quantità di acqua evaporata nel 1997 (1083,3 mm), essa risulta leggermente ridotta rispetto alla media pluriennale (1115,2 mm) e su tale riduzione
hanno inciso in senso negativo la stagione invernale (-24%) e quella estiva (-20%),
mentre quella primaverile con +23% ha in parte ristabilito l’equilibrio tanto da porla fra
i valori più elevati della serie di confronto. La figura 2.2.3. consente il confronto tra i
regimi evaporimetrici mensili del 1997 e quelli medi delle serie storiche pregresse: al di
sopra della media sono da segnalare i valori di Marzo (+33,3 mm) e Aprile (+37,7 mm)
che costituiscono rispettivamente il 6° ed il 4° valore più alto mai registrato a Pallanza
in questi mesi; tra quelli al di sotto della media troviamo in Giugno con 94,1 mm il
nuovo minimo assoluto del periodo 1957-1966 (il precedente risaliva ai 101,4 mm del
1972) e quello di Novembre che con 21,3 mm risulta superiore soltanto a quello registrato nello stesso mese del 1994 (16,1 mm). Quanto all’evaporazione giornaliera si
deve rilevare che in 20 giorni dell’anno non è stata superata la soglia limite strumentale
del parametro per cui essi sono da considerare ad evaporazione nulla; il giorno ad evaporazione massima è risultato invece il 7 Luglio con 10,7 mm.
mm
200
1997
1957-1996
160
120
80
40
0
G
F
M
A
M
G
L
A
S
O
N
D
Fig. 2.2.3. Lago Maggiore 1997. Confronto fra i regimi dell’evaporazione a Pallanza nel 1997 e nel periodo 1957-1996.
2.2.4. Intensità e direzione del vento
Prima del commento della regimazione del vento a Pallanza va precisato che lo strumento registratore che aveva operato sino al 1996, del tipo autogeneratore ad elica (VT
140), quindi assai poco sensibile ai venti di debole intensità, è stato sostituito nel 1997
con un anemometro a coppe di Robinson con trasduttore di velocità a stato solido ad
alta frequenza per cui un confronto con la situazione pregressa, soprattutto per quanto
riguarda l’intensità e la direzione del vento, può solo essere indicativo.
Il percorso totale del vento durante il 1997 è stato di 46.465 km con la seguente distribuzione, 32% in primavera, 30% in estate, 25% in autunno e 13% in inverno. Il mese
più ventoso (Fig. 2.2.4a) è risultato Maggio con 4.910 km percorsi seguito da Aprile
(normalmente il più elevato) con 4.802 km; viceversa i valori più bassi si sono
registrati, come solitamente accade, in Gennaio (2.007 km) e Febbraio (3.005 km). Da
rilevare che il giorno più ventoso è risultato il 12 Novembre con 393 km mentre la
raffica massima si è registrata il 27 Marzo con 84 km h-1.
13
Quanto alle direzioni di provenienza la figura 2.2.4b indica che il vento prevalente è
stato da NNE seguito da quello da W e ESE mentre in passato era da NW e SSE. Questo
perché il regime anemometrico di Pallanza è solitamente dominato da brezze di debole
intensità che non venivano registrate dall’anemometro autogeneratore, mentre lo sono
da quello attualmente operante.
km
6000
1997
5000
1957-1996
4000
3000
2000
1000
0
G
F
M
A
M
G
L
A
S
O
N
D
Fig. 2.2.4a. Lago Maggiore 1997. Regimi della quantità di vento filato a Pallanza nel 1997 e nel periodo
1957-1996.
N
NNW
25
NNE
20
NW
NE
15
> 300.1 km g -1
10
WNW
ENE
5
150.1-200.0 km g -1
0
W
200.1-300.1 km g -1
100.1-150.0 km g -1
-5
E
60.1-100.0 km g -1
30.1-60.0 km g -1
WSW
ESE
0-30.0 km g -1
1957-'96
SW
SE
SSW
SSE
S
Fig. 2.2.4b. Lago Maggiore. Rosa dei venti a Pallanza per il 1997 e per il periodo 1957-1996.
14
2.3. Apporti chimici dai tributari
2.3.1. Caratteristiche chimiche e chimico fisiche
I valori medi annuali di alcune tra le principali variabili chimiche e chimico-fisiche
misurate nel 1997 su campioni raccolti mensilmente sui tributari e sull’emissario sono
riportati in tabella 2.3.1a. Le variabili che dipendono in larga misura dalle
caratteristiche litologiche del bacino versante (pH, alcalinità totale e conducibilità) non
hanno mostrato marcate differenze rispetto ai valori misurati nel corso negli anni
precedenti.
Tab. 2.3.1a.Valori medi annuali delle principali variabili chimiche e chimico-fisiche sui tributari e
sull’emissario del Lago Maggiore campionati mensilmente nel 1997.
pH
T.A.
Cond. N-NH4 N-NO3
Norg
TN
TP
RSi
342
175
47
32
3,9
2,3
0,8
4,1
51
100
24
12
20
5
7
5,4
3,6
2,5
4,7
4,7
3,1
3,6
7
9
5
3,3
2,6
2,6
14
1,0
meq l-1 µS cm-1 mg N l-1 mg N l-1 mg N l-1 mg N l-1 µg P l-1 mg Si l-1
Tributari lombardi
Boesio (BOE)
8,03
5,43
645
0,77
2,45
1,37
4,60
8,04
2,91
407
0,27
1,96
0,97
3,20
Bardello (BAR)
8,18
1,82
209
0,14
1,01
0,63
1,79
Tresa (a) (TRE)
7,56
0,34
79
0,01
1,14
0,14
1,29
Giona (GIO)
Tributari piemontesi
7,85
1,76
223
0,10
2,90
0,49
3,49
Vevera (VEV)
7,56
0,42
111
0,13
1,74
0,39
2,25
Strona (STR)
7,52
0,80
174
0,05
0,55
0,21
0,81
Toce Ossola (TOC)
7,39
0,23
56
0,02
1,17
0,16
1,35
San Giovanni (SGI)
7,43
0,34
106
0,01
1,63
0,18
1,82
Erno (ERN)
7,53
0,32
65
0,03
1,16
0,19
1,38
San Bernardino (SBE)
7,34
0,22
43
0,01
0,67
0,13
0,82
Cannobino (CAN)
Tributari svizzeri
Maggia (MAG)
7,79
0,47
72
0,01
0,83
0,18
1,01
1,05
259
0,02
0,78
0,15
0,95
Ticino immissario (TIM) 7,86
7,09
0,29
49
0,01
0,68
0,11
0,81
Verzasca (VER)
Emissario
8,25
0,78
139
0,01
0,65
0,25
0,91
Ticino emissario (TEM)
(a) - Comprensivo delle acque emissarie del Lago di Lugano e del T. Margorabbia
I pH medi annuali dei singoli tributari sono risultati compresi tra un minimo di 7,14
(Verzasca) e un massimo di 8,18 (Tresa). I più bassi, inferiori a 7,6 unità, hanno riguardato i bacini impostati prevalentemente in rocce ignee (Verzasca, Cannobino, San Giovanni, San Bernardino, Strona, Erno e Giona), per i quali si sono riscontrati tenori medi
di alcalinità totale minori di 0,5 meq l-1. I valori di pH più alti, con medie annuali superiori a 7,8 e con alcalinità superiore a 1,7 meq l-1, si sono misurati sui tributari che drenano areali in gran parte costituiti da rocce sedimentarie (Vevera, Bardello e Tresa).
Anche il T. Boesio rientra in questa categoria, ma l’elevate concentrazioni di alcalinità
delle sue acque (media annuale 5,43 meq l-1) e di conducibilità (645 µS cm-1) sono da
mettere in relazione con la presenza di scarichi industriali ad alto tenore di bicarbonati. I
pH intermedi hanno riguardato i bacini di maggior complessità e varietà geochimica,
vale a dire il Ticino Immissario e il Toce, sui quali sono stati rispettivamente misurati
valori medi annuali di 7,52 e 7,86 unità, nonchè concentrazioni medie di alcalinità totale
-1
pari a 0,80 e 1,05 meq l .
15
L’analisi dei singoli campionamenti mensili non mette in evidenza situazioni di pH
anomali eventualmente dovuti a episodi di inquinamento, ma riconferma l’effetto dei
processi lacustri di sintesi algale sul pH delle acque emissarie del Lago Maggiore (Ticino emissario) e del Lago di Lugano (Tresa). Nel primo caso, a fronte di minimi invernali compresi tra 7,5 e 7,7 unità, si sono riscontrati pH estivi decisamente basici (9,36 in
Agosto e 9,11 in Settembre), dovuti a fioriture pressochè ininterrotte di cianoficee
(Aphanothece clathrata) nelle acque epilimniche lacustri. Nel secondo, si è evidenziato
un andamento stagionale meno marcato, con massimi primaverili ed estivi compresi tra
8,4 e 8,6, nonché minimi invernali intorno a 7,9 unità.
Anche i valori di conducibilità e delle concentrazioni di alcalinità misurati mensilmente nel corso del 1997 rientrano negli ambiti di variazione solitamente osservati su
ciascun tributario. I tenori riscontrati sono sempre in relazione con le caratteristiche litologiche dei rispettivi bacini, ma la loro variabilità dipende soprattutto dal regime
idrologico. Infatti, se si tiene conto delle misure effettuate nel ventennio 1978-1997, si
riscontra una chiara relazione inversa tra concentrazione e deflussi, come è possibile
constatare esaminando, ad esempio, l’andamento dei valori di conducibilità e di alcalinità totale con le portate sui principali tributari del lago, vale a dire il Ticino immissario
(Fig. 2.3.1a) e il Toce (Fig. 2.3.1b).
µS cm-1
meq l-1
3,50
Conducibilità [χ]
300
[χ] = 726 [Q]-0,37
2
R = 0,759
250
-0,25
[TA] = 2,01 [Q]
2
R = 0,592
3,00
2,50
200
2,00
150
1,50
100
1,00
50
0,50
0
0
100
200
300
400
500
600
700
Alcalinità totale [TA]
350
0,00
800
3 -1
Portate [Q] m s
Fig. 2.3.1a. Correlazione e relativi parametri statistici tra portata [Q] ed i valori di conducibilità [χ] a
20°C ed allinità totale [TA] sul Fiume Ticino immissario nel periodo 1978-1997.
Per quanto riguarda lo stato di alterazione dei tributari, si può far riferimento alle
concentrazioni medie annuali di fosforo totale, azoto organico ed azoto ammoniacale
(Tab. 2.3.1a e Fig. 2.3.1c), in quanto queste variabili sono indicative dell’eventuale presenza di scarichi di origine prevalentemente civile.
Nel corso del 1997, la situazione di gran lunga peggiore si è verificata per il Boesio,
che ha mostrato tenori medi annuali di fosforo totale di 342 µg P l-1, nonché elevati valori di azoto organico ed ammoniacale, pari rispettivamente a 1,37 e 0,77 mg N l-1.
Tra i tributari più alterati, si ritrovano Bardello e Strona, che presentano concentrazioni medie di fosforo (175 e 100 µg P l-1), azoto ammoniacale (0,27 e 0,13 mg N l-1) e
16
azoto organico (0,97 e 0,39 mg N l-1) indubbiamente indicative di un notevole grado di
compromissione ambientale.
-1
µS cm
meq l
4,00
400
-0,49
[TA] = 5,32 [Q]
2
R = 0,707
3,00
200
2,00
100
1,00
0
0,00
700
0
100
200
300
400
500
600
Alcalinità totale [TA]
-0,42
[χ] = 1616 [Q]
2
R = 0,825
300
Conducibilità [χ]
-1
3 -1
Portate [Q] m s
Fig. 2.3.1b. Correlazione e relativi parametri statistici tra portata [Q] ed i valori di conducibilità [χ] a
20°C ed alcalinità totale [TA] sul Fiume Toce nel periodo 1978-1997.
mg N l
1,50
-1
-1
µg P l
400
Azoto organico
1,20
Azoto ammoniacale
320
Fosforo totale
0,90
240
0,60
160
0,30
80
0,00
0
BOE BAR STR VEV TRE GIO TOC ERN SGI TIM MAG CAN SBE VER
Fig. 2.3.1c. Concentrazioni medie annuali di fosforo totale e di azoto ammoniacale ed organico misurate
nel 1997 sui principali tributari del Lago Maggiore.
Anche le condizioni di Vevera e Tresa non possono essere ritenute accettabili, perché
i valori medi annuali riscontrati (rispettivamente 51 e 47 µg P l-1 di fosforo totale; 0,10 e
0,14 mg N l-1 di azoto ammoniacale; 0,49 e 0,63 mg N l-1 di azoto organico) si mantengono su livelli elevati, pur essendo notevolmente più bassi, almeno per il fosforo, di
quelli misurati nel Bardello e Strona.
Per gli altri corsi d’acqua, le concentrazioni medie annuali di azoto organico
risultano dello stesso ordine di quelle lacustri, essendo comprese tra 0,11 e 0,21 mg N l17
1
. Così pure i tenori medi di azoto ammoniacale sono assai limitati (0,01-0,02 mg N l-1)
e prossimi alle condizioni di naturalità, ad eccezione dei valori riscontrati per Toce
(0,05 mg N l-1) e S. Bernardino (0,03 mg N l-1) che indicano una modesta
contaminazione.
Per quanto riguarda il fosforo, le acque tributarie di Verzasca, S. Bernardino, Cannobino, Maggia, Ticino immissario e S. Giovanni mostrano valori medi annuali inferiori a
15 µg P l-1, mentre i tenori medi di Erno, Toce e Giona, pari rispettivamente a 20, 24 e
32 µg P l-1, segnalano la presenza nei bacini drenanti di scarichi ancora non sufficientemente depurati.
L’esame dell’andamento storico delle concentrazioni medie annuali di fosforo
nell’ultimo ventennio mette in luce le pessime condizioni del Boesio, per il quale non si
è accertata alcuna tendenza al miglioramento (Fig. 2.3.1d).
Gli altri quattro tributari più compromessi hanno invece evidenziato una diminuzione
delle concentrazioni di fosforo, che è stata particolarmente rilevante dalla metà degli
anni ’80 per Vevera e Bardello (Fig. 2.3.1d).
Il calo ha riguardato anche Tresa e Strona (Fig. 2.3.1e), ma quest’ultimo ha presentato nel 1997 valori medi annuali del tutto anomali rispetto al decennio precedente,
quando si erano mantenuti tra 20 e 38 µg P l-1. Il forte incremento di fosforo è probabilmente da imputare a rotture della canalizzazione di raccolta e adduzione delle acque
reflue urbane all’impianto di depurazione di Omegna del Consorzio Acque Cusio. I guasti si sono verificati nei mesi di Febbraio, Aprile e Luglio del 1997 in due tratti della
condotta fognaria posata nell’alveo del T. Niguglia, emissario del Lago d’Orta che confluisce nello Strona. Il conseguente trasporto all’impianto di notevoli volumi di acque
bianche, filtrati attraverso le fessure, ha infatti reso necessaria la parziale interruzione
dei trattamenti depurativi, soprattutto in tempo di pioggia, mediante l’attivazione dello
scarico di emergenza nel T. Strona, per evitare di sottoporre l’intero sistema ad un carico idraulico incompatibile con i dimensionamenti delle vasche e, allo stesso tempo, rischioso per il pericolo di asportazione completa dei fanghi (Lacqua, comunicazione personale).
µg P l-1
700
Bardello
Vevera
Boesio
600
500
400
300
200
100
0
'78 '79 '80 '81 '82 '83 '84 '85 '86 '87 '88 '89 '90 '91 '92 '93 '94 '95 '96 '97
18
Fig. 2.3.1d. Concentrazioni medie annuali di fosforo totale misurate sul Fiume Bardello e sui Torrenti
Vevera e Boesio nel ventennio 1978-1997.
µg P l-1
120
Tresa
100
Strona
80
60
40
20
0
'78 '79 '80 '81 '82 '83 '84 '85 '86 '87 '88 '89 '90 '91 '92 '93 '94 '95 '96 '97
Fig. 2.3.1e. Concentrazioni medie annuali di fosforo totale misurate sul Fiume Tresa e sul T. Strona nel
ventennio 1978-1997.
Per quanto riguarda il confronto con la situazione riscontrata nell’ultimo decennio,
l’analisi delle concentrazioni areali, calcolate come valori medi ponderati dal rapporto
tra le concentrazioni annuali misurate sui singoli tributari e l’area dei rispettivi bacini
imbriferi, evidenzia che i nutrienti algali nelle acque tributarie lombarde, comprendenti
attraverso il Fiume Tresa anche la porzione svizzera del bacino del Lago di Lugano, si
sono mantenute su livelli nettamente più alti di quelli riscontrati nei tributari piemontesi
e ticinesi. Ciò è particolarmente evidente per le variabili più direttamente connesse ad
inquinamenti di origine prevalentemente urbana, quali fosforo totale (Fig. 2.3.1f), azoto
organico (Fig. 2.3.1g) ed azoto ammoniacale (Fig. 2.3.1h).
µg P l-1
140
120
100
80
60
40
LOMBARDIA
20
PIEMONTE
CANTONE TICINO
0
'88
'89
'90
'91
'92
'93
'94
'95
'96
'97
Fig. 2.3.1f. Lago Maggiore. Concentrazioni medie areali annuali nel decennio 1988-1997 di fosforo
totale nelle acque tributarie campionate in Lombardia (compresi gli apporti derivanti dal Lago di Lugano
19
attraverso il F. Tresa), Piemonte e Cantone Ticino.
mg N l-1
0,80
0,60
0,40
0,20
LOMBARDIA
PIEMONTE
CANTONE TICINO
0,00
'88
'89
'90
'91
'92
'93
'94
'95
'96
'97
Fig. 2.3.1g. Lago Maggiore. Concentrazioni medie areali annuali nel decennio 1988-1997 di azoto organico nelle acque tributarie campionate in Lombardia (compresi gli apporti derivanti dal Lago di Lugano
attraverso il F. Tresa), Piemonte e Cantone Ticino.
mg N l-1
0,30
0,20
0,10
LOMBARDIA
PIEMONTE
CANTONE TICINO
0,00
'88
'89
'90
'91
'92
'93
'94
'95
'96
'97
Fig. 2.3.1h. Lago Maggiore. Concentrazioni medie areali annuali nel decennio 1988-1997 di azoto ammoniacale nelle acque tributarie campionate in Lombardia (compresi gli apporti derivanti dal Lago di Lugano attraverso il F. Tresa), Piemonte e Cantone Ticino.
Le loro concentrazioni più basse si riscontrano nei tre tributari ticinesi, che possono
essere considerati vicini alle condizioni di naturalità. Anche le acque derivanti dalla
sponda piemontese risultano mediamente accettabili per i contenuti di fosforo e di azoto
organico, ma i tenori di ammonio riscontrati nell’ultimo triennio, ancora attestati su
0,05-0,06 mg N l-1, limitano il giudizio sull’effettivo avanzamento del recupero di queste acque.
In merito alle tendenze evolutive di queste variabili, l’azoto organico non ha
mostrato riduzioni particolarmente accentuate nell’intero periodo di osservazione.
Infatti, dal 1978 al 1997, le sue concentrazioni medie dei quattro quinquenni considerati
20
(Fig. 2.3.1i) riscontrate nei tributari ticinesi sono praticamente rimaste invariate su
valori più che accettabili (da 0,16 a 0,20 mg N l-1). Un leggero decremento si è
verificato per le acque piemontesi (da 0,36 a 0,21 mg N l-1) e per quelle derivanti
dall’intero bacino (da 0,31 a 0,25 mg N l-1), mentre i tributari lombardi sono rimasti
attestati sui contenuti medi decisamente alti del primo quinquennio (0,58 mg N l-1).
-1
mg N l
1,00
Lombardia
Piemonte
Cantone Ticino
Bacino totale
0,75
0,80
0,66
0,60
0,40
0,20
0,58
0,58
0,36
0,31
0,17
0,32
0,28
0,24
0,20
0,29
0,19
0,21
0,25
0,16
0,00
1978-1982
1983-1987
1988-1992
1993-1997
Fig. 2.3.1i. Lago Maggiore. Concentrazioni medie areali quinquennali nel ventennio 1978-1997 di azoto
organico nelle acque tributarie campionate in Lombardia (compresi gli apporti derivanti dal Lago di Lugano attraverso il F. Tresa), Piemonte, Cantone Ticino e nell’intero bacino.
Anche l’evoluzione delle concentrazioni di azoto ammoniacale (Fig. 2.3.1l) evidenzia le buone condizioni delle acque ticinesi e lo stato di alterazione di quelle lombarde:
le prime hanno sempre presentato valori inferiori a 0,04 mg N l-1, che si sono ulteriormente ridotti fino raggiungere nell’ultimo quinquennio tenori pressochè trascurabili
(0,01 mg N l-1); le seconde non hanno mostrato alcuna tendenza al miglioramento, perchè i contenuti medi misurati nei quattro quinquenni sono rimasti compresi tra 0,14 e
0,21 mg N l-1. Diversa è la situazione delle acque tributarie piemontesi, per le quali si è
accertata una consistente diminuzione dovuta al progressivo esaurimento della riserva di
ammonio presente nel Lago d’Orta, che iniziò nel 1982, a seguito di adeguati interventi
depurativi sugli scarichi industriali, e si completò nel 1992, per effetto della forte accelerazione dei processi di nitrificazione operata dal liming. Come diretta conseguenza
dell’azzeramento del carico derivante dal Lago d’Orta, le concentrazioni di azoto ammoniacale misurate nel periodo 1978-1982 (0,38 mg N l-1) sono gradualmente calate,
fino a raggiungere nell’ultimo quinquennio contenuti di 0,05 mg N l-1.
Nel ventennio considerato, le variazioni più significative e importanti riguardano il
fosforo, che è il responsabile del controllo della produzione algale nel Lago Maggiore.
Tenendo conto dei possibili effetti trofici sul lago, è indubbio che le acque tributarie
siano progressivamente migliorate con la sola eccezione del T. Boesio, per il quale si è
già documentato il grave e continuo stato di alterazione.
L’analisi dell’andamento delle concentrazioni medie areali biennali (Fig. 2.3.1m),
mette infatti in evidenza che i contenuti di questo elemento sono gradualmente diminuiti
sia negli areali lombardi e piemontesi, con un calo di circa il 50% tra il primo e l’ultimo
biennio, che in Cantone Ticino, dove per lo stesso periodo si è registrato un decremento
21
del 72%. Complessivamente, i contenuti medi di fosforo negli afflussi al lago hanno
presentato una riduzione del 57%; esse sono infatti passate da 56-59 µg P l-1, riscontrati
nel quadriennio 1978-1981, ai 25 µg P l-1 dell’ultimo quadriennio 1994-1997, valore
che è appena del 19% più alto dell’obiettivo di qualità, fissato in 21 µg P l-1 dalla
Commissione internazionale per la protezione delle acque italo-svizzere, sulla base di
un carico ammissibile al lago di 200 t P a-1.
mg N l-1
0,50
Lombardia
Piemonte
Cantone Ticino
bacino totale
0,38
0,40
0,30
0,18
0,20
0,14
0,21
0,18
0,16 0,17
0,10
0,10
0,04
0,09
0,04
0,08
0,03
0,06
0,05
0,01
0,00
1978-1982
1983-1987
1988-1992
1993-1997
Fig. 2.3.1l. Lago Maggiore. Concentrazioni medie areali quinquennali nel ventennio 1978-1997 di azoto
ammoniacale nelle acque tributarie campionate in Lombardia (compresi gli apporti derivanti dal Lago di
Lugano attraverso il F. Tresa), Piemonte, Cantone Ticino e nell’intero bacino.
µg P l
-1
Concentrazione di fosforo totale
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
78-79
80-81
82-83
84-85
86-87
88-89
90-91
92-93
94-95
96-97
Lombardia
144
164
135
134
132
99
109
104
73
73
Piemonte
51
49
35
39
31
21
30
25
25
26
Cantone Ticino
28
29
19
15
14
10
14
9
8
8
Bacino totale
56
59
44
44
40
29
36
30
25
25
Fig. 2.3.1m. Lago Maggiore. Concentrazioni medie areali biennali nel ventennio 1978-1997 di fosforo
totale nelle acque tributarie campionate in Lombardia (compresi gli apporti derivanti dal Lago di Lugano
attraverso il F. Tresa), Piemonte, Cantone Ticino e nell’intero bacino.
22
2.3.2. Carichi chimici
Gli apporti annuali al lago di azoto ammoniacale, nitrico, organico e totale, nonché di
fosforo totale relativi al biennio 1996-1997 sono riportati in tabella 2.3.2a, insieme con
le uscite dall’emissario. I carichi sono stati misurati utilizzando le metodologie già impiegate negli anni precedenti: per 10 corsi d’acqua, drenanti il 70% del bacino emerso,
nonché per il Ticino emissario, sono stati calcolati dai valori di concentrazione e dai deflussi giornalieri; per gli altri 3 tributari (Maggia, Verzasca e Giona) e per lo Strona, che
insieme rappresentano il 22,5% del bacino drenante, sono stati stimati dalla regressione
lineare tra i contributi areali e le concentrazioni medie annuali.
Tab. 2.3.2a. Lago Maggiore. Apporti annuali (t a-1) di azoto e fosforo dai tributari campionati ed uscite
attraverso l'emissario nel biennio 1996-1997.
N-NH4
Ticino Immissario
Maggia (b)
Verzasca (b)
Cannobino (a)
San Giovanni (a)
San Bernardino (a)
Toce Ossola (a)
Strona (b)
Erno (a)
Vevera (a)
Bardello (a)
Boesio (a)
Tresa (a)
Giona (b)
(a)
Totale campionati
Ticino emissario (a)
N-NO3
Norg
TN
TP
1996
1997
1996
1997
1996
1997
1996
1997
1996
1997
21,1
22,4
8,1
0,9
1,0
4,9
103
22,9
0,7
5,0
41,6
32,9
73,1
1,3
339
80
41,0
7,5
1,7
1,0
0,6
5,6
65,1
22,4
0,2
1,7
27,9
28,1
69,4
0,4
273
111
1472
1120
282
110
116
277
1282
443
57
55
224
147
837
76
6498
5907
1420
853
190
90
80
170
812
372
43
50
204
123
779
59
5245
4674
317
235
66
19
17
33
333
94
12
8
105
38
418
12
1707
1781
299
149
25
16
10
28
376
82
4
10
101
55
432
7
1594
1889
1809
1377
356
129
133
315
1717
559
70
69
371
218
1328
89
8540
7768
1760
1010
217
107
91
203
1253
476
48
61
333
206
1280
66
7111
6674
20,5
14,7
3,1
1,1
1,3
1,7
36,0
7,7
0,7
1,5
18,6
10,6
39,2
1,6
158
99
19,6
6,9
1,4
1,0
0,5
0,7
39,8
18,0
0,5
0,8
18,1
12,4
27,1
1,4
148
93
(a) Valori calcolati dai dati di concentrazione e dai deflussi.
(b) Valori calcolati dalla regressione fra concentrazioni medie annuali e contributi areali.
Nel caso dei composti dell’azoto, gli apporti sono generalmente risultati più bassi di
quelli misurati l’anno precedente. Il calo è stato particolarmente evidente ed esteso a
quasi tutti i tributari, soprattutto perché i rifornimenti di ammonio e nitrati, che derivano
in larga misura dalle deposizioni atmosferiche sull’intero bacino imbrifero, sono stati
significativamente limitati dagli scarsi afflussi idrici verificatesi nel 1997 (1417 mm),
assai più bassi di quelli misurati nel 1996 (1910 mm).
L’ipotesi è indirettamente confermata dall’esame degli apporti globali al lago di
azoto totale dal 1978 al 1996, comprensivi delle frazioni dovute alle precipitazioni atmosferiche sullo specchio lacustre e ai carichi derivanti dalla fascia litorale non campionata, stimati sulla base di un contributo pro-capite pari a 12 g N ab-1 die-1 (Tab.
2.3.2b e Fig. 2.3.2a). Essi non mostrano alcun andamento in diminuzione e sembrano
invece legati alla quantità complessiva di afflussi meteorici sul bacino imbrifero: infatti
i minimi corrispondono agli anni più secchi ed i massimi a quelli più piovosi, come è
anche indicato dalla regressione statisticamente significativa tra gli afflussi meteorici
annuali e gli apporti di azoto derivanti dal bacino emerso e dalle precipitazioni sullo
specchio lacustre (Fig. 2.3.2b).
23
Tab. 2.3.2b. Lago Maggiore. Bilanci annuali dal 1978 al 1997 di azoto totale (t N a-1). I totali parziali e complessivi sono approssimati alle centinaia.
Tributari campionati
Ticino Immissario
Maggia
Verzasca
Cannobino
San Giovanni
San Bernardino
Toce (Ossola + Strona)
Erno
Vevera
Bardello
Boesio
Tresa
Giona
Tot. tributari campionati
Areale non campionato
Totale bacino emerso
Fascia rivierasca
Precipitazioni sul lago
Totale apporti
Uscite da emissario
Ritenzione in lago
'78
'79
'80
'81
'82
'83
'84
'85
'86
'87
'88
'89
'90
'91
'92
'93
'94
'95
'96
'97
1971
1050
373
140
130
307
4233
65
93
364
143
1492
84
10400
896
11300
700
700
12700
11600
9%
1576
1240
406
126
118
224
3216
65
79
410
125
1158
76
8800
756
9600
700
600
10900
7200
33%
1427
780
251
105
56
226
2934
32
103
302
180
955
48
7400
634
8000
700
378
9100
7200
21%
2050
1411
403
131
163
431
3500
44
92
259
191
1011
80
9800
838
10600
700
866
12200
11300
7%
2396
1211
320
144
102
256
2494
49
61
270
157
1328
72
8900
760
9700
700
605
11000
8500
22%
2232
1280
327
152
99
324
2469
35
54
273
181
1077
71
8600
735
9300
700
596
10600
8500
20%
1962
1300
354
136
135
271
2765
57
83
385
181
1377
75
9100
779
9900
700
389
11000
8300
24%
2022
968
247
85
78
181
2178
34
50
447
140
1000
57
7500
642
8100
700
348
9100
7100
23%
2766
1200
299
137
107
299
2797
48
91
380
260
1352
73
9800
841
10600
700
532
11800
9300
21%
2897
1570
416
182
128
345
2701
60
109
338
195
1646
94
10700
916
11600
700
548
12800
9600
26%
2604
1784
456
165
174
333
2824
86
81
323
187
1562
101
10700
916
11600
700
674
13000
9600
26%
1843
1240
310
136
101
326
1786
52
52
395
199
1568
72
8100
693
8800
700
466
10000
6900
30%
1365
923
197
99
93
407
2127
38
62
360
285
1294
61
7300
627
7900
700
509
9100
5000
46%
2314
1250
319
146
122
470
2398
62
67
365
277
1371
78
9200
788
10000
700
622
11300
8400
31%
2112
1395
376
148
122
326
2175
75
69
427
224
1885
93
9400
805
10200
700
650
11600
9500
18%
2449
1404
353
130
133
281
2981
74
77
363
334
1853
88
10500
900
11400
700
650
12800
10800
16%
2353
1462
365
159
133
322
2405
74
67
366
264
1613
89
9700
901
10600
700
580
11900
10289
16%
1522
1153
277
114
124
297
1956
52
63
347
208
1318
72
7500
902
8400
700
420
9500
7055
16%
1809
1377
356
129
133
315
2276
70
69
371
218
1328
89
8500
732
9200
700
566
10500
7768
16%
1760
1010
217
107
91
203
1729
48
61
333
206
1280
66
7100
609
7700
700
400
8800
6674
24%
t N a-1
14000
12000
10000
8000
emerso
6000
rivierasco
4000
precipitazioni
2000
0
'78 '79 '80 '81 '82 '83 '84 '85 '86 '87 '88 '89 '90 '91 '92 '93 '94 '95 '96 '97
Fig. 2.3.2a. Lago Maggiore. Apporti annuali di azoto totale al lago dall’areale emerso, dalla zona rivierasca e dalle precipitazioni atmosferiche sullo specchio lacustre.
t N a-1
13000
12000
LN = 4,2 x + 3161
R2 = 0,631
11000
10000
9000
8000
7000
1200
1400
1600
1800
2000
2200
Afflussi meteorici (mm a-1)
Fig. 2.3.2b. Lago Maggiore. Regressione tra gli apporti annuali di azoto totale al lago (LN) dall’areale
emerso e dalle precipitazioni atmosferiche sullo specchio lacustre e gli afflussi meteorici sul bacino imbrifero (x).
Anche per il fosforo si è accertata una diminuzione di 10 t sul carico complessivo
veicolato dai tributari nel 1997 rispetto ai valori del 1996 (Tab. 2.3.2a). A differenza
dell’azoto, essa non è dipesa soltanto da fattori idrologici, ma è stata essenzialmente indotta da consistenti riduzioni degli apporti dai fiumi Tresa (da 39 a 27 t P a-1) e Maggia
(da 15 a 7 t P a-1), che hanno largamente compensato gli aumenti riscontrati per lo
Strona. Su quest’ultimo tributario, che aveva presentato nel 1997 un contenuto medio
annuale di fosforo del tutto anomalo rispetto al decennio precedente (cfr. capitolo 2.3.1),
si è infatti misurato un carico (18 t P a-1) più che doppio rispetto al 1996 (8 t P a-1).
25
Il confronto con la serie storica delle misure (Tab. 2.3.2c e Fig. 2.3.2c) permette di
evidenziare che i carichi di fosforo dalle acque tributarie campionate e dall’areale non
campionato hanno raggiunto nel 1997 i valori più bassi, pari rispettivamente a 148 e a
13 t P a-1. I minimi riguardano anche gli apporti totali al lago (219 t P a-1), calcolati
come somma dei carichi derivanti dal bacino emerso (161 t P a-1) e dalla popolazione
residente e turistica nella zona rivierasca (58 t P a-1). Quest’ultimo valore è stato calcolato, fin dal 1987, ipotizzando un contributo procapite di 1,0 g P ab-1 die-1, esteso ai
160.000 abitanti equivalenti della fascia rivierasca. Il margine d’errore associato alla
valutazione è però piuttosto alto, sia per la mancanza di stime corrette ed aggiornate
della popolazione turistica e fluttuante, sia perché il contributo unitario utilizzato risulta
probabilmente sovrastimato in considerazione del fatto che gran parte della fascia rivierasca è ormai collegata ad impianti di depurazione.
t P a-1
600
emerso
500
rivierasco
400
300
200
100
0
'78 '79 '80 '81 '82 '83 '84 '85 '86 '87 '88 '89 '90 '91 '92 '93 '94 '95 '96 '97
Fig. 2.3.2c. Lago Maggiore. Apporti annuali di fosforo totale al lago dall’areale emerso e dalla zona
rivierasca.
Uno studio recente [30] [32], condotto dal Giugno 1996 al Luglio 1997, con campionamenti medi giornalieri sulle acque in ingresso ed in uscita dell’impianto di depurazione di Lesa, ha dimostrato che i contributi procapite di fosforo derivanti dai comuni
rivieraschi di Stresa, Belgirate, Lesa e Meina variano da minimi invernali di 0,9 g P ab-1
die-1, misurati in tempo asciutto e in assenza pressochè totale del movimento turistico, a
massimi estivi dell’ordine di 2 g P ab-1 die-1, che riflettono l’influenza delle attività alberghiere e del drenaggio urbano. Il valore medio annuale dei carichi procapite in ingresso all’impianto è risultato pari a 1,6 g P ab-1 die-1, mentre quello in uscita, dopo i
trattamenti depurativi, è stato quantificato in 0,04 g P ab-1 die-1, con un resa media annuale di abbattimento del 97%. Sulla base di questi risultati, ammettendo che circa il
70% della popolazione della fascia rivierasca sia allacciata ad impianti di depurazione
con rendimenti prudenziali di rimozione del fosforo del 90%, si può valutare un carico
al lago dalla fascia rivierasca pari a circa 35 t P a-1. In questo caso, gli apporti totali di
fosforo al lago risulterebbero di 196 t a-1, valore dello stesso ordine di grandezza del carico permissibile fissato in 200 t P a-1 dalla Commissione internazionale per la protezione delle acque italo-svizzere sulla base delle indicazioni fornite dal CNR Istituto Italiano di Idrobiologia e del modello statistico proposto dall’OECD.
26
Tab. 2.3.2c. Lago Maggiore. Bilanci annuali dal 1978 al 1997 del fosforo totale (t P a-1)
Tributari campionati
Ticino Immissario
Maggia
Verzasca
Cannobino
San Giovanni
San Bernardino
Toce (Ossola + Strona)
Erno
Vevera
Bardello
Boesio
Tresa
Giona
Totale tributari campionati
Areale non campionato
Totale bacino emerso
Fascia rivierasca
Totale apporti
Uscite da emissario
Ritenzione in lago
'78
'79
'80
'81
'82
'83
'84
'85
'86
'87
'88
'89
'90
'91
'92
'93
'94
'95
'96
'97
50
84
66
59
66
37
33
43
48
51
31
17
10
16
25
28
21
13
20
20
17
21
18
16
9
14
17
15
11
13
19
23
7
20
20
5
9
12
15
7
7
11
3
5
5
8
4
1
3
8
3
5
1
3
4
4
2
2
3
1
3
3
3
2
4
4
2
1
1
2
1
1
1
1
2
1
2
1
1
1
5
3
2
3
3
3
2
1
2
2
1
2
2
1
2
1
1
1
1
1
7
7
8
6
4
4
4
3
5
6
2
4
3
17
14
2
2
6
2
1
85 163 90 102 65
64
72
53
55
77
35
34
47
53
49
67
64
45
44
58
1
1
1
1
1
0
1
1
1
1
1
3
0
1
1
1
1
1
1
0
7
4
11
9
4
5
7
3
4
4
3
2
1
2
2
1
1
1
1
1
67
53
58
58
37
39
48
52
45
31
27
33
33
25
27
19
19
18
19
18
8
8
22
11
9
8
9
7
14
10
8
14
21
11
13
19
10
10
11
12
105 80
74
72
69
62
66
71
72
94
54
57
40
41
62
68
50
39
39
27
2
3
2
1
2
2
1
0
1
2
1
2
1
2
2
1
1
1
2
1
364 440 357 344 278 248 265 250 261 301 187 195 168 192 221 218 183 151 158 148
31
38
31
30
24
21
23
21
22
26
16
17
14
16
19
19
16
13
14
13
395 478 388 374 301 270 288 271 283 327 203 212 182 208 240 237 199 164 172 161
117 117 117 117 117 88
88
88
88
58
58
58
58
58
58
58
58
58
58
58
512 595 505 491 418 357 376 359 371 386 262 271 241 266 298 295 257 222 230 219
277 263 208 187 166 160 128 134 131 152 142 101 57 121 98 140 104 87
99
93
48% 58% 59% 63% 62% 58% 66% 62% 65% 63% 46% 63% 76% 55% 67% 53% 59% 61% 57% 57%
Vista l’importanza di verificare l’esattezza delle stime degli apporti rivieraschi, che
allo stato attuale rappresentano la principale incertezza nel giudicare l’effettivo raggiungimento delle condizioni necessarie per l’oligotrofizzazione del lago, sembra del tutto
evidente la necessità di allargare nei prossimi anni le indagini alla zona rivierasca, per
individuare con maggior precisione la frazione della popolazione equivalente non ancora allacciata e per quantificare gli apporti di fosforo dagli impianti di depurazione,
con l’obiettivo di fornire valori aggiornati e più aderenti alla realtà locale dei parametri
utilizzabili per il calcolo dei carichi.
In merito alla distribuzione degli apporti di nutrienti dai corsi d’acqua misurati
nell’ultimo quinquennio, si può osservare che l’80,8% dei carichi di azoto totale sono
derivati mediamente da Toce (26,2%), Ticino Immissario (22,8%), Tresa (17,1%) e
Maggia (14,7%), vale a dire dai quattro bacini imbriferi di maggior superficie che, insieme, rappresentano l’86% dell’areale campionato (Fig. 2.3.2d). Percentuali del tutto
analoghe, proporzionali all’estensione dei bacini dei singoli tributari, si sono riscontrate
anche nei quindici anni precedenti. Ciò suggerisce che i deflussi assumono un ruolo determinate nella formazione dei carichi di azoto totale, mentre il peso delle variazioni di
concentrazione, provocate da immissioni puntuali, rimane estremamente limitato per la
prevalente origine dell’azoto da sorgenti diffuse, quali il dilavamento naturale e le precipitazioni atmosferiche sul bacino emerso.
TICINO
IMMISSARIO
22,8%
MAGGIA
14,7%
ALTRI
19,2%
TOCE E STRONA
26,2%
TRESA E
MARGORABBIA
17,1%
Fig. 2.3.2d. Lago Maggiore. Ripartizione degli apporti di azoto totale dai tributari campionati. Valori
percentuali medi del quinquennio 1993-1997.
TICINO IMM.
11,8%
MAGGIA
5,5%
TOCE E STRONA
32,4%
BARDELLO
10,9%
BOESIO
7,3%
TRESA E
MARGORABBIA
26,0%
ALTRI
6,1%
Fig. 2.3.2e. Lago Maggiore. Ripartizione degli apporti di fosforo totale dai tributari campionati. Valori
percentuali medi del quinquennio 1993-1997.
28
Per il fosforo totale, quasi il 94% degli apporti dall’areale campionato è derivato
nell’ultimo quinquennio da sei tributari (Fig. 2.3.2e): Toce (32,4%), Tresa (26,0%), Ticino immissario (11,8%), Bardello (10,9%), Boesio (7,3%) e Maggia (5,5%). In questo
caso, diversamente da quanto osservato per gli apporti di azoto totale, l’influenza dei
deflussi è molto meno marcata, in quanto diventano preminenti le alterazioni indotte da
scarichi non sufficientemente depurati. Ad esempio, il contributo al carico globale di
Boesio e Bardello (complessivamente 3,2 t a-1 nel quinquennio), è risultato più alto di
quello di Ticino immissario e Maggia (29,6 t a-1) nonostante il grande divario tra le superfici occupate dai rispettivi bacini (poco meno di 180 km2 dei primi due tributari,
contro 2542 km2 dei secondi).
Infine, per quanto riguarda la qualità delle acque tributarie, l’esame dei contributi
areali di nutrienti algali nell’ultimo biennio (Tab. 2.3.2d) permette di trarre le stesse
conclusioni già evidenziate nel capitolo precedente (cfr. capitolo 2.3.1). La situazione
peggiore è quella del Boesio che mostra carichi unitari di fosforo (0,23-0,27 g P m-2 a-1)
e di azoto totale (4,5-4,8 g N m-2 a-1) di gran lunga superiori a tutti gli altri corsi
d’acqua. Tra i tributari più alterati, si ritrovano Bardello e Strona, che presentano contributi medi nel biennio di fosforo (0,14 e 0,06 g P m-2 a-1), ammonio (0,26 e 0,10 g N
m-2 a-1) e azoto organico (0,77 e 0,39 g N m-2 a-1) indubbiamente indicativi di un notevole grado di compromissione ambientale. Anche le condizioni di Vevera e Tresa non
possono essere ritenute accettabili, perché i carichi unitari medi di fosforo totale (rispettivamente 0,05 e 0,04 g P m-2 a-1), di azoto ammoniacale (0,16 e 0,09 g N m-2 a-1) e di
azoto organico (0,42 e 0,56 g N m-2 a-1) sono su livelli ancora elevati.
Tab. 2.3.2d. Lago Maggiore. Contributi areali annuali (g m-2 a-1) di azoto ammoniacale, nitrico, organico,
totale e fosforo totale nel biennio 1996-1997 dai tributari campionati e dall’emissario.
N-NH4
N-NO3
Norg
TN
TP
1996
1997
1996
1997
1996
1997
1996
1997
1996
1997
Ticino Immissario (TIM)
Maggia (MAG)
Verzasca (VER)
Cannobino (CAN)
San Giovanni (SGI)
San Bernardino (SBE)
Toce Ossola (TOC)
Strona (STR)
Erno (ERN)
Vevera (VEV)
Bardello (BAR)
Boesio (BOE)
Tresa (TRE)
Giona (GIO)
0,013
0,024
0,034
0,008
0,016
0,038
0,067
0,102
0,026
0,233
0,311
0,726
0,097
0,027
0,025
0,008
0,007
0,009
0,009
0,043
0,042
0,101
0,009
0,077
0,208
0,619
0,092
0,009
0,911
1,209
1,191
0,992
1,909
2,118
0,828
1,982
2,242
2,586
1,669
3,241
1,110
1,524
0,878
0,921
0,804
0,811
1,321
1,298
0,525
1,665
1,697
2,324
1,519
2,718
1,033
1,177
0,196
0,253
0,279
0,172
0,272
0,251
0,215
0,420
0,477
0,381
0,783
0,828
0,554
0,233
0,185
0,161
0,105
0,149
0,165
0,211
0,243
0,366
0,165
0,461
0,753
1,210
0,573
0,139
1,119
1,487
1,504
1,172
2,197
2,406
1,110
2,505
2,745
3,199
2,763
4,794
1,761
1,783
1,089
1,091
0,916
0,969
1,495
1,552
0,810
2,132
1,870
2,863
2,480
4,547
1,697
1,325
0,013
0,016
0,013
0,010
0,022
0,013
0,023
0,034
0,029
0,068
0,139
0,234
0,052
0,031
0,012
0,007
0,006
0,009
0,008
0,005
0,026
0,081
0,019
0,040
0,135
0,272
0,036
0,027
Totale campionati
Ticino emissario (TEM)
0,058
0,012
0,046
0,017
1,105
0,895
0,892
0,708
0,290
0,270
0,271
0,286
1,452
1,177
1,209
1,011
0,027
0,015
0,025
0,014
Lo stato di alterazione di questi tributari è inoltre messo in luce dagli elevati contributi areali annuali misurati nell’ultimo quinquennio per azoto totale (Fig. 2.3.2f), fosforo totale (Fig. 2.3.2g), azoto ammoniacale (Fig. 2.3.2h) ed organico (Fig. 2.3.2i).
Va però osservato che tutte le acque tributarie, con la sola eccezione del Boesio, sono
andate incontro nel lungo periodo ad un consistente miglioramento. Infatti, i contributi
areali medi di fosforo totale nei quattro quinquenni, dal 1978 al 1997, sono progressivamente diminuiti (Fig. 2.3.2l), mostrando riduzioni particolarmente rilevanti per Ve29
vera (-82%), Ticino immissario (-69%), Bardello (-66%), S. Giovanni (-65%), Verzasca
(-62%) e S. Bernardino (-60%). Complessivamente, i carichi unitari di fosforo derivanti
dai bacini campionati sono passati da 0,061 g P m-2 a-1, valore medio del primo quinquennio, a 0,029 g P m-2 a-1 dell’ultimo, con un calo di oltre il 52%.
g N m-2 a-1
8,00
'93
7,00
'94
6,00
'95
'96
5,00
'97
'93-97
4,00
3,00
2,00
1,00
0,00
BOE VEV BAR STR
ERN
SBE
SGI
TRE
GIO MAG VER
TIM CAN TOC
Fig. 2.3.2f. Lago Maggiore. Contributi areali annuali di azoto totale dai singoli tributari nel quinquennio
1993-1997 (le sigle sono riportate in Tab. 2.3.2.d).
-2
gPm a
-1
0,45
0,40
'93
0,35
'94
0,30
'95
'96
0,25
'97
0,20
'93-97
0,15
0,10
0,05
0,00
BOE BAR VEV TRE
STR TOC
GIO
ERN
SBE
SGI
TIM CAN VER MAG
Fig. 2.3.2g. Lago Maggiore. Contributi areali annuali di fosforo totale dai singoli tributari nel quinquennio 1993-1997 (le sigle sono riportate in Tab. 2.3.2.d).
30
g N m-2 a-1
0,80
0,70
'93
'94
0,60
'95
'96
0,50
'97
0,40
'93-97
0,30
0,20
0,10
0,00
BOE BAR VEV TRE
STR TOC
SBE
SGI
TIM ERN MAG VER
GIO CAN
Fig. 2.3.2h. Lago Maggiore. Contributi areali annuali di azoto ammoniacale dai singoli tributari nel
quinquennio 1993-1997 (le sigle sono riportate in Tab. 2.3.2.d).
-2
-1
gNm a
2,00
'93
'94
1,50
'95
'96
'97
1,00
'93-97
0,50
0,00
BOE BAR TRE VEV STR ERN SBE TOC
SGI MAG TIM VER
GIO CAN
Fig. 2.3.2i. Lago Maggiore. Contributi areali annuali di azoto organico dai singoli tributari nel quinquennio 1993-1997 (le sigle sono riportate in Tab. 2.3.2.d).
31
-2
gPm a
-1
0,45
0,40
0,35
'78-82
0,30
'83-87
0,25
'88-92
0,20
'93-97
0,15
0,10
0,05
0,00
BOE BAR VEV TRE
STR
TOC
GIO
ERN
SBE
SGI
TIM CAN VER MAG
Fig. 2.3.2l. Lago Maggiore. Contributi areali medi di fosforo totale dai singoli tributari nei quattro
quinquenni dal 1978 al 1997 (le sigle sono riportate in Tab. 2.3.2.d).
2.3.3. Carbonio Organico Totale (TOC)
Gli apporti di sostanza organica alloctona al Lago Maggiore sono stati misurati come
carbonio organico totale presente nei tributari già presi in considerazione per la stima
degli apporti inorganici. Le concentrazioni di TOC, in mg l-1, misurate in ciascun campionamento sono presentate nella tabella 2.3.3. Come in passato, i fiumi Tresa, Bardello
e Boesio sono stati caratterizzati da concentrazioni di TOC più elevate di quelle delle
acque pelagiche del Lago Maggiore. Le concentrazioni di TOC misurate nel corso del
1997 hanno presentato valori prossimi a quelli misurati nello stesso corso d'acqua nell'anno precedente.
Tab. 2.3.3. Concentrazione di Carbonio Organico Totale (TOC mg l-1) nei fiumi tributari del
Lago Maggiore.
Bardello
Boesio
Cannobino
Erno
Giona
Maggia
S. Bernardino
S. Giovanni
Strona
Ticino E.
Ticino I.
Toce
Tresa
Verzasca
Vevera
gen
feb
mar
apr
mag
giu
lug
ago
set
ott
nov
dic
4.21
6.15
1.26
2.13
1.67
1.29
1.82
1.25
1.55
1.68
1.27
1.09
2.13
1.12
1.38
3.55
3.79
1.11
1.19
0.94
1.12
0.88
1.13
1.08
1.55
0.96
1.32
1.59
1.22
1.07
4.89
5.07
0.61
0.84
0.79
0.95
1.85
0.67
1.38
1.10
0.70
0.71
2.08
0.61
1.07
4.93
6.67
0.85
1.20
0.79
0.61
0.60
0.90
1.63
1.18
0.83
0.98
2.91
0.59
1.04
4.09
5.56
0.83
1.47
0.91
0.84
0.59
1.02
1.02
1.04
1.00
0.96
1.75
0.83
1.13
6.26
6.47
1.30
1.58
1.19
1.63
1.60
1.25
1.38
1.52
1.44
1.37
2.45
1.28
1.81
3.81
3.26
0.73
0.91
0.58
0.61
0.96
0.60
1.04
1.33
0.33
0.72
1.79
0.58
0.77
4.08
3.37
1.10
1.67
0.92
0.71
1.08
1.00
1.38
1.91
0.42
0.81
2.33
0.78
1.23
4.66
6.78
0.76
1.09
0.64
0.42
0.70
0.98
1.49
2.06
0.50
1.14
2.27
0.67
1.01
3.71
9.57
1.09
1.32
1.24
0.73
1.07
1.27
9.86
2.16
0.69
1.55
2.39
0.92
1.37
4.63
4.74
1.47
2.14
1.31
1.69
2.17
1.26
1.24
1.29
1.32
0.99
1.99
1.37
1.97
6.95
7.66
0.75
0.86
0.71
0.86
0.83
0.95
1.03
1.21
0.70
0.89
1.88
1.07
0.73
32
3. INDAGINI SULL’AMBIENTE PELAGICO
3.1. Limnologia fisica
Le caratteristiche fisiche dell’ecosistema Lago Maggiore sono state analizzate attraverso l’esame di una serie di parametri scelti tra quelli che consentono di definirne soprattutto gli aspetti idrodinamici e, in particolare, le condizioni che si attuano al momento della circolazione tardo-invernale: il verificarsi, o meno, di un mescolamento
verticale entro tutta la massa d’acqua rappresenta infatti un evento di assoluta importanza per il lago.
Con l’indispensabile riferimento all’evolversi durante l’anno delle condizioni idrometeorologiche (descritti nel capitolo 2), sono stati raccolti, elaborati ed analizzati informazioni e dati che ci consentono ora di fare il punto sull’andamento della situazione
limnologica generale del 1997 con particolare riferimento alle seguenti variabili:
• fluttuazioni di livello del lago, assunte come stima delle caratteristiche idrologiche
generali del corpo d’acqua;
• trasparenza delle acque, quale indice fisico del grado di produttività algale;
• andamento stagionale delle temperature delle acque lacustri, con riferimento sia a
quelle più superficiali (0-20 m) che all’intera colonna, fino alla massima profondità;
• distribuzione lungo tutta la colonna d’acqua dell’ossigeno disciolto, assunto come
tracciante dei movimenti circolatori orizzontali e verticali;
• bilancio calorico della massa d’acqua lacustre e flussi di calore fra i diversi strati
del lago al fine di evidenziare sia i meccanismi del trasporto di energia in profondità che quelli inerenti alla sua dissipazione;
• profondità raggiunta dal mescolamento verticale al termine della fase invernale.
3.1.1. Livello del lago
Nel corso del 1997 l’altezza idrometrica media del Lago Maggiore è stata di 193,74
m s.l.m., 14 cm al di sotto del valore medio pluriennale (193,88 m s.l.m.); il deficit
idrologico ha riguardato in parte la stagione primaverile (-33 cm), ma soprattutto quella
autunnale (-64 cm), mentre si è mantenuto di molto al di sopra della media in inverno
(+34 cm ) e di soli +7 cm in estate.
Il confronto fra i regimi idrometrici mensili del 1997 e del periodo 1952-1996 (Fig.
3.1.1) evidenzia per i primi tre mesi e soprattutto in Luglio (+ 60 cm) valori al di sopra
della media, mentre nella restante parte dell’anno la quota del lago si sposta decisamente al di sotto di essa; in evidenza Maggio (-95 cm) e Ottobre (-113 cm), più contenuti gli scarti negativi negli altri mesi.
Va rilevato che il lago nel corso dell’anno ha subito un fenomeno di piena che ha interessato il periodo tra la fine di Giugno ed i primi giorni di Luglio raggiungendo quota
195.44 m s.l.m., a soli 6 cm dalla sua fuoriuscita a Pallanza. Decisamente basso invece
il livello raggiunto il 27 Ottobre, a soli 24 cm dal minimo assoluto di 192,38 m s.l.m.
del 18 Marzo 1956; ne deriva che l’escursione nel corso del 1997 è stata di 2,84 m un
valore in media con l’intera serie storica di Pallanza.
33
m s.l.m
198
Media (1997)
Max (1997)
Min (1997)
Media (1952-1996)
Max (1952-1996)
Min (1952-1996)
M
G
197
196
195
194
193
192
G
F
A
M
L
A
S
O
N
D
Fig. 3.1.1. Lago Maggiore1997. Regimi mensili dei livelli e valori estremi di ciascun mese.
3.1.2. Trasparenza delle acque lacustri
Il quadro annuo relativo alla trasparenza delle acque del Lago Maggiore, definito
come di consueto sulla base delle serie di misure effettuate con il disco di Secchi, è riportato in figura 3.1.2.: la massima profondità di scomparsa alla vista del disco è stata
misurata in Febbraio con 11 metri, un valore alquanto modesto rispetto a quelli solitamente riscontrati in questo periodo dell’anno (di norma superiore ai 15 m); è probabile
che ciò debba essere messo in correlazione con un aumento della densità di cellule algali di piccole dimensioni presenti al momento nel lago e alla scarsità di afflusso meteorico di questo periodo. Minimi di trasparenza sono stati osservati in Aprile e Maggio
(intorno a 5 m) e in Agosto e Settembre (intorno ai 3,5 m) attribuibili probabilmente ad
un aumento della biomassa stagionale. Solo con Dicembre la scomparsa del disco di
Secchi riprende gradualmente ad aumentare, essenzialmente per la progressiva diminuzione della produzione biologica lacustre fino a raggiungere i valori consueti di questo
mese attorno ai 10 m di profondità.
Prof. (m)
0
2
4
6
8
10
12
Gen
Feb
Mar
Apr
Mag
Giu
Lug
Ago
Set
Ott
Nov
Fig. 3.1.2. Lago Maggiore 1997. Andamento della trasparenza (disco di Secchi).
34
Dic
3.1.3. Temperatura delle acque lacustri
3.1.3.1. Acque superficiali
Le isoterme tracciate nelle figure 3.1.3.1a e 3.1.3.1b si riferiscono rispettivamente
alla situazione riscontrata nelle acque superficiali del lago Maggiore nel corso del 1997
e a quella media del periodo 1962-1996. In entrambi i casi si trattano del risultato
dell’elaborazione grafica dei dati raccolti presso la stazione termografica che opera
nello specchio d’acqua antistante l’Istituto Italiano di Idrobiologia a Pallanza e che utilizza sei sonde poste a diversa profondità tra 0 e 20 m.
m
0
5
10
15
20
Gen
Feb
Mar
Apr Mag
Giu
Lug
Ago
Set
Ott Nov
Dic
Fig.3.1.3.1a. Lago Maggiore 1997. Isoterme nello strato superficiale (°C)
m
0
5
10
15
20
Gen Feb Mar Apr Mag Giu Lug Ago Set Ott Nov Dic
Fig. 3.1.3.1b. Lago Maggiore. 1962-1976. Isoterme nello strato superficiale (°C).
35
Il confronto tra le due figure consente di rilevare, per il 1997, un generale riscaldamento di questo strato d’acqua, che inizia già a Gennaio e si protrae per tutto l’anno.
L’incremento termico del 1997 è particolarmente evidenziato, nel confronto fra le due
figure, dall’andamento di alcune isolinee: nei mesi invernali le curve comprese tra 6,6 e
7 °C, che normalmente risalivano sino in superficie, nell’ultimo anno si collocano sotto
i 2 m di profondità; inoltre, quelle comprese con valori tra 10 e 12 °C anticipano nel
tempo il loro approfondimento verso livelli più bassi. Da segnalare poi che le curve 13 e
14 °C a differenza di quelle del lungo periodo giungono oltre i 20 metri a Luglio ed in
Ottobre mentre solitamente venivano a porsi rispettivamente intorno ai 17 e 15 metri. Il
riscaldamento più accentuato verificatosi nel corso dell'anno lo ritroviamo però nei mesi
di Ottobre e Novembre dove le isolinee 14 e 15 °C, normalmente situate attorno ai 15
m, superano abbondantemente i 20 metri di profondità.
3.1.3.2. Acque profonde
La situazione termica riscontrata nell’intera colonna d’acqua del Lago Maggiore durante il 1997 è indicata dalle isoterme di figura 3.1.3.2., risultato delle elaborazioni grafiche dei dati raccolti nel corso dei sopralluoghi effettuati con frequenza circa quindicinale nella porzione centrale del lago, al largo di Ghiffa, dove il fondale raggiunge 370 m
di profondità.
Prof. (m)
0
-50
-100
-150
-200
-250
-300
-350
Gen Feb Mar Apr Mag Giu Lug Ago Set Ott Nov Dic
Fig. 3.1.3.2. Lago Maggiore 1997. Isoterme lungo l’intera colonna (°C).
La più importante considerazione che si ricava dall’analisi della figura riguarda il
fatto che l’intera massa d’acqua ipolimnica, come quella più superficiale, ha subito nel
corso del 1997 un netto riscaldamento rispetto all’anno precedente: è quanto risulta, per
esempio dall’andamento dell’isoterma 6,6 °C che, sempre più approfondendosi, è andata a raggiungere, in Giugno, il fondo lacustre mentre nel 1996 era stabilizzata nello
strato 150-250 m. La stessa tendenza è rilevabile anche dall’andamento di altre isolinee
e, in particolare, da quella quotata 7 °C che, collocata all’inizio dell’anno intorno agli 80
36
m di profondità non raggiunge nei successivi mesi invernali la superficie, contrariamente a quanto si è sempre verificato in passato. Si conferma così che la colonna
d’acqua anche in questo anno, come ormai succede dal 1970, non ha raggiunto la piena
isotermia e che un gradiente termico verticale, seppur debole, indicato dalla presenza
delle isoterme 6,8-6,9 °C è individuabile tra 70 e 100 m di profondità. Si tratta di
un’ulteriore prova che il mescolamento tardo invernale delle acque del lago non ha interessato gli strati al di sotto di questo livello e che con il proseguo degli anni il suo verificarsi diventa sempre più difficile, visto soprattutto il considerevole aumento del lavoro
(più di 10 volte dal 1963 al 1998) che le forze esterne dovranno svolgere per determinare una circolazione completa su tutta la colonna.
3.1.4. Ossigenazione delle acque lacustri
I dati di ossigeno disciolto, che in questo contesto sono utilizzati esclusivamente
come indicatori delle vicende idrodinamiche del lago, sono stati misurati a Ghiffa, in
concomitanza con i rilievi termici. Le isolinee indicanti le concentrazioni di ossigeno
disciolto entro la massa d’acqua figura 3.1.4. (con l’esclusione degli strati più superficiali, dove le variazioni del parametro sono essenzialmente connesse con la produzione
algale) mostrano un andamento generalmente sub orizzontale nella porzione compresa
tra 100 e 250 m di profondità, con qualche fluttuazione connessa evidentemente con
eventi idrologici. Al di sotto di 250 m le concentrazioni di O2 oscillano tra i 5,5 e i 7 mg
l-1 quasi esattamente come il 1996 mostrando una debole perdita negli strati più profondi ad Aprile e più consistente in Maggio e Luglio. Un evidente consumo di ossigeno
si verifica anche quest’anno nel periodo Agosto-Ottobre tra 20 e 40 m di profondità, in
prossimità del termoclinio; si tratta di un evento abbastanza consueto che è probabilmente legato oltre che all’approfondimento del termoclinio, anche ai moti d’acqua che
si instaurano, in questa fase del ciclo stagionale, nello strato dove il gradiente termico è
più pronunciato, e che sono anche responsabili della distribuzione a quei livelli di materiale biologico in fase di degradazione.
Prof. (m)
0
-50
-100
-150
-200
-250
-300
-350
Gen
Feb
Mar Apr Mag
Giu
Lug
Ago Set Ott Nov
Dic
Fig. 3.1.4. Lago Maggiore 1997. Andamento delle concentrazioni di ossigeno disciolto lungo l’intera colonna (mg l-1).
37
3.1.5. Bilancio termico
Anche per il 1997 il bilancio calorico del Lago Maggiore è stato determinato su base
mensile con la metodica già adottata in passato [2] e con le singole componenti che
vengono espresse in unità energetiche per unità di superficie di lago (cal cm-2 d-1).
Come è noto l’equazione può essere così espressa:
Qs – Qr - Qb – Qe – Qh ± Qt = 0
Dove:
Qs = radiazione solare globale
Qr = radiazione solare riflessa
Qb = netto dello scambio ad onda lunga
Qe = calore utilizzato nei processi di evaporazione
Qh = calore sensibile di conduzione
Qt = calore immagazzinato o perso dal lago
Dall’esame dei dati relativi alle componenti del bilancio calorico (Tab.3.1.5.) traspare come fin dai primi mesi dell’anno, le perdite di calore siano state inferiori alla
media tanto da far registrare in Febbraio un valore di sole 8 cal cm-2 d-1 superiore al minimo assoluto dell’intera serie pluriennale. Il contenuto globale di energia nel lago è andato progressivamente incrementando nei mesi successivi, in modo particolare a Marzo
e Aprile quando si sono stabiliti i nuovi massimi assoluti a partire dal 1963. Valori di Qt
inferiori alla media si sono avuti invece in Luglio e Agosto mentre in Settembre, considerato mese di transizione con le perdite e gli accumuli che solitamente si equivalgono,
si è verificato un notevole incremento di calore. Le perdite per effetto del ciclo stagionale hanno poi prevalso nei mesi successivi, mantenendosi però su livelli molto al di
sotto della media. Per quanto riguarda le altre componenti del bilancio sono da segnalare i nuovi massimi di Qse in Aprile (precedente 408 cal cm-2 d-1 nel 1965), Qn in Marzo
(precedente 209 cal cm-2 d-1 nel 1966) e in Aprile (precedente 294 nel 1965). I nuovi
minimi che si verificano per la maggior parte in Giugno riguardano Qse (precedente 366
cal cm-2 d-1 nel 1977), Qe ( precedente 31 cal cm-2 d-1 nel 1986) e Qn (recedente 266 cal
cm-2 d-1 nel 1977), nonché i valori di Qh in Marzo e Aprile. Entro i limiti già registrati
negli anni precedenti i valori negli altri mesi dell’anno.
Tab. 3.1.5. Lago Maggiore 1997. Bilancio calorico.
Gen
Feb
Mar
Apr
Mag
Giu
Lug
Ago
Set
Ott
Nov
Dic
Qs
Qr
Qse
Qb
Qn
Qt
Qe
Qh
R
106
207
367
488
448
391
490
420
302
226
109
94
15
23
33
39
31
27
34
29
27
23
14
14
91
184
334
449
416
364
456
391
275
204
95
80
148
141
121
122
92
111
130
127
135
174
167
182
-57
43
213
328
324
253
326
264
140
29
-72
-103
-244
-77
137
238
256
238
148
29
38
-143
-231
-198
103
102
208
172
104
14
173
222
96
137
104
61
85
17
-132
-82
-37
1
5
13
5
35
54
34
0,82
0,17
-0,63
-0,48
-0,35
0,11
0,03
0,06
0,05
0,25
0,52
0,55
38
Il bilancio termico del lago (Fig. 3.1.5a) ha assunto segno positivo già in Marzo portando il suo contenuto calorico totale entro la colonna d’acqua a 124.536 cal cm-2,
nuovo massimo assoluto per questo mese: l’incremento è proseguito in maniera eccezionale sino a Maggio e nonostante che a Luglio ed ad Agosto si fossero registrati accumuli inferiori alla media, il lago presenta a Settembre un contenuto calorico totale di
153.386 cal cm-2, il più alto mai misurato sino ad ora. Dal momento che le perdite dei
mesi successivi sono risultate molto contenute, il lago ha terminato l’anno con una presenza di 135.906 cal cm-2, di ben 5.880 cal cm-2 superiore all’anno precedente; anche il
bilancio annuo con 33.085 cal cm-2 ha superato il massimo assoluto del 1995 di 32.495
cal cm-2. Da rilevare infine che i fenomeni evaporativi e quelli legati alla conduzione nel
corso dell’anno si sono posti, con la sola eccezione di Giugno ed Agosto, nella quasi
normalità.
cal cm-2 d-1
400
300
200
100
+Qt
-Qt
-Qt
Qh+Qe
Qh
0
Qn
-100
-200
Gen
Feb
Mar
Apr
Mag
Giu
Lug
Ago
Set
Ott
Nov
Dic
Fig. 3.1.5a. Lago Maggiore. 1997. Bilancio termico.
L’evolversi nel ciclo stagionale dei flussi di energia termica, e il loro andamento in
profondità è rappresentato in figura 3.1.5b con una serie di isolinee di calore quotate in
cal cm-2 d-1. Le aree a fondo scuro indicano il momento e la profondità in cui è avvenuta
la perdita di calore; quelle chiare, al contrario, sono indice di immagazzinamento energetico. Appare evidente dalla figura come lo scambio calorico si sia attuato quasi esclusivamente entro i primi 50 metri di profondità, a dimostrazione del fatto che le masse
d’acqua più profonde partecipano solo in misura ridotta alle vicende termiche stagionali.
3.1.6. Profondità di mescolamento
Anche nel 1997 la profondità raggiunta dal mescolamento convettivo tardo-invernale
è stata molto modesta. Attraverso l’applicazione della formulazione per la determinazione del coefficiente M, del quale si è detto nelle precedenti relazioni, risulta che lo
strato mescolato non ha superato i 73 m; una tale profondità è confermata anche
dall’analisi dei dati di temperatura e di ossigeno disciolto rilevati sulla colonna d’acqua
nel punto di massima profondità (vedi paragrafo precedente). Le cause di questo limitato mescolamento verticale sono legate ad una serie di condizioni esterne “sfavorevoli”
39
relative ai tre mesi invernali e che hanno visto soprattutto una ventosità molto scarsa,
accompagnata da una temperatura atmosferica molto elevata; ne è conseguita una ridotta perdita di calore da parte del lago tanto che, come abbiamo visto nei paragrafi precedenti, a fine inverno la fase di destratificazione termica non si è potuta completare.
Prof. (m)
0
-50
-100
-150
-200
-250
-300
-350
Gen Feb Mar Apr Mag Giu Lug Ago Set Ott Nov Dic
Fig. 3.1.5b. Lago Maggiore.1997. Flussi di calore. Isolinee quotate in cal cm-2 d-1.
40
3.2. Chimica lacustre
3.2.1. Chimismo di base
I risultati analitici relativi ai campionamenti effettuati con cadenza mensile nel corso
del 1997 nella zona di massima profondità (Ghiffa) hanno confermato la stabilità del
chimismo di base del lago. Infatti, come si vede dalla tabella 3.2.1., dove vengono messi
a confronto i bilanci ionici alla circolazione primaverile dal 1988 al 1997, non sono
state osservate significative modificazioni nelle concentrazioni delle variabili chimiche
che sono in stretta relazione con le caratteristiche geochimiche del bacino imbrifero.
Il contenuto ionico, che mostra una larga prevalenza di calcio tra i cationi e di bicarbonati e solfati tra gli anioni, è piuttosto basso e si attesta intorno a 3,0-3,1 meq l-1, con
una corrispondente conducibilità media compresa tra 141 e 146 µS cm-1. Il pH medio
nell’intero lago si mantiene su valori di 7,30-7,45 con minimi di 7,10-7,45 nelle acque
ipolimniche e massimi epilimnici nei periodi di maggior produzione algale, ai quali solitamente corrispondono anche massimi di saturazione di ossigeno (Fig. 3.2.1a).
Nel corso del 1997, da agosto alla prima decade di ottobre, si sono misurati nello
strato d’acqua superficiale (0-5 m) valori di pH compresi tra 9,2 e 9,5 unità, i più alti
dell’ultimo decennio (Fig. 3.2.1b). Essi si sono osservati in concomitanza con fioriture
di cianobatteri (Aphanothece clathrata), che si sono succedute ininterrottamente nel periodo mantenendosi su livelli decisamente alti in termini numerici (da 150 a 450 milioni
di individui per litro; Ruggiu, comunicazione personale). Pur tenendo conto dell’elevata
saturazione di ossigeno che ha presentato massimi del 133% (Fig. 3.2.1b), alla luce di
quanto osservato negli anni precedenti, sembra possibile ipotizzare che la lunga sussistenza di pH così basici non sia dipesa unicamente dall’attività fotosintetica, ma sia
stata la risultante di un insieme di concause biologiche e fisiche.
Tab. 3.2.1. Bilancio ionico (meq l-1), pH e conducibiltà (µS cm-1 a 20 °C) alla circolazione primaverile
delle acque del Lago Maggiore dal 1988 al 1997 (valori medi ponderati sui volumi nella stazione di massima profondità a Ghiffa).
specie ioniche
1988
1989
1990
1991
1992
1993
1994
1995
1996
1997
HCO3¯
SO4¯ ¯
Cl¯
NO3¯
Σ anioni
Ca ++
Mg ++
Na +
K+
Σ cationi
Σ ioni
0,75
0,60
0,06
0,06
1,47
1,06
0,29
0,10
0,04
1,49
2,96
0,75
0,61
0,05
0,06
1,47
nd
nd
nd
nd
nd
nd
0,77
0,61
0,06
0,06
1,50
1,05
0,29
0,10
0,04
1,48
2,98
0,78
0,61
0,06
0,06
1,51
1,10
0,30
0,10
0,04
1,54
3,05
0,78
0,61
0,06
0,06
1,51
1,09
0,30
0,11
0,04
1,53
3,04
0,78
0,62
0,06
0,06
1,52
1,10
0,30
0,11
0,04
1,55
3,07
0,79
0,62
0,06
0,06
1,53
1,09
0,30
0,11
0,04
1,54
3,07
0,79
0,61
0,06
0,06
1,52
1,06
0,29
0,11
0,03
1,49
3,01
0,81
0,62
0,06
0,06
1,55
1,08
0,30
0,11
0,04
1,53
3,08
0,78
0,61
0,06
0,06
1,51
1,09
0,30
0,11
0,04
1,54
3,05
pH
Conducibilità
7,42
141
7,43
142
7,35
144
7,35
146
7,43
145
7,34
146
7,38
146
7,36
146
7,39
146
7,32
145
41
pH medio epilimnio
pH medio ipolimnio
ossigeno medio epilimnio
pH
9,0
O 2 % sat
125
8,5
100
8,0
75
7,5
50
7,0
1988
1989
1990
1991
1992
1993
1994
1995
1996
1997
25
1998
Fig. 3.2.1a. Lago Maggiore nel periodo 1988-1997: pH nello strato epilimnico (0-25 m) ed ipolimnico
(25-370 m) e saturazione di ossigeno nello strato epilimnico (valori medi ponderati sui volumi nella stazione di massima profondità a Ghiffa).
pH
10,0
% O2
pH
% ossigeno
140
9,5
120
9,0
100
8,5
80
8,0
60
7,5
40
7,0
1988
1989
1990
1991
1992
1993
1994
1995
1996
1997
20
1998
Fig. 3.2.1b. Lago Maggiore nel periodo 1988-1997: pH e saturazione di ossigeno nello strato d’acqua
compreso tra la superficie ed i 5 metri di profondità (valori medi ponderati sui volumi nella stazione di
massima profondità a Ghiffa).
Un ruolo importante è da attribuire alle condizioni meteorologiche che hanno caratterizzato la primavera e l’estate 1997: piogge concentrate soprattutto in Maggio e Luglio,
seguite da un esteso periodo di tempo asciutto, caldo e poco ventilato, continuato fino a
metà Ottobre, con brevi interruzioni nell’ultima settimana di Agosto legate a precipitazioni temporalesche. Il persistere di elevate temperature delle acque superficiali (23,9
°C in Agosto, 20,8 °C in Settembre e 19,8 °C nella prima decade di Ottobre) ha favorito
lo sviluppo di cianobatteri che, una volta diventati abbondanti, sono particolarmente
abili ad assicurarsi il dominio nel fitoplancton, perché, ad alti valori di pH, riescono
utilizzare più efficacemente la CO2 abbassandola fino a livelli insufficienti per altri
gruppi algali. Inoltre, le condizioni climatiche hanno contribuito a mantenere il pH sui
valori basici osservati probabilmente perchè la sottrazione diurna di CO2 non era
sufficientemente compensata dalla sua restituzione nelle ore notturne attraverso gli
scambi con l’atmosfera e la respirazione algale.
Analoghi fenomeni di prolungata basicità delle acque superficiali, di durata più ridotta e in conseguenza di fioriture di altre specie algali, si erano verificati nell’estate del
42
1989, anno in cui le condizioni termiche e climatiche furono simili a quelle del 1997 ed
il pH risultò tra 9,17 e 9,34. Ciò avvenne dalla seconda metà di Luglio fino al 20 Settembre, in concomitanza con saturazioni di ossigeno comprese tra 116 e 137% (Fig.
3.2.1b) determinate da fioriture di cloroficee (Ruggiu comunicazione personale), la cui
biomassa media nel periodo era però quasi doppia (1900 mm3 m-3) di quella misurata
nell’estate 1997 per Aphanothece clathrata (1100 mm3 m-3).
L’alcalinità totale e la conducibilità a 20 °C hanno messo in luce, come negli anni
precedenti, un andamento stagionale parallelo (Fig. 3.2.1c): i tenori medi più elevati di
queste due variabili si riscontrano al termine della stagione invernale sia in epilimnio
che nell’intero lago; i minimi interessano invece il periodo estivo e sono assai più pronunciati nello strato epilimnico.
Cond. (µS cm -1 )
Alc. tot. (meq l -1 )
150
0,90
140
0,80
Conducibiltà (medie epilimnio)
130
0,70
Conducibilità (medie lago)
Alcalinità tot. (medie epilimnio)
Alcalinità tot. (medie lago)
120
0,60
gen
feb
mar
apr
mag
giu
lug
ago
set
ott
nov
dic
Fig. 3.2.1c. Lago Maggiore (Ghiffa). Andamento stagionale nel corso del 1997 dei valori medi ponderati
sui volumi di alcalinità totale e di conducibilità a 20 °C nello strato epilimnico (0-25 m) e nell’intero lago
(0-370 m).
3.2.2. Composti dell'azoto
Come negli anni precedenti, i nitrati rappresentano nel 1997 la forma di gran lunga
predominante. Le concentrazioni medie nell’intero lago di azoto ammoniacale e nitroso
sono pressochè trascurabili, mantenendosi sempre su tenori inferiori rispettivamente a
12 ed a 4 µg N l-1. I valori più alti, pari a 20 µg N-NH4 l-1 ed a 6 µg N-NO2 l-1, si sono
osservati nelle acque epilimniche in occasione di processi particolarmente intensi di
produzione, mentre in ipolimnio e nelle acque al di sotto dei 200 m di profondità i contenuti medi di queste due variabili non hanno mai superato i 10 µg N l-1.
L’azoto organico, calcolato come differenza tra l’azoto totale e quello inorganico, rimane in ipolimnio sempre al di sotto di 0,2 mg N l-1 e, in epilimnio, raggiunge massimi
di 0,34-0,36 mg N l-1 nei mesi estivi.
Su scala storica, dal 1956 al 1976, le concentrazioni medie di azoto nitrico in lago
(Fig. 3.2.2a) sono passate da circa 400 a 800 µg N l-1, evidenziando un elevato ritmo di
crescita annua (18,6 µg N a-1), in chiara relazione con la rapida evoluzione nel
ventennio considerato dei fattori antropici di trasformazione dell’ambiente. Questi
hanno infatti generato un contemporaneo aumento degli apporti di origine civile ed
industriali dal bacino e del carico associato alle acque meteoriche.
43
Nei 22 anni successivi le concentrazioni medie lacustri hanno raggiunto valori di
840-850 µg N l-1, con una crescita annuale assai più limitata (2,3 µg N a-1) che probabilmente riflette le tendenze demografiche ed economiche del periodo: da un lato, il
blocco pressochè totale della crescita della popolazione ed il consistente rallentamento
dello sviluppo delle attività antropiche nel bacino e, dall’altro, l’aumento poco marcato,
ma tuttora in atto su scala continentale, delle emissioni atmosferiche di ossidi d’azoto.
µg N l
-1
900
800
[N] = 18,6 x + 309
r = 0,974
700
[N] = 2,3 x + 706
r = 0,627
600
500
400
300
1950
1955
1960
1964
1970
1975
1980
1984
1990
1995
2000
Fig. 3.2.2a. Lago Maggiore: evoluzione delle concentrazione di azoto nitrico (valori medi ponderati sui
volumi dalla superficie al fondo nella stazione di massima profondità a Ghiffa). Nelle regressioni il
valore di x è il numero di anni a partire dal 1950.
µg N l-1
900
800
700
600
500
1988
1989
1990
1991
1992
1993
1994
1995
1996
1997
1998
Fig. 3.2.2b. Azoto nitrico nello strato epilimnico (0-25 m) nel periodo 1988-1997 (valori medi ponderati
sui volumi nella stazione di massima profondità a Ghiffa).
Le concentrazioni di nitrati in epilimnio nell’ultimo decennio (Fig. 3.2.2b) mostrano
massimi invernali seguiti da cali primaverili, con minimi tardo estivi che si succedono
con regolarità anno per anno. A questa sequenza fa eccezione il massimo relativo riscontrato nel maggio-giugno del 1989, che quasi certamente è stato provocato dagli apporti di azoto derivanti dagli eccezionali afflussi meteorici di aprile che hanno fatto registrare sull’intero bacino imbrifero una quantità mensile di pioggia pari a 523 mm.
I massimi mostrano lo stesso incremento già messo in luce dall’evoluzione delle concentrazioni medie annuali dal 1976 al 1997 (Fig. 3.2a). L’andamento dei minimi, che
44
sembrano più pronunciati negli ultimi anni, è principalmente legato ai consumi algali di
nitrati, dalla primavera all’autunno, cui si assommano le fluttuazioni stagionali degli apporti alloctoni di nitrati, generalmente più limitati nel periodo estivo per effetto del loro
trattenimento operato dalla copertura vegetale nel bacino imbrifero.
3.2.3. Composti del fosforo
Le concentrazioni di fosforo reattivo e totale misurate nel corso del 1997 sono risultate identiche a quelle dell’anno precedente, sia nel periodo di massima circolazione (7
e 10 µg P l-1), che in ipolimnio, dove si sono riscontrate concentrazioni medie comprese
tra 5 e 8 µg P l-1 di fosforo reattivo e tra 8 e 11 µg P l-1 di fosforo totale. I valori più elevati (da 15 a 22 µg l-1 di fosforo totale), sono stati misurati nello strato compreso da 250
a 360 metri di profondità.
Su scala storica, i contenuti medi di fosforo reattivo nell’intera massa lacustre passano da 10 µg P l-1 degli anni antecedenti al 1970 a 20-25 µg P l-1 nella seconda metà
degli anni ‘70. Successivamente diminuiscono fino ai minimi di 4-8 µg P l-1, riscontrati
al termine del 1992 e nei primi mesi del 1993, per poi mantenersi pressochè costanti
fino al 1997. Le concentrazioni medie di fosforo totale, disponibili a partire dal 1974,
rivelano variazioni del tutto analoghe, con massimi intorno ai 35 µg P l-1 e tenori
nell’ultimo quinquennio di 8-11 µg P l-1, che sembrano segnalare una tendenza ad un
modestissimo incremento (Fig. 3.2.3.).
µg P l-1
40
30
Fosforo reattivo
Fosforo totale
20
10
0
1950
1955
1960
1965
1970
1975
1980
1985
1990
1995
2000
Fig. 3.2.3. Lago Maggiore: evoluzione delle concentrazioni di fosforo reattivo e totale (valori medi ponderati sui volumi dalla superficie al fondo nella stazione di massima profondità a Ghiffa).
3.2.4. Ossigeno disciolto
Le variazioni della concentrazione di ossigeno in epilimnio e nello strato più superficiale, associate ai processi di sintesi algale, sono già state discusse nel precedente capitolo 3.2.1., insieme con gli andamenti del pH.
L’analisi del contenuto medio di ossigeno nello strato compreso tra i 200 ed i 370 m
di profondità ed i relativi consumi annuali, nei nove periodi di completa segregazione
dal resto del lago che si sono accertati a partire dagli anni ’60 (Fig. 3.2.4. e Tab. 3.2.4.),
mette in evidenza che la deossigenazione delle acque profonde non è mai stata grave,
45
visto che i minimi raggiunti non sono scesi sotto 177 µMoli O2 l-1 (5,7 mg l-1) e negli ultimi anni si sono mantenuti sopra 188 µMoli O2 l-1 (6,0 mg l-1).
µMoli l-1
350
Ossigeno
(1)
(2)
(3)
300
(5)
(7)
(8)
250
(9)
(4)
(6)
200
150
1955
1960
1965
1970
1975
1980
1985
1990
1995
2000
Fig. 3.2.4. Lago Maggiore, stazione di Ghiffa. Valori medi di ossigeno ponderati sui volumi nello strato
200-370 m nei periodi di completa segregazione. Le rette di regressione indicate sono statisticamente significative (p <0,01) ed i relativi coefficienti angolari (consumo medio annuale di ossigeno) sono
riportati in Tabella 3.2.4.
Tab. 3.2.4. Consumi medi annuali di ossigeno
nei periodi di completa segregazione dello
strato profondo. I numeri si riferiscono a quelli
riportati in figura 3.2.4.
Periodo segregazione
dello strato 200-370 m
1 04/04/56÷26/02/62
2 04/03/63÷26/02/69
3 18/03/70÷01/04/77
4 29/03/79÷23/01/81
5 18/02/81÷15/04/82
6 21/10/82÷09/12/83
7 11/03/86÷19/12/90
8 26/02/91÷12/10/93
9 07/03/95÷09/03/98
∆O2
µM l-1 a-1
- 7,61
- 6,49
- 17,62
- 20,09
- 27,57
- 24,52
- 22,75
- 13,91
- 11,60
I consumi di ossigeno, nei vari periodi di segregazione, hanno però mostrato velocità
diverse che possono essere messe in relazione alle condizioni trofiche del lago:
• consumi modesti, inferiori a 7,6 µMoli O2 a-1, nel periodo anteriore al 1968, caratterizzato da condizioni trofiche ancora prossime all’oligotrofia;
• consumi più che raddoppiati (17,6 µMoli O2 a-1) rispetto ai precedenti nella fase di
meso-eutrofia, dal 1970 al 1976, che crescono ulteriormente fino a raggiungere i valori massimi nel corso del 1981 (27,6 µMoli O2 a-1), mantenendosi poi elevati anche
nel 1982-1983 (24,5 µMoli O2 a-1);
• consumi decisamente alti (22,8 µMoli O2 a-1) tra il 1986 e il 1990, quando la composizione e biomassa delle comunità fitoplanctoniche mostravano una evidente resistenza al cambiamento nonostante la diminuzione di fosforo in lago;
• consistente rallentamento dei consumi nel triennio 1991-1993 (13,9 µMoli O2 a-1) e
negli ultimi tre anni (11,6 µMoli O2 a-1), in corrispondente ad un calo più pronunciato della produzione algale.
46
Il quadro descritto non mostra una piena corrispondenza temporale tra i consumi di
ossigeno nello strato profondo e i livelli trofici del lago indicati dai valori medi annuali
di clorofilla disponibili dal 1973, nonché dalle concentrazioni annuali di fosforo totale
alla circolazione primaverile. Sembra infatti che nell’ipolimnio profondo vi sia un ritardo dell’ordine di 2-3 anni nella risposta dei consumi di ossigeno alle variazioni interannuali di produzione algale nello strato trofogenico. Ciò induce a ritenere che i processi di mineralizzazione nello strato profondo siano più lenti di quelli che avvengono
in epilimnio e negli strati superiori dell’ipolimnio, non soltanto per le temperature più
basse che rallentano la crescita batterica, ma anche perché riguardano un materiale
organico che, avendo ormai perso le frazioni solubili ed i costituenti più labili all’ossidazione, si comporta come una sostanza refrattaria e resistente all’attacco batterico.
3.2.5. Silicati reattivi
Le concentrazioni medie di silicati reattivi nell’intera massa lacustre si sono mantenute nell’ultimo decennio su valori compresi tra 1,1 e 1,5 mg Si l-1, mentre in epilimnio
si sono osservati massimi tardo invernali seguiti con regolarità da minimi estivi, generalmente inferiori a 0,4-0,5 mg Si l-1, provocati delle fioriture primaverili di diatomee
(Fig. 3.2.5.).
mg Si l
1,6
-1
1,4
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0 - 370 m
0 - 25 m
0,2
0,0
1988
1989
1990
1991
1992
1993
1994
1995
1996
1997
1998
Fig. 3.2.5. Lago Maggiore (Ghiffa). Concentrazioni medie ponderate sui volumi di silicati reattivi nello
strato epilimnico (0-25 m) e nell’intero lago (0-370m) nel decennio 1988-1997.
I minimi meno pronunciati risultano compresi fra 0,6 e 0,9 mg Si l-1 e sono probabilmente da mettere in relazione con eventi primaverili e/o estivi di piena dei tributari
che hanno incrementato gli apporti al lago di silice. Infatti, il parziale recupero dei suoi
contenuti medi nelle acque epilimniche è avvenuto negli anni 1988, 1989, 1992 e 1997,
durante i quali si sono misurate nella stazione di Pallanza quantità mensili di pioggia
pari a 322 mm (Maggio 1988), 479 mm (Aprile 1989), 302 mm (Giugno 1992) e 363
mm (Giugno 1997), valori decisamente più alti di quelli medi del periodo di confronto
1955-1995, che per i tre mesi considerati risultano attestati intorno a 173-175 mm.
47
3.3. Popolamenti planctonici
3.3.1 Indagini sul fitoplancton
3.3.1.1. Struttura dei popolamenti
Le indagini sul fitoplancton nel 1997 sono state condotte, come consuetudine, nella
stazione di Ghiffa. Nel corso dell’anno sono stati prelevati 21 campioni nello strato
d’acqua 0-20 m, con cadenza mensile nei mesi di Gennaio, Febbraio, Novembre e Dicembre e quindicinale nel periodo Marzo-Ottobre. I campioni prelevati sono stati trattati
in laboratorio per la stima quali-quantitativa degli organismi algali e per quella quantitativa di clorofilla-a e feopigmenti, secondo le metodiche utilizzate negli anni passati. A
differenza del 1996, non è più stata effettuata la caratterizzazione del picoplancton (alghe inferiori a 2 µm): di conseguenza la frazione riportata come ultraplancton per il
1997 si riferisce ad organismi algali con dimensioni inferiori a 5 µm, analogamente a
quanto descritto nei rapporti anteriori al 1995. Si può, peraltro, ritenere trascurabile
l’errore dovuto ad una più accurata suddivisione di organismi con taglia compresa tra 2
e 5 µm in categorie sistematiche più precise, data la scarsa biomassa che questi raggiungono nel Lago Maggiore nel corso della successione stagionale.
Il numero totale dei taxa algali censiti nel corso del 1997 risulta ulteriormente aumentato rispetto al 1996, a conferma della elevata diversità biotica raggiunta dalla comunità algale. Nel 1997 sono infatti stati rinvenuti 78 taxa, contro i 65 del 1996, con un
numero medio di specie per campione leggermente inferiore (27 invece di 33) ed un
numero di specie significative, intese come quelle che hanno contribuito, almeno una
volta nel corso dell’anno, a formare l’80% del biovolume totale, pari a 31, come nel
1996.
La distribuzione dei singoli taxa in categorie sistematiche più ampie ha mostrato alcune variazioni rispetto al 1996: il gruppo con la maggiore diversità è ora quello delle
cloroficee, rappresentate da ben 25 specie (erano 14 l’anno precedente), seguite dalle
diatomee (16 specie invece di 17), dalle crisoficee (passate da 10 a 14 specie), dai cianobatteri (ancora 12 specie) e dalla criptoficee (5 specie anziché 4). È quindi evidente
come l’aumento della diversità tra il 1996 ed il 1997 sia stato guidato soprattutto dalla
comparsa di numerose nuove cloroficee, la maggior parte delle quali tuttavia è
comparsa occasionalmente senza mai entrare nel gruppo delle specie significative: tra
queste merita una citazione la sola Mougeotia sp., già inclusa in questa categoria negli
anni passati.
Diatomee e cianoficee rappresentano, anche nel 1997, i gruppi che maggiormente
hanno contribuito alle fluttuazioni stagionali del biovolume algale, comprendendo il
50% delle specie significative. Secondo uno schema di successione ormai tipico per il
Lago Maggiore, le diatomee sono state in prevalenza responsabili dei picchi di
biomassa osservati nei periodi Marzo-Aprile e Luglio-Agosto. Le specie più importanti
sono state, ancora una volta Diatoma elongatum e Fragilaria crotonensis:
contrariamente a quanto osservato nel 1996, la prima è stata dominante (fino al 75% del
biovolume totale) durante la fase di sviluppo primaverile, mentre la seconda durante i
mesi estivi. Cyclotella comensis ed Aulacoseira islandica morf. helvetica hanno
contribuito a formare il picco primaverile delle diatomee.
Per quanto riguarda le cianoficee, va segnalata, nel 1997, la ulteriore, sensibile riduzione di Oscillatoria rubescens, classicamente presa come indicatrice di eutrofizzazione
48
nei laghi dell’Europa centrale [36]. Si mantiene elevato il contributo di Oscillatoria
limnetica (classificata nel 1996 come Pseudanabaena sp.), anche se limitatamente alla
prima metà dell’anno, contrariamente al 1996, quando era abbondante anche in estate ed
autunno. Nel 1997, il suo posto nella seconda metà dell’anno viene preso da un’altra
cianoficea con cellule di dimensioni molto ridotte (al massimo 2-3 µm di lunghezza),
che forma spesso colonie irregolari, di circa un centinaio di individui. La sua collocazione sistematica è al momento indefinita: la morfologia delle cellule e l’organizzazione
delle colonie ci hanno indotto a classificarla provvisoriamente come Aphanothece clathrata. Con questo nome ci riferiremo ad essa nei paragrafi seguenti.
3.3.1.2. Variazioni della biomassa
Analizzando più in dettaglio le oscillazioni stagionali del biovolume algale nel corso
del 1997 si osserva un andamento generale molto simile a quello registrato nel 1996, sia
per quanto riguarda l’entità che la successione cronologica dei picchi di biomassa. Il
picco primaverile si colloca infatti intorno ai 5000 mm3 m-3, mentre quello estivo raggiunge circa 3000 mm3 m-3 (Fig. 3.3.1.2a.).
3
mm m
-3
6.000
5.000
Chlorophyta
Dinophyceae
4.000
Cryptophyceae
Chrysophyceae
3.000
Bacillariophyceae
Cyanobacteria
2.000
Ultraplancton
1.000
0
G F M A M G
L A S O N D
Fig. 3.3.1.2a. Biovolumi cumulati dei principali raggruppamenti sistematici per il 1997.
Analogamente al 1996 si è osservata una fase di forte declino della biomassa algale
nel periodo che va dalla fine di Maggio alla metà di Luglio. Tale forte riduzione può essere solo in minima parte spiegata dal crollo di Diatoma elongatum, il cui popolamento
si era già sensibilmente ridimensionato alla fine di Aprile, probabilmente a seguito del
consumo dei silicati. Il fenomeno in questione, che, per la rapidità con cui si sviluppa e
l’intensità che raggiunge (la clorofilla-a passa da 6,1 a 3,7 µg l-1) può senz’altro essere
definito come una fase di clear-water, sembra piuttosto legato al declino di Oscillatoria
limnetica (Fig. 3.3.1.2b.). Tuttavia, individuare le cause di questo evento appare alquanto difficile. Si può ipotizzare che la rapida riduzione della biomassa ed il successivo rallentamento della crescita algale siano imputabili alla azione concomitante di
fattori biotici ed abiotici. Infatti nei mesi di Aprile e Maggio si è registrata una alta densità di naupli, mentre il mese di Giugno è stato caratterizzato dall’abbondante sviluppo
49
del rotifero Conochilus hippocrepis (Manca, Beltrami, Comoli, Cavicchioni, de Bernardi, rapporto presente). D’altro canto il protrarsi di questa fase di scarsa crescita
algale fino alla metà di Luglio può anche essere la conseguenza dell’instaurarsi di
condizioni ambientali sfavorevoli: come si evince dai dati riportati nel presente rapporto
(Ambrosetti, Barbanti e Rolla; Libera e Carollo), in Giugno si è avuta una elevata
frequenza di giorni piovosi e la radiazione solare è stata estremamente bassa
(paragonabile a quella registrata in Marzo).
Fig. 3.3.1.2b. Biovolumi cumulati di unità sistematiche particolarmente significative. Tot.crypto.: totale
Cryptophyceae; Tot.chryso.: totale Chrysophyceae; Cer.hir.: Ceratium hirundinella; Frag.crot.: Fragilaria crotonensis; Diat.elon.: Diatoma elongatum; Cyc.com.: Cyclotella comensis; Aul.isl.helv.: Aulacoseira islandica morf. helvetica; Osc.lim.: Oscillatoria limnetica; Aph.cla.: Aphanothece clathrata.
La fase seguente (Luglio-Ottobre) della successione stagionale è caratterizzata da un
considerevole sviluppo di Aphanothece clathrata, che raggiunge densità dell’ordine di
4x108 cell. l-1. Tuttavia, date le scarse dimensioni cellulari di questa specie, il suo impatto sul biovolume della comunità rimane abbastanza contenuto (Fig. 3.3.1.2b.). Le
densità raggiunte da quest’alga appaiono comunque eccezionali per il Lago Maggiore:
purtroppo mancano elementi di giudizio sicuri per spiegare questo fenomeno. È difficile
individuare in questo periodo dell’anno combinazioni dei parametri fisici, chimici o
biotici tali da favorire e sostenere lo sviluppo di Aphanothece. Questo rimane comunque
un evento da considerare con attenzione in previsione delle future indagini sul Lago
Maggiore: sarà probabilmente il cammino evolutivo che il bacino seguirà nei prossimi
anni a chiarire se in questo caso si sia trattato di un evento insolito o se il notevole sviluppo estivo di questo organismo possa effettivamente essere incluso tra i cambiamenti
cui le comunità algali sono andate incontro in seguito alla recente evoluzione trofica.
Un ultimo accenno merita la clorofilla-a, soprattutto in relazione all’aumento del valore medio annuo osservato nel 1996. Nel rapporto precedente il fatto era stato spiegato
con gli alti valori del contenuto in clorofilla raggiunti in alghe adattate, a causa dell'elevata sedimentazione, favorita dalla scarsa turbolenza della colonna d’acqua, a lunghe
permanenze in strati d’acqua poco illuminati. Il valore medio annuo registrato nel 1997
è stato di 3,7 µg l-1, solo leggermente più alto di quelli misurati negli altri anni del quinquennio. Sembra tuttavia che anche questo leggero incremento possa essere spiegato
50
con un aumento del contenuto cellulare in clorofilla-a: infatti in tre momenti stagionali
(Gennaio-Febbraio, Novembre e Giugno), durante i quali era bassa la radiazione luminosa disponibile, il rapporto clorofilla/biomassa ha raggiunto valori simili o superiori al
massimo misurato nel 1996. A sostegno di ciò, il biovolume medio annuo è stato di 1,31
cm3 m-3, valore assolutamente paragonabile agli altri del quinquennio.
Resta da stabilire se il fatto di avere misurato negli ultimi due anni valori del
rapporto clorofilla/biomassa sufficientemente elevati da influenzare il valore medio
annuo della concentrazione di clorofilla non sia, al di là dell’adattamento delle alghe a
condizioni meteorologiche particolari, un sintomo di un generale mutamento delle
condizioni ecofisiologiche del fitoplancton. Alcune indicazioni in questo senso vengono
da recenti osservazioni sulla riduzione delle dimensioni cellulari medie [35] unite ad un
aumento dell’efficienza di assimilazione fotosintetica [12]: è del resto noto dalla
letteratura [18] che cellule più piccole hanno un contenuto in clorofilla mediamente più
elevato e sono dunque più efficienti nello sfruttare la radiazione luminosa. Al momento
attuale appare tuttavia prematuro trarre delle conclusioni a questo riguardo, data la
grande variabilità cui il contenuto in pigmenti può andare incontro nell’arco delle
stagioni (v. Fig. 5.5.1.4.) e la complessità degli eventi che di questa variabilità sono
causa: probabilmente solo in futuro, disponendo di una serie storica più lunga, sarà
possibile valutare il fenomeno nel modo più adeguato.
3.3.2. Indagini sullo zooplancton
La presenza numerica dello zooplancton di rete è risultata, nel 1997, inferiore
rispetto a quella riscontrata negli ultimi anni (Fig. 3.3.2a). Il ridimensionamento
numerico è dovuto ai rotiferi, i quali presentano, lungo tutto l’arco dell’anno, densità di
popolazione nettamente inferiori rispetto a quelle registrate nel corso degli ultimi anni.
I copepodi rappresentano, ancor più che nel 1996, la componente numericamente più
importante; l’anno 1997 si caratterizza per il rilevante sviluppo numerico di Cyclops
abyssorum e, di contro, il drammatico declino di Eudiaptomus padanus (Fig. 3.3.2b.).
L’analisi dei dati di dettaglio della popolazione di quest’ultimo rivela come, il declino sia dovuto in larga misura alla componente naupliare, per la quale i valori di densità numerica nel periodo Maggio-Agosto sono di gran lunga inferiori a quelli usuali.
I cladoceri, pur continuando a rappresentare una frazione poco consistente della densità di popolazione totale dello zooplancton di rete, risultano nel 1997 nettamente in ripresa (Fig. 3.3.2c). I valori di densità numerica sono circa il triplo di quelli registrati lo
scorso anno e risultano anche superiori a quelli del 1995 (circa 1,5 volte). Come ormai
da tempo osservato, sono Bosmina e Diaphanosoma i taxa più rappresentati. A Bosmina
si deve la prima fase di incremento numerico (a Giugno) che risulta, nel 1997, la più rilevante; Diaphanosoma è invece responsabile del secondo picco, in Agosto. Nel
periodo di depressione numerica compreso tra i due momenti, si colloca la fase di
sviluppo delle popolazioni dei due predatori Leptodora e Bythotrephes. Questi ultimi si
attestano su valori di densità di popolazione molto simili a quelli del 1996, dell’ordine
di 140 ind m-3. Ancora molto bassi, anche se superiori rispetto all’anno passato, i valori
di densità numerica di Daphnia, che non supera mai la densità di 1 ind l-1.
Anche nel 1997 è Conochilus hippocrepis la specie responsabile del picco estivo in
densità (Giugno) dei rotiferi (Fig. 3.3.2d). Le sue colonie sferiche risultano di dimensioni elevate, dell’ordine del millimetro di diametro.
51
50000
40000
copepodi
cladoceri
rotiferi
ind m
-3
30000
20000
10000
0
G
F
M
A
M
J
J
A
S
O
D
Fig. 3.3.2a. Densità di popolazione dei diversi gruppi di organismi zooplanctonici nel corso del 1997.
40000
30000
ind m
-3
Cyclops abyssorum
Eudiaptomus padanus
20000
10000
0
G
F
M
A
M
J
J
A
S
O
D
Fig. 3.3.2b. Densità di popolazione delle principali specie di copepodi nel corso del 1997.
6000
200
5000
Diaphanosoma
Eubosmina
Daphnia
-3
150
ind m
-3
Bythotrephes
totale predatori
3000
100
predatori ind m
4000
2000
50
1000
0
0
G
F
M
A
M
G
L
A
S
O
D
Fig. 3.3.2c. Densità di popolazione delle principali specie di cladoceri nel corso del 1997.
Molto contenuto lo sviluppo numerico primaverile delle due specie di Keratella (K.
cochlearis e K. quadrata) che da sempre caratterizzano il popolamento nella prima
parte dell’anno; poco rappresentate risultano anche le specie minori. Il declino in den-
52
sità osservato in Maggio coincide con la fase di ascesa numerica di Asplanchna, che si
attesta su valori molto vicini a quelli registrati nel 1996 (dell’ordine di 3 ind l-1).
4000
3000
ind m
-3
15000
-3
Conochilus hippocrepis
Kellicottia longispina
Polyarthra spp.
Keratella spp.
altre specie
Asplanchna priodonta
10000
2000
5000
1000
0
Asplanchna ind m
20000
0
G
F
M
A
M
G
L
A
S
O
D
Fig. 3.3.2d. Densità di popolazione dei principali taxa di rotiferi nel corso del 1997.
3.4. Carbonio organico e popolamenti batterici eterotrofi
3.4.1. Carbonio Organico Totale e Particellato (TOC e POC) e popolamenti batterici nel
1997
Le concentrazioni di carbonio organico totale misurate lungo la colonna d'acqua nel
corso dell'anno sono presentate nella tabella 3.4.1. insieme ai valori medi relativi alla
zone eufotica (0-20 m) ed afotica (20-350 m). Da essa si può constatare che nel 1997 la
concentrazione del TOC è diminuita, invertendo la tendenza manifestatasi a partire dal
1995. Il decremento di concentrazione si è evidenziato particolarmente nella zona afotica, ove la concentrazione media annua è stata del 32% inferiore a quella dell'anno precedente. Nella zona eufotica, invece, la concentrazione media annua si è collocata,
come già nel 1996, attorno ai 1.49 mg l-1, raggiungendo il valore massimo di 2.9 mg l-1
in Luglio.
Il Carbonio Organico Particellato (POC) (Tab. 3.4.1.) non ha presentato importanti
variazioni rispetto all’anno precedente: la concentrazione media annua è stata infatti di
335 e 75 µg l-1 nella zona eufotica ed afotica, rispettivamente. Questi valori medi sono
assai vicini a quelli del 1996, che furono di 330 e 88 µg l-1.
Anche la concentrazione media annua del sesto (Tab. 3.4.1.) si è collocata, assumendo i valori di 1.06 mg l-1 nella zona eufotica e di 0.21 mg·l-1 in quella afotica, tra i
valori del 1993 e del 1996, confermando l’assenza di un trasporto eccezionale di particellato dal bacino imbrifero nel corso del 1997.
La densità di microrganismi eterotrofi (Tab. 3.4.1.) è, rispetto al 1996, diminuita di
circa il 30% nella zona eufotica e del 53% nella zona afotica, probabilmente in
relazione alla diminuzione della disponibilità di substrato.
53
Tab. 3.4.1. Concentrazioni del Seston (mg l-1 ), del carbonio organico particellato (POC: µg l-1), del carbonio organico totale (TOC: mg l-1) e
numero di cellule batteriche per conteggio microscopico diretto (CMD: cell 106 ml-1) misurate nel 1997.
15/1
12/2
10/3
26/3
23/4
12/5
27/5
11/6
25/6
17/7
7/8
27/8
10/9
25/9
9/10
23/10
19/11
11/12
zona eufotica
0.418
0.394
0.872
1.336
1.896
1.107
0.775
0.522
0.622
0.945
2.472
1.472
1.510
1.600
1.154
0.774
0.788
0.444
zona afotica
0.229
0.166
0.262
0.319
0.311
0.325
0.045
0.233
0.196
0.292
0.048
0.276
0.305
0.263
0.104
0.091
0.207
0.163
Seston mg l-1
POC µg l-1
zona eufotica
152
141
280
386
476
399
314
298
206
269
658
436
451
386
342
199
492
155
zona afotica
85
74
99
79
84
88
61
99
57
71
53
65
104
85
47
80
63
52
TOC mg l-1
0-20 m
1.37
1.70
1.55
0.78
1.82
1.24
0.94
1.96
1.39
2.94
1.50
1.33
1.49
1.48
1.23
1.77
1.16
1.15
20 m
1.64
1.56
1.46
0.74
0.74
0.77
0.73
0.79
1.47
0.78
0.95
1.42
0.80
0.85
1.59
1.11
1.37
1.08
50 m
1.58
1.41
1.46
0.75
0.85
0.63
0.64
0.84
1.57
0.77
0.68
0.97
0.75
0.71
0.72
1.08
1.11
0.85
100 m
1.30
1.41
1.35
0.53
0.63
0.58
0.56
0.64
1.05
0.95
0.60
0.91
0.83
0.73
0.74
0.97
0.96
0.87
200 m
1.44
1.45
1.26
0.65
0.56
0.49
0.57
0.91
1.16
0.65
0.65
1.49
0.63
0.55
0.70
0.97
0.71
0.90
300 m
1.30
1.32
1.50
0.68
0.61
0.58
0.53
0.56
0.81
0.67
0.59
1.37
0.75
0.73
0.64
1.10
0.84
0.77
350 m
1.38
1.35
2.08
0.53
0.64
0.56
0.57
0.55
0.90
0.80
0.70
1.20
0.75
0.73
0.61
0.90
0.76
0.78
zona eufotica
1.37
1.70
1.55
0.78
1.82
1.24
0.94
1.96
1.39
2.94
1.50
1.33
1.49
1.48
1.23
1.77
1.16
1.15
zona afotica
1.57
1.38
1.59
0.61
0.87
0.88
0.75
0.97
1.36
0.77
0.56
0.90
0.81
0.75
0.69
1.17
0.81
0.93
CMD cell 106 ml-1
zona eufotica
1.520
1.63
1.02
2.34
1.03
2.19
2.61
3.13
3.16
3.01
3.01
2.58
2.21
2.61
2.52
1.73
1.11
zona afotica
0.380
0.41
0.30
0.47
0.63
0.41
0.57
0.50
0.59
0.35
0.30
0.39
0.45
0.52
0.48
0.29
0.47
4. OSSERVAZIONI CONCLUSIVE SUL TREND EVOLUTIVO DEL LAGO
MAGGIORE ANALIZZATO ATTRAVERSO ALCUNI PARAMETRI
SIGNIFICATIVI
4.1. Inquadramento generale
Il Lago Maggiore, il secondo per superficie tra i laghi italiani (212,5 km2), si trova ad
una altitudine di 193,5 m s.1.m., a sud delle Alpi. La sua profondità massima, 370 m,
corrisponde a una criptodrepressione di 177 m; la profondità media è pari 177,4 m. Il
bacino imbrifero del lago presenta una superficie di 6599 km2. Il 50% di questa area si
trova ad una altitudine superiore ai 1283 m s.l.m. e circa l'l% di essa è ricoperta da
ghiacciai. Politicamente il bacino imbrifero appartiene quasi in egual misura all'Italia
(3229 km2) e alla Svizzera (3370 km2), ma circa1'80% della superficie lacustre si trova
in territorio italiano. Nel bacino imbrifero sono localizzati numerosi laghi naturali e bacini artificiali. Questi ultimi sono 32, con una capacità utile di invaso superiore a mezzo
milione di metri cubi di acqua. Due dei più grandi laghi naturali contenuti nel bacino
(Lugano e Varese) sono fortemente inquinati. Essi mostrano condizioni di trofia ancora
estremamente elevata raggiungendo stati di ipertrofia. Il Lago d'Orta, che per alcuni decenni è stato sottoposto a un pesante inquinamento di rame e ammoniaca di origine industriale, recentemente è stato recuperato a condizioni più che accettabili.
A causa degli alti valori di profondità massima e media del lago, così pure a causa
delle peculiari condizioni meteorologiche, il mescolamento completo delle acque del
Lago Maggiore non si verifica tutti gli anni, ma solamente in occasione di inverni particolarmente ventosi e freddi. Tuttavia la riossigenazione degli strati profondi è
comunque garantita dall'apporto di ossigeno delle acque fluviali che raggiungono gli
strati profondi del lago. Lo strato che normalmente si mescola in inverno ha uno
spessore di circa 100-150 m. Dalla primavera avanzata all'autunno le acque lacustri
presentano un'evidente stratificazione terrifica. Questo fatto ha una notevole influenza
sui tempi di ricambio delle acque: Infatti, a fronte di un tempo teorico di 4,5 anni, la
presenza della stratificazione terrifica fa sì che questo valore in realtà si innalzi fino a
14,5 anni.
4.2. Lineamenti idrologici del quinquennio 1993-1997
Le precipitazioni medie del bacino idrografico del Lago Maggiore nel quinquennio
1993-1997 sono pari a 1753 mm e risultano superiori a quelle dei periodi 1978-1992 e
1921-1977 (Tab. 4.2.1a). Il valore più elevato è stato riscontrato nel 1993 con 2102 mm
mentre quello più modesto si é manifestato nel 1997 con 1417 mm.
L'articolazione nell'anno presenta una doppia oscillazione con un massimo principale
a Settembre ed uno secondario a Maggio. E’ opportuno segnalare che nell'Ottobre 1993
si è verificata una precipitazione di 586 mm tra i valori più elevati della serie storica dei
dati; analoga situazione presenta il Gennaio 1994 con 247 mm. I valori più modesti del
quinquennio sono compresi tra Dicembre e Marzo con il minimo più accentuato in quest'ultimo mese I maggiori scostamenti tra i valori pluviometrici del quinquennio 19931997 rispetto ai periodi di osservazione 1921-1977 e 1978-1992 si riscontrano a Marzo
e Settembre.
Nella tabella 4.2.1b sono raccolti i dati medi mensili ed annui dei deflussi riferiti al
quinquennio 1993-1997 ed ai più lunghi periodi di confronto.
55
Tab. 4.2.1a. Regimi delle precipitazioni del bacino del Lago Maggiore
Medie di
bacino
Gen Feb Mar Apr Mag Giu Lug Ago
Set
Ott
Nov Dic
ANNO
1993
1994
1995
1996
1997
6
247
71
198
78
20
125
60
37
11
56
30
25
21
7
187
110
318
39
42
181
330
178
316
138
193
78
118
75
410
146
83
115
214
138
109
170
96
217
160
492
351
324
64
23
586
98
74
180
37
72
233
101
401
238
35
22
60
82
135
2102
1904
1540
1861
1417
1978-'92
1993-'97
73
120
69
51
136
28
186
139
209
229
164 128
175 139
153
150
167
250
208
195
75
209
81
67
1649
1752
1921-'77
63
75
103
163
199
168 142
172
180
183
178
83
1709
Tab. 4.2.1b. Confronto delle portate medie (m3sec-1) mensili e annue del quinquennio 1993-1997 e medie
di lungo periodo
Corso d'acqua
Periodo
MAG
GIU
LUG
TICINO IMM.
1993-97
1978-92
1921-74
35.07
31.68
28.00
33.43
30.52
27.30
35.47
37.71
31.00
42.33
57.97
52.30
93.47
112.41
108.00
104.02
126.94
140.00
85.38
105.13
107.00
51.25
68.48
82.90
80.24
72.05
80.00
92.27
76.75
70.90
67.49
48.64
61.10
33.63
32.60
35.80
62.79
66.74
68.70
CANNOBINO
1993-97
1978-92
2.93
1.87
1.71
2.32
2.48
5.29
4.76
8.81
9.29
9.30
7.31
6.86
5.14
4.48
3.26
3.15
7.89
5.35
9.53
7.78
6.44
3.00
1.88
2.68
5.23
5.07
S. GIOVANNI
1993-97
1978-92
2.30
1.02
1.20
1.16
1.17
2.66
2.19
4.68
4.25
4.02
3.06
3.60
2.60
2.31
1.24
1.39
3.57
2.81
5.47
4.24
4.80
1.49
1.71
1.17
2.80
2.55
S. BERNARDINO
1993-97
1978-92
1955-69
3.57
1.98
2.10
1.46
2.42
2.92
2.61
6.51
4.74
8.01
13.66
9.76
16.59
16.09
10.60
8.25
9.67
10.50
5.59
5.55
4.92
3.05
4.28
5.85
11.93
8.55
8.93
13.72
11.61
9.17
11.98
3.77
9.42
2.62
3.00
3.76
7.47
7.26
6.88
TOCE
1993-97
1978-92
1936-64
31.87
26.58
30.90
23.39
29.77
30.00
26.14
41.81
34.90
43.76
71.17
59.70
101.48
110.98
105.10
103.06
119.20
127.10
81.11
97.07
93.40
46.37
73.20
74.30
88.51
63.24
73.50
90.26
80.69
72.10
64.66
42.20
64.90
29.80
32.14
37.80
61.02
65.67
67.10
NIGUGLIA
1993-97
1979-92
1941-60
4.71
2.14
3.57
3.16
1.97
3.71
2.14
3.97
3.53
2.71
7.68
4.98
7.01
8.23
6.93
5.86
6.88
6.45
4.25
3.87
4.51
2.57
2.40
3.67
4.15
3.24
4.38
9.66
7.66
5.57
8.46
4.21
7.68
4.30
2.93
4.70
4.92
4.60
4.97
ERNO
1993-97
1978-92
1.29
0.52
0.66
0.55
0.52
1.22
0.83
1.81
1.45
1.66
0.89
1.28
0.83
0.62
0.53
0.45
1.19
0.78
2.09
1.54
1.65
0.63
0.82
0.58
1.07
0.97
VEVERA
1993-97
1978-92
0.88
0.48
0.58
0.47
0.43
0.74
0.44
0.99
0.69
1.11
0.46
0.94
0.37
0.47
0.37
0.32
0.52
0.44
1.05
0.78
1.06
0.49
0.49
0.45
0.62
0.64
1993-97
1978-92
1939-56
3.96
2.47
2.55
2.83
2.54
2.84
2.78
3.47
2.73
1.96
4.20
3.22
2.97
5.39
3.90
3.53
4.60
3.32
2.57
2.84
2.91
1.12
1.54
1.87
3.40
2.02
2.25
5.08
3.02
2.60
4.89
2.47
3.43
2.63
2.29
2.81
3.14
3.07
2.87
BOESIO
1993-97
1978-92
3.38
0.90
1.51
1.00
1.03
1.90
1.19
2.97
2.24
3.04
2.06
2.35
1.30
1.41
0.69
0.95
2.08
1.23
3.26
2.00
3.14
1.28
1.45
1.11
1.95
1.68
MARGORABBIA
1993-97
1978-92
4.87
2.04
1.98
2.51
1.56
4.56
1.75
6.13
4.30
5.94
4.40
4.58
2.99
2.32
1.30
1.75
4.27
2.21
7.32
4.62
7.07
2.36
3.16
2.08
3.76
3.43
TRESA
1993-97
1978-92
1923-74
22.90
12.46
16.10
11.38
12.45
14.90
12.71
21.06
17.70
14.07
37.50
27.80
28.15
45.89
36.60
31.40
39.17
34.60
28.27
20.10
25.30
13.99
14.42
19.10
31.86
18.97
20.70
35.89
30.43
24.10
32.93
15.37
33.80
15.42
13.40
23.30
23.27
23.44
24.50
TICINO EMISS.
1993-97
1978-92
1921-77
197.03
136.50
145.00
156.50
143.30
147.00
152.29
204.44
159.00
216.89
334.99
263.00
401.33
486.13
435.00
372.14
461.26
495.00
366.71
370.96
384.00
237.29
268.19
295.00
312.41
265.22
316.00
492.70
391.17
318.00
337.77
159.86
327.00
164.21
146.32
193.00
284.64
280.70
290.00
BARDELLO
GEN
FEB
MAR
APR
56
AGO
SET
OTT
NOV
DIC
ANNO
La portata media annua del Ticino Emissario é lievemente superiore nel quinquennio
1993-1997 (284,64 m3 sec-1) rispetto al quindicennio 1978-1992, mentre è inferiore del
2% rispetto alla portata media del periodo 1921-1977. Il regime di questo corso d'acqua
presenta una doppia oscillazione con una punta massima nel quinquennio ad Ottobre
con 492,7 m3 s-1 e secondaria a Maggio, mentre per i periodi 1978-1992 e 1921-1977 i
valori annui più elevati si verificano rispettivamente a Maggio e Giugno. Nel complesso
il quinquennio presenta valori autunnali più elevati che per gli altri due periodi di osservazione. Il contrario avviene per i mesi primaverili ed estivi.
Vi è da osservare in particolare che il deflusso di Ottobre del 1993 con 1577 m3 s-1
rappresenta il valore più elevato della serie storica dei deflussi di questo mese. Per i differenti periodi di osservazione i più modesti valori di portata si verificano da Dicembre
a Marzo con il minimo annuale per il quinquennio in quest'ultimo mese con 152,3 m3
s-1.
Per quanto attiene ai corsi d'acqua immissari la portata media annua del quinquennio
é superiore a quella del periodo 1978-1992 ad eccezione del Ticino Immissario, del
Toce e della Tresa. I deflussi più elevati più frequentemente si verificano nel quinquennio 1993-1997 ad Ottobre, mentre i valori più modesti si manifestano a Febbraio e
Marzo; per i bacini con altitudini meno cospicue (Vevera, Bardello e Margorabbia) i deflussi più bassi ricorrono nei mesi estivi.
4.3. Osservazioni sull’idrodinamica del lago
In questi anni è stata data particolare rilevanza allo studio dei fenomeni di mescolamento nel Lago Maggiore perché l’oligomissi, cioè la presenza di una circolazione
tardo invernale solo parziale, rappresenta la sua più importante caratteristica
idrodinamica; tale aspetto, solo in parte conosciuto nelle sue manifestazioni e
conseguenze, è senza dubbio dipendente dalle condizioni meteo che si instaurano
sull’areale lacustre nel periodo invernale e particolarmente dalla temperatura
atmosferica, dalla radiazione solare e dall’intensità del vento.
Particolarmente “caldi” sono risultati questi ultimi cinque anni, con l’incremento
medio della temperatura dell’aria rispetto al periodo di confronto (che parte dal 1951)
che si è rivelato consistente in tutte le stagioni e particolarmente in inverno (+0,7 °C), in
primavera (+1,2 °C) ed in estate (+0,9 °C) influendo considerevolmente sulla quantità
di energia calorica immagazzinata dal lago; sia come totale nell’intera colonna che nel
solo strato profondo esso ha raggiunto i massimi assoluti. A ciò hanno contribuito anche
la radiazione solare incidente, che nel computo totale del quinquennio è incrementata di
circa 1.000 cal cm-2 all’anno, e la rapida caduta del percorso del vento, che oramai in
costante diminuzione dagli anni settanta si è ulteriormente accentuata in quest’ultimo
quinquennio, specialmente nel periodo invernale.
Un altro evento di notevole importanza di questi ultimi cinque anni, che è opportuno
ricordare, anche se è stato ampiamente trattato in rapporti precedenti, è l’eccezionale
piena dell’autunno del 1993 che ha portato il livello del lago alla quota storica di 197,61
m s.l.m. in quanto durante il suo evolversi si è verificato un considerevole
riscaldamento per via advettiva delle acque del Lago Maggiore sino alla profondità di
120 m [3].
L’accumulo e la cessione di energia in una massa d’acqua di elevata profondità avviene secondo un ciclo stagionale con variazioni e trends a più lunga cadenza in relazione, come si è detto sopra, con quegli elementi meteorologici che intervengono positi57
vamente o negativamente in tale distribuzione. Vengono qui considerate con maggiore
interesse quelle quantità energetiche che entrano in gioco nei processi di destratificazione termica, cioè il mescolamento delle sue acque al termine dell’inverno limnologico, in quanto da esse dipendono, sia a breve scadenza che per più anni, molti dei processi di natura fisica, chimica e biologica, prima fra tutte l’ossigenazione dei livelli più
profondi
4.3.1. Contenuto calorico
I laghi profondi come il Maggiore, per effetto dell’elevata capacità termica, sono in
grado di immagazzinare notevoli quantità di energia calorica, grazie anche al lavoro del
vento che la distribuisce in profondità in conformità alle loro caratteristiche morfometriche e idrodinamiche. Attraverso la valutazione delle componenti caloriche del bilancio
termico del Lago Maggiore, si è ottenuta una sintesi completa delle modalità con le
quali avvengono nel corso del ciclo annuo gli scambi di calore tra la massa d’acqua e
l’atmosfera e soprattutto l’accumulo e/o le cessione delle quantità di energia entro il
lago. La serie cronologica (1963-1997) della quantità di calore presente nel Lago Maggiore al termine di ciascun inverno limnologico (in coincidenza con il momento di massima circolazione, di conseguenza la quantità minima annua) è riportata in figura 4.3.1.
-2
-1
cal cm
mg l
12400
11
10
12000
9
11600
8
11200
7
10800
10400
6
19 19 19 19 19 19 19 19 19 19 19 19 19 19 19 19 19 19
63 65 67 69 71 73 75 77 79 81 83 85 87 89 91 93 95 97
5
Fig. 4.3.1. Serie cronologica del calore totale cumulato nel lago (o) e delle concentrazioni di ossigeno(•)
presenti negli strati al di sotto di 200 m di profondità al termine dell’inverno limnologico.
In essa oltre ai due minimi relativi agli anni 1963 e 1970 (rispettivamente 104.481 e
105.783 cal cm-2) si rileva un progressivo riscaldamento che raggiunge il massimo nel
1980 (116.915 cal cm-2). Dopo una netta inversione di tendenza, che si conclude nel
1986, il riscaldamento riprende con maggiore intensità portando il contenuto calorico
nel 1990 a 120.484 cal cm-2. In questi ultimi cinque anni dopo la diminuzione del 1991
si osserva un aumento continuo con ritorno ai livelli dell’inverno del 1990, cioè al di
sopra delle 120.000 cal cm-2. Una tale situazione, come indica anche la linea di tendenza, il cui trend dal 1963 ad oggi è in notevole aumento, sembra non far prevedere,
almeno nel futuro immediato, episodi tali da determinare un raffreddamento dell’intera
58
massa d’acqua, a meno di una accentuata, ma improbabile inversione nell’andamento
climatico attuale.
4.3.2. Ossigenazione
L’andamento del contenuto medio di ossigeno disciolto (mg l-1) negli strati al di sotto
dei 200 metri di profondità, sempre al termine di ogni anno limnologico è anch’esso riportato in figura. 4.3.1. Le due curve mostrano un andamento pressoché opposto: alle
fasi caratterizzate da una diminuzione di O2 corrisponde un accumulo di calore entro la
massa d’acqua; viceversa la riossigenazione degli strati profondi è associata alle più
sensibili perdite di calore. Ai picchi nella curva di ossigeno degli inverni 1963, 1970,
1981, 1986 e 1991 corrispondono decrementi cospicui nel contenuto calorico del lago.
La correlazione tra le due serie di dati è del tipo inverso e risulta significativa con P<
0,001 e con una retta di regressione che presenta un r = - 0,70.
In questo ultimo quinquennio il lago in profondità a subito una netta diminuzione nel
suo contenuto di ossigeno; infatti da valori al di sopra di 8 mg l-1 del 1991 si è portato
sotto i 7 mg l-1 nel 1997 ed è la conseguenza sia delle limitate profondità, come
vedremo in seguito, raggiunte dal mescolamento negli ultimi inverni limnologici che dal
limitato inserimento di acqua attraverso i tributari alle profondità suddette.
4.3.3. Profondità di mescolamento
Fra le risposte più evidenti, e al tempo stesso più importanti, per il funzionamento
dell’ecosistema lago nei suoi comparti fisico, chimico e biologico, abbiamo considerato
le profondità di mescolamento al termine dell’anno limnologico che hanno caratterizzato il Lago Maggiore dal 1963 al 1997. Le condizioni risultanti dal mescolamento invernale, connesse con le variabilità interannuali delle vicende meteorologiche, assumono un ruolo di importanza fondamentale in quanto responsabili della successiva distribuzione di calore lungo la colonna d’acqua e per i mesi estivi e, in qualche caso, anche per gli anni successivi.
La loro valutazione è stata effettuata con un duplice controllo: il primo basato su dati
sperimentali, il secondo attraverso la valutazione di un parametro di mescolamento. Il
quadro idrodinamico che ha interessato il Lago Maggiore nel periodo invernale è riportato in figura 4.3.3.: si noti il sostanziale parallelismo tra i due metodi tenendo però presente che in quello sperimentale la risoluzione è di 50 metri. Dalla figura si constata
come l’ultima omogeneizzazione completa per moti convettivi, sia avvenuta nel 1970.
Sono pertanto 28 anni che le acque profonde non vengono interessate da un evidente
meccanismo di scambio di calore con quelle superficiali, il che consente di affermare
che al di sotto di 200 metri la loro formazione risale al 1970. Dopo l’ultimo episodio di
piena circolazione lo strato mescolato ha interessato profondità relativamente modeste
soprattutto negli ultimi anni di questo quinquennio e ciò è giustificabile dalla sensibile
riduzione della quantità di vento filato sull’areale lacustre, ma soprattutto dall’aumento
della temperatura atmosferica. Va infatti rilevato che dopo il 1974 il percorso invernale
del vento ha subito una sensibile e repentina diminuzione, passando da un valore complessivo di 2.000 km a poco più di 700 km; inoltre, a partire dal 1987 e soprattutto in
questi ultimi 5 anni, l’incremento della temperatura atmosferica dei tre mesi invernali,
come si è detto in precedenza, è risultato in forte accelerazione rispetto al passato mentre la temperatura superficiale dell’acqua ha subito un aumento minore il che ha contri59
buito alla diminuzione del ∆T, considerato forza di mescolamento nel calcolo del parametro M [1].
1997
1995
1993
1991
1989
1987
1985
1983
1981
1979
1977
1975
1973
1971
1969
1967
1965
1963
Prof (m)
0
50
100
150
200
250
300
350
Fig. 4.3.3. Serie cronologica delle profondità di mescolamento nel Lago Maggiore valutate sperimentalmente (•) e attraverso il parametro M (o).
4.4. Chimismo delle acque ed evoluzione trofica
L’importanza del fosforo come fattore che controlla la produzione algale nella maggior parte ambienti lacustri è ben nota. Ciò è vero anche per il Lago Maggiore, dove il
rapporto N/P tra l’azoto inorganico e il fosforo reattivo è superiore a 100, valore lontano
da quelli riscontrabili in ambienti limitati da azoto, con rapporto N/P inferiore a 7, o da
entrambi i nutrienti, con N/P compreso tra 7 e 15 [30] [32]. Su scala storica, le concentrazioni medie di fosforo totale nell’intera massa lacustre sono passate da contenuti
massimi intorno ai 35 µg P l-1, riscontrati nella seconda metà degli anni ’70, a valori di
8-11 µg P l-1 nell’ultimo quinquennio. Mentre il periodo di forte crescita delle concentrazioni lacustri non è suffragato da stime dirette degli apporti dal bacino imbrifero, la
fase di diminuzione è ben documentata, dopo il 1978, dalle misure dei carichi annuali di
fosforo veicolati al lago, che mostrano un consistente calo, da un massimo di 600 t P a-1
nel 1979 a 219 t P a-1 nel 1997, pari ad una riduzione complessiva di circa il 64% (cfr.
capitolo 2.3.2, Fig. 2.3.2c). Tenendo conto che le attività agricole e zoo-tecniche nel bacino sono sempre state assai limitate, è possibile ipotizzare che la diminuzione abbia riguardato essenzialmente gli apporti di origine puntiforme e sia intervenuta per le seguenti ragioni:
•
•
attivazione di interventi di depurazione per le acque reflue civili, con trattamenti
specifici di rimozione del fosforo, realizzati in Cantone Ticino a partire dai primi
anni ’80, in Piemonte, dalla seconda metà degli anni ’80, e in Lombardia dall’inizio
degli anni ’90;
adozione di provvedimenti legislativi di limitazione del contenuto di polifosfati nei
detersivi e nei prodotti per lavare;
60
•
•
conseguente parziale miglioramento anche delle condizioni trofiche dei laghi di Lugano e di Varese, che ha consentito un calo dei carichi veicolati al Lago Maggiore
dai rispettivi emissari;
maggior adeguamento degli scarichi da attività produttive ai limiti imposti per il fosforo dalla Legge 319/76, insieme con una contemporanea recessione industriale localizzata soprattutto su alcuni bacini fluviali nell’areale piemontese.
Anche se è difficile quantificare il peso relativo di queste cause, va osservato che la
componente industriale, per la quale non sono state effettuate misure dirette di carico, è
probabilmente trascurabile rispetto agli altri fattori.
Un ruolo sicuramente importante è stato invece assunto dai provvedimenti legislativi,
i cui effetti positivi si sono manifestati dopo la seconda metà degli anni ‘80. Infatti la riduzione del contenuto di fosforo nei detersivi venne imposta gradualmente. In Italia, il
contenuto massimo fu limitato al 6,5% nel 1981; nel 1983, al 5% (D.M. Sanità del
3/8/83); nel 1986, al 4,5% (Legge n. 7 del 31/12/85) e al 2,5% con decorrenza dal
30/6/86; infine, a partire dal 30/6/92, la percentuale fu ulteriormente abbassata all’1%
(D.M. Sanità n. 202 del 9/6/88). Sul territorio svizzero i provvedimenti furono ancor più
restrittivi perché dopo le riduzioni imposte nel 1981 e nel 1983, l’uso del fosforo nei
detersivi venne definitivamente proibito dal 1/6/86. Queste misure legislative di salvaguardia contro l’eutrofizzazione hanno permesso una diminuzione dei carichi di fosforo
mediamente dell’ordine del 20% sull’intero territorio italiano [32] [31], mentre per diversi laghi svizzeri è stata osservata una riduzione delle concentrazioni medie lacustri
del 30-40% [13] [40].
Nel caso del Lago Maggiore, ai positivi effetti della riduzione del fosforo nei detersivi nei due Paesi, si sono contemporaneamente aggiunti quelli, indubbiamente ancor
più consistenti, dovuti al graduale completamento delle opere di depurazione che,
nell’arco di 15 anni, ha consentito di allargare il numero di abitanti allacciati fino a coprire, nel 1997, circa il 65% della popolazione equivalente nel bacino imbrifero. Ciò
concorre a spiegare le consistenti diminuzioni delle concentrazioni di fosforo nelle acque tributarie ed in quelle lacustri (Fig. 4.4a), facilitate anche dalla riduzione dei carichi
esportati dagli emissari dei laghi di Lugano e Varese (Fig. 4.4b).
Ormai gli apporti di fosforo dal bacino sono molto vicini agli obiettivi di carico accettabile fissati dalla Commissione internazionale per la protezione delle acque italosvizzere (200 t P a-1) sulla base del modello statistico (Fig. 4.4c) proposto dall’OECD
[30], la cui validità per il Lago Maggiore é stata confermata dai dati chimici e biologici
riscontrati negli ultimi decenni dal CNR Istituto Italiano di Idrobiologia. La figura mette
in relazione le concentrazioni medie annuali di fosforo in ingresso al lago (Pi), espresse
come rapporto tra il carico globale e gli afflussi, con i contenuti medi in lago di fosforo
totale e clorofilla-a, in funzione del tempo teorico di rinnovo del lago (4 anni).
Dal grafico emerge che il Lago Maggiore nel quadriennio 1978-1981 si collocava
nella parte superiore della fascia dei laghi mesotrofi, molto vicino quindi a condizioni di
eutrofia; in quel periodo la concentrazione media degli apporti di fosforo in ingresso era
infatti intorno a 50 µg Pi l-1. A seguito della diminuzione del carico di fosforo, la situazione accertata nei successivi quadrienni mostrava concentrazioni degli apporti dal bacino via via più basse, fino a raggiungere nell’ultimo quadriennio (1994-1997) valori
medi di 24,5 µg Pi l-1, cui corrisponde un contenuto teorico in lago intorno ai 9 µg P l-1,
valore del tutto simile a quello effettivamente riscontrato.
61
µg P l-1
70
Acque lacustri
Acque tributarie
60
50
40
30
20
10
0
1976 1978 1980 1982 1984 1986 1988 1990 1992 1994 1996 1998
Fig. 4.4a. Evoluzione delle concentrazioni annuali di fosforo totale in lago (media dei valori ponderati sui
volumi nella stazione di Ghiffa) e nelle acque triburarie (valori medi ponderati sulle superfici dei singoli
bacini fluviali).
t P a-1
120
F. Bardello
100
F. Tresa
80
60
40
20
0
'78 '79 '80 '81 '82 '83 '84 '85 '86 '87 '88 '89 '90 '91 '92 '93 '94 '95 '96 '97
Fig. 4.4b. Apporti annuali di fosforo totale al Lago Maggiore dagli emissari dei laghi di Varese (F. Bardello) e di Lugano (F. Tresa).
concentrazione media annuale apporti
µg Pi l-1
100
90
80
70
60
50
6,3
eutrofia
[P] lago µg l -1
5,1
25
78-81
20
40
3,8
15
82-85
86-89
mesotrofia
30
94-97
90-93
2,1
10
20
2,6
[Chl] lago µg l
8
-1
oligotrofia
carico
ammissibile
10
1
2
3
5
4
tempo teorico di rinnovo (anni)
6
7
8
9 10
Fig. 4.4.c. Diagramma di sintesi dell’OCDE: situazione trofica del Lago Maggiore nei cinque quadrienni,
dal 1978 al 1997, in confronto con l’obiettivo di carico ammissibile.
62
Il rispetto degli apporti di fosforo ammissibili (21 µg Pi l-1) richiede pertanto un abbattimento aggiuntivo del carico annuale di circa il 10-15% (da 20 a 30 t P a-1).
L’obiettivo è realistico e il suo raggiungimento sembra ormai prossimo, se si tiene conto
dei previsti programmi di completamento delle opere di allacciamento fognario, collettamento e depurazione, nonché del possibile ulteriore miglioramento delle condizioni
dei laghi di Lugano e di Varese.
In quest’ottica si può quindi affermare che il Lago Maggiore è ormai indirizzato al
suo pieno recupero, ma il passaggio verso i livelli trofici attesi è ancora contraddistinto
da segnali che sembrano indicare tendenze contrastanti. Infatti da alcuni anni si è in presenza di una fase delicata di transizione tra la mesotrofia e l’oligotrofia, durante la quale
l’ecosistema può evolvere in direzioni anche contrapposte, perché, a differenza degli
ambienti a trofia consolidata, risponde con maggior rapidità alla variabilità interannuale
delle sollecitazioni esterne (condizioni meteoclimatiche, regimi idrologici estremi, variazioni stagionali degli apporti di nutrienti).
Ciò sembra confermato da riscontri saltuari di valori estivi di pH epilimnetici nettamente basici, accompagnati da saturazioni di ossigeno superiori al 120%, nonché dai
consumi di ossigeno nello strato profondo, all’incirca doppi di quelli riscontrati anteriormente al 1960 (cfr. capitolo 4.2.). La stessa presenza di cianobatteri, che frequentemente hanno dominato il popolamento algale tardo-estivo ed autunnale nell’ultimo decennio, potrebbe essere interpretata negativamente. Ma in questo caso è stato osservato
che i cianobatteri, pur essendo considerati come indicatori di eutrofizzazione, costituiscono una componente tipica del plancton lacustre. Il loro sviluppo in ambienti mesoeutrofi è assai rilevante in termini quantitativi ed avviene soprattutto a carico di pochissime specie, come si è verificato in anni precedenti per il Lago Maggiore con O. rubescens. La situazione attuale vede invece la netta diminuzione delle biomasse ed un notevole aumento dei taxa, con la compresenza di altre specie dei generi Oscillatoria, Pseudoanabaena, Limnotrix, nonché di Microcystis aeruginosa, Aphanizomenon flos-acque,
Gomphosphaeria lacustris e Aphanothece clathrata [33].
A riprova dell’accresciuta importanza dei fattori fisici e della precarietà degli equilibri trofici raggiunti in questa fase di transizione e assestamento verso l’oligotrofia,
vanno citati anche gli incrementi di clorofilla (Chl) e di carbonio organico totale (TOC)
osservati nell’ultimo biennio.
I valori medi annuali di Chl, che fino al 1995 erano in buon accordo con le concentrazioni di fosforo totale (TP) alla circolazione primaverile (Fig. 4.4d), hanno mostrato
un picco significativo nel 1996 (4,4 µg Chl l-1), dovuto soprattutto ad una crescita molto
intensa di diatomee in primavera [33]. Esso non sembrava associato né a sensibili aumenti della concentrazione primaverile di fosforo in lago, né a modificazioni dei suoi
apporti dal bacino. Inoltre, non era dovuto a modificazioni strutturali del fitoplancton
oppure a incrementi del biovolume, entrambi invariati rispetto all’anno precedente, ma
poteva essere messo in relazione a condizioni meteoclimatiche particolari, caratterizzate
tra febbraio ed aprile da scarsissime precipitazioni e da vento sempre più ridotto, che
avevano minimizzato la turbolenza degli strati superficiali. Tale combinazione di eventi
avrebbe favorito la crescita di diatomee, accentuandone però la tendenza alla sedimentazione verso la zona fotica più profonda, dove la riduzione dell’illuminazione è stata di
potente stimolo per la sintesi della clorofilla, favorendone così l’aumento nelle cellule
algali [33].
Anche le concentrazioni medie annuali nel 1996-1997 di TOC, pari a 1,40 e a 1,16
mg C l-1 rispettivamente nella zona eufotica ed afotica, sono risultate nettamente più alte
63
di quelle medie riscontrate nel 1993-1995 (1,10 e 0,88 mg C l-1), collocandosi su valori
di poco inferiori a quelli misurati nella prima metà degli anni ’80 (cfr. capitolo 4.4.).
Poiché l’aumento non ha interessato il carbonio particellato e non sono stati registrati
significativi incrementi degli apporti alloctoni di TOC, è stata avanzata l’ipotesi di una
maggior produzione della frazione disciolta, generata direttamente attraverso l’attività
algale o, indirettamente, per decadimento e lisi delle cellule algali [11].
µg P l-1
40
µg Chl l-1
6,0
Fosforo totale [TP]
Clorofilla [Chl]
30
5,0
20
4,0
10
3,0
0
2,0
'78 '79 '80 '81 '82 '83 '84 '85 '86 '87 '88 '89 '90 '91 '92 '93 '94 '95 '96 '97
Fig. 4.4d. Lago Maggiore, stazione di Ghiffa: concentrazioni epilimniche medie ponderate sui volumi di
fosforo totale alla circolazione primaverile e valori medi annuali di clorofilla a nello strato 0-20 m.
Tuttavia, l’esame congiunto degli andamenti annuali di Chl, TOC, e TP (Fig. 4.4e),
pur confermando il netto miglioramento trofico del lago dal 1978 al 1992, mostra nel
quinquennio successivo una tendenza all’aumento per le tre variabili che potrebbe essere interpretata sia come segnale di una possibile ripresa verso livelli trofici più avanzati, sia come risultato dei processi di adattamento dell’ecosistema in risposta ai bassi
valori di fosforo raggiunti. Alla luce delle indicazioni fin qui emerse, quest’ultima ipotesi sembra la più probabile, anche perché è noto che gli organismi planctonici in ambienti oligotrofi o prossimi all’oligotrofia possano aumentare la propria efficienza e funzionalità, modificando struttura, composizione e metabolismo.
Una risposta definitiva al riguardo potrà essere fornita dal proseguimento delle indagini sugli apporti di nutrienti dal bacino, nonchè da ulteriori ricerche limnologiche che
dovranno essere condotte con continuità, ponendo particolare attenzione, non soltanto
all’interazione reciproca tra le componenti sistemiche e l’ambiente fisico e chimico, ma
anche alle caratteristiche meteoclimatiche ed idrologiche, che in questa fase di oligotrofizzazione assumono un ruolo di estrema importanza perché possono indirizzare, favorire o condizionare l’evolversi dei processi trofici.
64
[TP] µg P l-1
[Chl] µg l-1; [TOC] mg l-1
35
7,0
TP
30
Chl
TOC
6,0
25
5,0
20
4,0
15
3,0
10
2,0
5
1,0
0
1976
1978
1980
1982
1984
1986
1988
1990
1992
1994
1996
0,0
1998
Fig. 4.4e. Lago Maggiore, stazione di Ghiffa: andamenti annuali delle concentrazioni epilimniche medie
ponderate sui volumi di fosforo totale (TP) alla circolazione primaverile e dei valori medi annuali di clorofilla a (Chl) e carbonio organico totale (TOC) nello strato 0-20 m.
4.4.1. Bilancio del TOC
L’apporto di sostanza organica alloctona al Lago Maggiore è sintetizzato nella tabella 4.4.1. ove sono riportati in dettaglio i carichi medi annui dal 1993 al 1997 per ciascun tributario nonché i carichi complessivi che giungono al lago. Nella stessa tabella è
pure riportata la differenza tra il TOC in entrata e quello in uscita dal lago attraverso
l’emissario.
Tab. 4.4.1. Carichi di TOC nel quinquennio 1993-1997 (t a-1).
Ticino Immissario
Maggia
Verzasca
Cannobino
San Giovanni
San Bernardino
Toce (Ossola + Strona)
Erno
Vevera
Bardello
Boesio
Tresa
Giona
Totale tributari
Ticino emissario
differenza out-in
1993
1994
1995
1996
1997
2185
1533
388
189
115
552
3580
49
44
671
387
3094
89
12877
14593
1716
2015
1408
350
186
101
314
2534
57
29
618
281
2346
70
10309
12502
2193
1130
1138
265
143
105
262
1589
40
38
511
193
1476
61
6949
9428
2479
2331
1555
432
219
135
289
2714
53
45
718
222
2778
93
11584
16557
4973
2033
1148
286
169
82
271
2298
38
21
481
283
1639
63
8810
10655
1845
Dall’esame della tabella appare chiaro che ciascun tributario ha mantenuto, nel corso
del quinquennio, carichi medi annui relativamente simili pur con la ovvia variabilità interannuale. Non si sono, in altre parole, evidenziate in nessun tributario sistematiche
modificazioni dei carichi di TOC.
65
Più interessante è invece il confronto tra i carichi alloctoni di TOC e le sue concentrazioni medie annue nel lago valutate alla luce del bilancio tra entrate e uscite di carbonio organico dal lago (Fig. 4.4.1.).
µg l-1
1400
14000 t a-1
1200
12000
1000
10000
8000
800
600
400
conc. TOC
input TOC
TOC (out-in)
6000
4000
2000
200
0
0
1993
1994
1995
1996
1997
Fig. 4.4.1. Carbonio Organico Totale (TOC): carichi medi annui in entrata (input TOC: t a-1), differenza
tra carichi in uscita ed in entrata al lago (TOC out-in: t a-1) e concentrazione in lago (conc. TOC: µg l-1).
Dall'esame della figura appare chiaro che ad anni di elevati input alloctoni (1993 e
1994) non corrispondono necessariamente elevate concentrazioni in lago ed elevate
esportazioni di TOC attraverso l'emissario. Bisogna quindi pensare che le elevate concentrazione ed esportazioni di TOC caratteristiche di alcuni anni (1996) non siano un
effetto diretto del carico alloctono ma, al contrario, siano il risultato di una cospicua
produzione di carbonio organico autoctono. Le possibili cause di quest'ultima saranno
discusse più avanti (Cap. 4.6.1.). Qui è sufficiente sottolineare che l'incremento di concentrazione del TOC autoctono del 1996, non imputabile semplicemente ad una aumentato input alloctono di TOC o di sostanze comunemente considerate come nutrienti
algali, è il risultato di modificazioni in atto a livello della catena alimentare microbica.
4.5. Considerazioni generali sull’evoluzione a lungo termine dei popolamenti
planctonici
4.5.1. Fitoplancton
Nel rapporto relativo al quinquennio precedente quello attuale, che terminava quindi
nel 1992, la discussione sull’evoluzione a lungo termine del fitoplancton era impostata
sulla relazione tra la concentrazione in lago del fosforo totale nel periodo di massima
circolazione e quella della clorofilla-a in media annuale, quale elemento base per il giudizio sullo stato trofico del lago, e alla luce del quale andavano viste le varie caratteristiche e dettagli del comportamento del fitoplancton che di anno in anno venivano descritti. Da questo punto di vista, nel lungo periodo venivano identificate tre fasi: la
prima, culminante nel 1985, di grande stabilità sia nella concentrazione della clorofilla
che nelle caratteristiche del fitoplancton; la seconda, relativa al periodo 1986-88,
quando per la prima volta si ebbe una chiara diminuzione della clorofilla, e una terza
fase iniziata nel 1989, corrispondente ad un’ancora più marcata riduzione della clorofilla e a significative modificazioni del fitoplancton in presenza di un gradiente del fo66
sforo in continua discesa. Il senso complessivo era ed è quello di un graduale ritorno del
lago a condizioni di tipo oligotrofo.
Il quinquennio culminato nel 1997 non dimostra, per quanto al momento si possa
giudicare, tendenze veramente nuove nell’evoluzione del sistema fitoplanctonico, ma è
piuttosto una continuazione coerente del periodo precedente, con marcata stabilizzazione di alcuni fenomeni. Intanto, non solo le concentrazioni di fosforo sembrano essere
stabilizzate (ad un livello molto basso, v. Cap. 3.2.), ma lo sono sostanzialmente anche
quelle della clorofilla e ancora di più i valori complessivi del biovolume. Di conseguenza valgono appieno, per quanto riguarda lo stato trofico, le considerazioni esposte
nel rapporto relativo al quinquennio 1988-92 che indicava uno spostamento del lago
verso condizioni di tipo oligotrofo: non solo, ma il fatto che altri cinque anni siano trascorsi senza alcun segno di inversione di tendenza fa sperare in un consolidamento dello
stato trofico che al momento attuale, considerati i valori dei nutrienti e delle caratteristiche del fitoplancton, potremmo definire come corrispondente al limite superiore
dell’oligotrofia.
Esamineremo brevemente alcune delle suddette caratteristiche, ma prima dobbiamo
osservare che il caso del Lago Maggiore è di grande interesse perché nessun altro
grande lago subalpino è andato incontro finora, in Europa, ad un processo di ricupero
dall’eutrofizzazione altrettanto marcato. Come abbiamo osservato altrove [34], tra tali
tipi di laghi nel solo Lago di Costanza esiste un’estesa documentazione di un processo
di oligotrofizzazione in atto da molti anni, che peraltro è ben lontano dall’essere concluso [37]. La limitata casistica del ricupero fa sì che molte osservazioni che si vanno
facendo sul Maggiore non siano né banali né scontate, ma anche, sul piano pratico, che
la cautela che abbiamo sempre espresso a riguardo delle interpretazioni e ancor più sul
piano delle previsioni è ampiamente giustificata.
Una previsione assiomatica è che l’oligotrofizzazione comporti una diminuzione
della biomassa. Sui tempi e i modi di tale riduzione in un determinato corpo d’acqua,
tuttavia, le previsioni sono attualmente pressoché impossibili e attendono una teoria generale, per la quale occorre una base di dati derivante da una casistica ben più ampia di
quella disponibile attualmente. Nel Lago Maggiore tale riduzione è effettivamente avvenuta nel corso degli anni '90 ed è stata descritta dettagliatamente nei precedenti rapporti. Per quanto riguarda il fitoplancton, nell’ultimo quinquennio essa sembra essersi
arrestata. I valori del biovolume in media annuale sono rispettivamente pari, nel periodo
1993-97, a 1,46-1,00-1,28-1,34 e 1,31 cm3m-3, vale a dire praticamente costanti. A tali
valori si è giunti con una diminuzione fortemente significativa nel lungo periodo (p =
0,003 negli ultimi 17 anni, con valori di partenza frequentemente superiori a 2 cm3m-3
negli anni '80). La figura 4.5.1a riporta le variazioni dettagliate del biovolume algale
complessivo e di quello dei due grandi gruppi principali, le Bacillariophyceae (diatomee) e i Cyanobacteria, nel corso del quinquennio. Si può osservare come ai riferiti,
poco diversi valori annuali, si arrivi attraverso una spiccata variabilità stagionale, spesso
di difficile interpretazione.
La clorofilla, indice tipico della biomassa (biovolume) algale, ne ha seguito
l’andamento abbastanza da vicino nel corso del tempo. Il valore del 1993 è stato il più
basso di tutta la serie storica a partire dal 1981 (3,03 µg l-1); quelli dei due anni seguenti
sono identici (3,38 e 3,39 µg l-1) nonostante il diverso andamento rappresentato nella figura 4.5.1b. Proprio negli ultimi due anni, tuttavia, si sono avuti due valori (rispettivamente 4,39 e 3,68 µg l-1 in media annuale) piuttosto elevati rispetto alla serie pluriennale. Essi riflettono una spiccata, recente tendenza ad un aumento del contenuto per67
centuale di clorofilla per unità di biomassa, come si può osservare chiaramente dalla figura 4.5.1c: tale tendenza è del tutto anomala nella serie a lungo termine, come già evidenziato e discusso sia nel rapporto relativo alla Campagna 1966 che in quello del 1977
(Cap. 3.3.3.1)
6000
Altri gruppi
Bacillariophyceae
Cyanobacteria
5000
3
mm m
-3
4000
3000
2000
1000
0
1993
1994
1995
1996
1997
Fig. 4.5.1a. Andamento del biovolume fitoplanctonico, in valore medio nello strato d’acqua 0-20 m, nel
quinquennio 1993-97.
Un punto sul quale non vi è tuttora un completo accordo, anche per l’accennata scarsità di riscontri, è se le dimensioni cellulari del fitoplancton debbano tendere a ridursi o
ad aumentare nel passare a situazioni più oligotrofe, anche se la prima ipotesi sembra
essere più diffusa tra gli ecologi acquatici [18]. Nel Lago Maggiore non vi possono essere dubbi al riguardo: la riduzione delle dimensioni cellulari medie nel corso
dell’oligotrofizzazione è, infatti, uno dei fenomeni più caratteristici del fitoplancton di
questo lago [34]. Dal 1987 in poi si è assistito, infatti, ad una progressiva riduzione che
ha più che dimezzato tali dimensioni (30 µm3 nel 1997 contro valori che, in media annuale erano normalmente tra 60 e oltre 100 µm3 nel periodo precedente il 1988). Bisogna tenere presente che tali valori medi sono il risultato del graduale prevalere, nella
comunità, di specie con dimensioni cellulari tipicamente piccole e non della riduzione
delle dimensioni cellulari di determinate specie (ciò avviene in qualche raro caso ma
non influisce nel quadro generale) né della scomparsa di specie di dimensioni maggiori,
che continuano a coesistere nella comunità anche se la loro incidenza è ridotta.
Una delle previsioni sulle quali invece vi è un diffuso accordo è che in ambienti acquatici a basso stato di trofia la diversità biotica debba essere comparativamente
elevata. In effetti, un indubbio, graduale aumento della diversità del fitoplancton (e non
solo di tale comparto) è in atto nel Lago Maggiore da lungo tempo, come ripetutamente
segnalato nei rapporti precedenti. Qui riportiamo (Fig. 4.5.1d.) una rappresentazione di
tale fenomeno a partire dal 1988, quando esso era già in atto da qualche anno. È
interessante notare come nel quinquennio 1993-97 la diversità sia di fatto stabilizzata. A
tale proposito non è tanto significativo il numero totale di specie censite, nel quale
entrano in gioco anche quelle rare, quanto il numero delle specie per campione e di
quelle più significative (dominanti). Se osserviamo tali ultime categorie, la
stabilizzazione appare manifesta, con valori che fluttuano di poco attorno alle 30 unità
in media annuale.
68
14
12
10
µg l
-1
8
6
4
2
0
1993
1994
1995
1997
1996
Fig. 4.5.1b. Andamento della concentrazione della clorofilla a, in valore medio nello strato d’acqua 0-20
m, nel quinquennio 1993-97.
1,00
%
0,75
0,50
0,25
0,00
1993
1994
1996
1995
1997
Fig. 4.5.1c. Andamento del contenuto percentuale della clorofilla a per unità di biomassa fitoplanctonica,
in valore medio nello strato d’acqua 0-20 m, nel quinquennio 1993-97.
80
70
60
n. specie
50
40
30
20
10
0
1988
1989
1990
1991
Specie
1992
1993
Sp.per campione
1994
1995
1996
1997
Sp. significative
Fig. 4.5.1d. Le tre categorie rappresentate per ogni anno indicano rispettivamente il numero totale di specie censite, il numero medio di specie per campione e quello delle specie più significative, intendendo in
quest’ultimo caso le specie risultate dominanti in almeno un campione in quanto concorrenti a formare
più dell’80% del biovolume complessivo.
In definitiva, in base alle caratteristiche del fitoplancton sembra lecito definire oligotrofa la fase attuale dell’evoluzione del Lago Maggiore. I fatti che sono stati esposti
69
sono provati statisticamente o sono talmente evidenti che non necessitano di test statistici (l’aumento della diversità biotica è uno di questi). Ciò è importante perché solo
sulla base di fatti accertati dovrebbe essere consentito formulare teorie esplicative, il
che non sempre avviene nella pratica. I dati accumulati in una lunga serie temporale nei
vari livelli dell’ecosistema permettono ormai per lo meno di esplorare diverse
possibilità su una base solida. L’esempio delle dimensioni cellulari medie delle alghe,
per concludere, può illustrare questo punto. Si potrà discutere se la riduzione dipende da
una catena di eventi quali p.es.: diminuzione della disponibilità del fosforo che richiede
una maggiore efficienza metabolica da parte delle alghe, il che favorisce quelle di
dimensioni più piccole, le quali conterranno, come si sta verificando,
proporzionalmente più clorofilla, oppure (o anche) nuove modalità di grazing da parte
dello zooplancton, le cui modificazioni nella serie temporale sono dimostrate, che
comportino il prevalere di una determinata frazione del fitoplancton. Sono scavalcate
però, nel nostro caso, discussioni teoriche su quali debbano essere le dimensioni delle
cellule, discussioni delle quali vi sono ancora molti esempi in letteratura [15]. In questo
come in altri casi i dati disponibili sul Lago Maggiore offrono quindi un contributo
importante anche sul piano teorico.
4.5.2. Zooplancton
Il quinquennio 1993-1997 è stato uno dei più significativi ed interessanti dell'evoluzione recente dello zooplancton del lago.
Importanti modificazioni hanno interessato il popolamento a cladoceri. Il declino in
densità di popolazione di Daphnia è stato accompagnato dall’aumento di Bosmina e
Diaphanosoma. Di conseguenza, nel periodo recente, il ciclo stagionale di questi organismi si caratterizza per la transizione da un popolamento a Bosmina nel periodo primaverile e fino a Giugno, ad uno a Diaphanosoma in Luglio - Agosto [28].
Si è consolidato, nel corso del quinquennio, l’aumento dell’importanza relativa dei
cladoceri predatori all'interno dei crostacei carnivori. La maggiore importanza, rispetto
al passato, di Bythotrephes longimanus è responsabile di una significativa presenza dei
cladoceri predatori anche nei mesi freddi. Questa specie tipicamente presenta una prima
fase di sviluppo numerico durante il mese di Giugno, ed una seconda nel periodo tardo
estivo. Tra le due si inserisce l’ascesa in densità della popolazione di Leptodora kindtii.
Questo sfasamento nella dinamica dei due predatori sembra legato, ancor più che ai diversi optima di temperatura, ad interazioni biotiche, sia di tipo competitivo che di tipo
preda-predatore. Si è andata ormai consolidando l’ipotesi di un ruolo non trascurabile di
Bythotrephes nell’eliminazione di Leptodora [22].
A Bythotrephes si deve in larga misura il contenimento estremo, quasi un mancato
sviluppo, del popolamento a Daphnia, osservato a partire dal quinquennio passato. Questo voracissimo predatore è infatti in grado di operare, dipendentemente dalla sua taglia,
una predazione efficace sia sui giovani che sugli adulti delle prede, determinando un
danno molto grave a carico di queste ultime [21] e[26]. Di esso è inoltre ben nota la
grande predilezione per Daphnia [38].
Anche per il quinquennio passato si sono rinvenute, accanto a Daphnia hyalina, le
specie D. galeata e D. cucullata, nonché gli ibridi tra le tre. Ai cambiamenti nella composizione specifica vanno attribuite le modificazioni nella dinamica stagionale del popolamento sottolineate nei diversi anni del quinquennio [28] e [27]. Alle mutate condizioni ambientali è inoltre da ascrivere il ritrovamento di efippi di Daphnia in campioni
70
estivi. Rispetto al passato, maggiore è stata anche l’incidenza di individui ritenenti, anche allo stadio adulto, strutture quali il "necktooth".
Questa sorta di aumentato polimorfismo ha investito anche Diaphanosoma e Bosmina; nella popolazione di quest’ultima in particolare, sono risultati presenti anche individui del morfotipo a pseudomucrone lungo [19]. L'incremento nella presenza di morfotipi "slender", e di quelli muniti di strutture di difesa, depongono a favore dell'ipotesi
secondo la quale l'oligotrofizzazione del lago sarebbe accompagnata da un aumento dell'importanza della predazione da invertebrati [20] e [17].
In tre degli anni del quinquennio (1993, 1994 e 1997) si sono documentati episodi di
aumento della trasparenza delle acque nel periodo estivo. L’analisi del fenomeno ha
messo in luce la possibilità di un ruolo non trascurabile dei cladoceri diversi da
Daphnia e dei rotiferi coloniali [20] e [29]. Questi ultimi sono divenuti una componente
decisamente importante del popolamento zooplanctonico. La specie predominante,
Conochilus hippocrepis, produce colonie sferiche di diametro superiore al millimetro.
Esperimenti di laboratorio hanno dimostrato come colonie di questo tipo siano molto
efficienti nel rimuovere le particelle presenti nel mezzo acquoso [24]. Lo sviluppo di
colonie di grosse dimensioni sembra altresì da porre in relazione all’incremento
numerico di Asplanchna [28], e dunque potrebbe deporre a favore della cosiddetta
“Predator Avoidance Hypothesis” [39]. All’attacco da parte di Bythotrephes sembra sia
ascrivibile la prevalenza di “conical fragments” di Conochilus in alcuni momenti
stagionali [24].
Nel quinquennio si è assistito alla comparsa, e all'affermazione numerica, entro il
gruppo Notholca acuminata-labis, di una specie a dimensioni elevate e munita di spina,
mai ritrovata in precedenza in questo lago [28]. Nell’Agosto del 1995 essa risultava seconda solamente ai rotiferi coloniali, e nel mese di Settembre, ancor più importante di
Keratella.
La componente più stabile e numericamente più importante dei crostacei zooplanctonici del Lago Maggiore è rappresentata dai copepodi. Il tratto forse più interessante relativo a questi organismi è rappresentato dell’estendersi del fenomeno dell’epibiontismo
[28] e [27]. Originariamente prevalenti sugli stadi adulti di copepodi diaptomidi, nel
corso del quinquennio gli epibionti hanno invaso, sia pure con siti di attacco diversi, anche i ciclopidi, ed in particolare, le femmine ovigere di Mesocyclops [24]. Non è chiaro
a tutt’oggi se la loro presenza, e anche quella delle “cisti” possa produrre effetti diretti
negativi sulla densità di popolazione dei copepodi. Tuttavia, la semplice osservazione
del materiale vivo induce a dar credito all’ipotesi di un aumento nella vulnerabilità alla
predazione derivante dalla diminuzione nella velocità di fuga degli organismi ospiti
[25].
Come di consueto, si è proceduto alla determinazione della biomassa degli organismi
zooplanctonici. Tra le diverse metodologie utilizzabili, quella della determinazione dei
pesi a partire dalla lunghezza dei singoli componenti è forse una delle più
raccomandate. Mentre per organismi che poco o punto cambiano, nel corso dell’anno, le
proprie dimensioni, è decisamente ragionevole l’utilizzo di valori di
biovolume/biomassa unitari costanti, tale pratica sembra abbastanza inadeguata per
quegli organismi che presentino un intervallo dimensionale piuttosto ampio, quali i
cladoceri predatori. Pertanto, a partire dal 1996 si è ritenuto necessario stimare la
biomassa degli organismi zooplanctonici a partire dalla misura delle dimensioni
corporee di un numero di individui sufficientemente elevato, rappresentativo delle
popolazioni dei diversi taxa presenti nel lago [27] e Cap. 3.3.2.
71
I valori ottenuti sono risultati inferiori a quelli rinvenuti nel passato, non solamente
in quanto espressi come peso secco anziché come peso fresco, ma anche a causa del diverso metodo adottato. Le differenze più marcate riguardano i cladoceri predatori, per i
quali i valori di biomassa unitaria (µg peso secco ind-1) ottenuti dalle regressioni lunghezza/peso risultano compresi entro 29-54 µg ind-1 e 24-47 µg ind-1 per Leptodora e
Bythotrephes, rispettivamente [23]. Tali valori ben si accordano con quanto riportato da
altri Autori sui laghi Ontario ed Erie [16].
4.6. Effetti dell'evoluzione trofica del lago sul carbonio organico e sulle variabili ad
esso associabili
Il trend che ha caratterizzato i principali parametri inerenti il ciclo del carbonio organico nell'ultimo quinquennio è sintetizzato nella figura 4.6a., dalla quale è pure
possibile la valutazione complessiva di questi parametri dall'inizio degli anni '80.
Dal suo esame è evidente la già ampiamente discussa [10, 7, 6, 5] diminuzione di
concentrazione del carbonio organico totale attuatasi nel corso degli anni '80 e consolidatasi nei primi anni '90. Questo è l'inequivocabile effetto della progressiva oligotrofizzazione del lago, peraltro già documentata dal parallelo decremento delle
concentrazioni di fosforo e di clorofilla. È da sottolineare il fatto che la diminuzione del
TOC è principalmente imputabile alla frazione disciolta (DOC) poiché la
concentrazione della frazione particellata (POC) nell'intervallo dimensionale 1-126 µm
è rimasta sostanzialmente costante dal 1981 ad oggi. La diminuita disponibilità di DOC
è d'altronde confermata indirettamente dall'evoluzione della densità dei popolamenti
batterici, soggetta a cospicue variazioni negli anni di abbondante disponibilità di
substrato organico disciolto e caratterizzata da una minor variabilità interannuale negli
anni recenti, a minor concentrazione media di DOC.
Spicca nella figura 4.6a il già illustrato [11] cospicuo incremento del TOC del 1996.
Si è trattato, come confermano i dati del 1997, di un fatto episodico che è tuttavia importante perché serve a capire le modalità secondo le quali l'evoluzione trofica del Lago
Maggiore si sta attuando.
µg l-1
cell. 103 ml-1
2000
POC
1600
TOC
batt.
1200
800
400
0
1981
1983
1985
1987
1989
1991
1993
1995
1997
Fig. 4.6a. Valori medi annui della concentrazione di carbonio organico totale (TOC: µg l-1) e
particellato (POC: µg l-1) e della densità dei popolamenti batterici eterotrofi (cell 103 ml-1).
Precedenti lavori [12, 9] avevano messo in luce come i principali produttori di sostanza organica del Lago Maggiore, gli organismi fitoplanctonici, fossero diventati, nel
corso dell'oligotrofizzazione, più efficienti come è documentato dal forte aumento del
rapporto POC/clorofilla [12], passato da 53 a 83 mgC mgChl-1 dal 1981 al 1994. La diminuzione della concentrazione di DOC nel lago è stata messa in relazione anche all'incremento di efficienza dei popolamenti algali, per i quali non è più necessario dissipare
l'eccesso di produzione come carbonio organico disciolto extracellulare (EOC: Extracellular Organic Carbon). La maggior efficienza sarebbe stata accompagnata da una
consistente diminuzione del volume cellulare medio degli individui, ridottosi del 70%
circa nell'ultimo decennio (Ruggiu, comunicazione personale). In altre parole, l'incremento di efficienza sarebbe stato ottenuto con uno shifting dimensionale verso specie
e/o individui di minori dimensioni.
Questo processo, ipotizzato sulla base di esami microscopici, ha ricevuto una conferma analitica negli ultimi tre anni. Dal 1995, infatti, è stato possibile utilizzare di routine per l'analisi del POC un filtro inorganico (Anopore) che, avendo pori da 0.2 µm,
consente di abbassare il limite dimensionale inferiore del POC, precedentemente collocato attorno ad 1 µm (filtri GF/C) dalle tecnologie di filtrazione prima disponibili [4].
La figura 4.6b propone il confronto, per il triennio 1995-1997, del POC della zona
eufotica del Lago Maggiore misurato nei due diversi intervalli dimensionali. Mentre la
concentrazione del POC di maggiori dimensioni (1-126 µm) non è significativamente
cambiata, quella del POC comprendente anche particelle di dimensioni più piccole (0,2126 µm) è aumentata in modo significativo (N=58, r=0,2575, P<=0,05). Se si considera
esclusivamente il particellato tra 0,2 e 1 µm (Fig. 4.6c) l'aumento di concentrazione è
ancora più evidente e la sua significatività più elevata (N=58, r=0,3364, P<=0,01).
C'è da sottolineare che la riduzione delle dimensioni cellulari è un fenomeno messo
in luce anche per i popolamenti batterici eterotrofi [8]
1200
1000
0.2-126 µm (Anodisc)
1-126 µm (GF/C)
µgC l
-1
800
600
400
200
0
1995
1996
1997
Fig. 4.6b. Concentrazioni di Carbonio Organico Particellato nelle frazioni 0.2-126 µm e 1-126 µm (µg
l-1) nella zona eufotica del Lago Maggiore. Le barre verticali rappresentano la deviazione standard.
Il successo di specie di piccole dimensioni è una conseguenza dell'incremento di efficienza realizzato attraverso la riduzione dimensionale. In effetti l'incremento di concentrazione del DOC e del POC con dimensioni tra 0,2 e 1 µm è coinciso con una cospicua
fioritura di cianobatteri coloniali (Aphanotaece, Ruggiu, in questo volume) e, soprattutto, di picocianobatteri [14]. Alla produzione di carbonio organico extracellulare
(EOC) da parte di questi popolamenti e/o al loro decadimento post mortem sono imputabili le elevate concentrazioni estive-autunnali di DOC del 96. Il fatto che la concentrazione del DOC sia stata, nel giro di una anno, riportata ai livelli del 95 porta a ritenere
che nel Lago Maggiore sia attivo un microbial loop sufficientemente efficiente da controllare anche occasionali elevate produzioni di DOC.
800
0-20 m
700
y = 0.1568x - 5269.2
600
µgC l
-1
500
400
300
200
100
0
1995
1996
1997
Fig. 4.6c. Concentrazioni di Carbonio Organico Particellato nell'intervallo 0,2-1 µm (µg l-1) nella zona
eufotica del Lago Maggiore
Questo non è sorprendente se si considera che il carbonio organico, sia come organismi che come detrito, dimensionalmente associabile alla catena alimentare microbica
costitutisce la maggior parte del carbonio organico presente nel Lago Maggiore. Infatti,
la frazione picoplanctonica (0,2-2 µm) sommata a quella nanoplanctonica (2-20 µm)
giunge a costituire quasi il 30% dello standing crop del carbonio organico del lago.
Inoltre in questo ambiente, il carbonio organico da 0,2 a 126 µm misurato con l’analisi
elementale (POC) è per il 45% ascrivibile a detrito e organismi esclusi dalla nostra analisi microscopica (rotiferi e forme larvali dello zooplancton); la parte restante è per il
35% carbonio del microbial loop (Fig. 4.6d).
0-20 m
µgC l-1
1000
0-50 m
10
< 0.2 µm
0.2-2 µm
2-126 µm
>126 µm
0
gen
feb
mar
apr
mag
giu
lug
ago
set
ott
nov
dic
1995
Fig. 4.6d. Ripartizione dimensionale, nel Lago Maggiore, della sostanza organica di dimensioni microscopiche.
Quest’ultimo, infine, non è un compartimento statico del ciclo del carbonio organico.
E’ infatti emerso con chiarezza che, nel Lago Maggiore, l’evoluzione temporale del
DOC influenza significativamente il picoplancton eterotrofo (HPP). Si può ipotizzare
che l’aumento della consistenza numerica e la diminuzione del volume cellulare medio
di HPP siano l’espressione di un aumento dell’attività cellulare legato alla cresciuta disponibilità di substrato [8].
Queste evidenze pongono l’accento sugli stretti legami esistenti tra evoluzione temporale della catena alimentare microbica ed evoluzione dell’ecosistema e sottolineano
l’opportunità di proseguire ed incrementare l’acquisizione di una serie di dati non discontinua ed estesa nel tempo sugli organismi del microbial loop e sul carbonio organico.
75
5. CONCLUSIONI
I risultati ottenuti con le ricerche effettuate nel quinquennio 1993-1997 e dettagliatamente esposti e discussi in questo volume, evidenziano alcuni aspetti di particolare rilevanza nell’evoluzione recente del Lago Maggiore verso condizioni di oligotrofia. Da
una parte, infatti, sono emerse chiare evidenze che la tendenza verso l’oligotrofia viene
confermata e si realizza in modo graduale e costante; dall’altra, la risposta delle varie
componenti biotiche dell’ecosistema lacustre non sempre rispetta le aspettative basate
sui modelli classici in limnologia.
In particolare, è da osservare come, nonostante anche nel quinquennio in esame i carichi di fosforo siano andati progressivamente diminuendo, pur con fluttuazioni interannuali legate agli afflussi, fino a raggiungere valori prossimi al carico accettabile, non vi
è stata nel lago una corrispondente diminuzione delle concentrazioni di fosforo. Infatti,
le concentrazioni di questo elemento a lago, così come ampiamente documentato nelle
pagine che precedono, sono attestate attorno ai 10 mg l-1, anzi evidenziano una leggera
tendenza all’incremento.
Ancora più problematica risulta essere l’interpretazione dei dati relativa ai dati biologici. Mentre negli anni precedenti, superata la fase di resilienza, si era osservata una risposta in linea con le aspettative determinate dalla progressiva oligotrofizzazione del
lago, nel quinquennio in esame i popolamenti hanno dimostrato tendenze contrastanti. È
emerso, infatti, come in alcuni anni si sia osservato un incremento della produttività ai
vari livelli e, pur in un aumento generale della complessità biologica, una sensibile riduzione delle dimensioni delle singole entità tassonomiche.
A livello di popolamento batterico le dimensioni cellulari medie si sono significativamente ridotte, ma la biomassa globale degli organismi picoplanctonici è aumentata.
Analoghe osservazioni possono essere fatte per il popolamento fitoplanctonico nel
quale, ad una riduzione significativa delle dimensioni delle singole cellule algali, si è
accompagnato un altrettanto significativo aumento nelle concentrazioni di clorofilla;
mentre a livello di zooplancton, se da una parte sono aumentati i cladoceri predatori di
grosse dimensioni, soprattutto Bythotrephes, dall’altra, il più importante cladocero fitofago (Daphnia) è andato incontro a una forte riduzione, accompagnata da un aumento
dei fitofagi di piccole dimensioni (Bosmina e Diaphanosoma)
Sono tutti questi elementi in parte contrastanti con i modelli classici di oligotrofizzazione. Questo, in parte, può essere spiegato con il fatto che sembra essere ormai finita la
fase durante la quale il fosforo rappresentava il più importante dei fattori di controllo
della funzionalità biologica del sistema.
Altri elementi ora agiscono come cause concomitanti e in alcuni casi prevalenti nel
condizionare i vari meccanismi che presiedono alla funzionalità lacustre. Elementi climatici, quali il riscaldamento generale osservato nel quinquennio, nonché la differente
regimazione delle precipitazioni e delle temperature, una maggiore penetrazione della
luce legata alla aumentata trasparenza delle acque sembrano avere assunto un ruolo importante quale fattore di controllo. Non a caso, proprio nel quinquennio, sono stati messi
in evidenza fenomeni di “clear water phase” nel periodo tardo primaverile, che fanno
seguito a episodi di fioriture primaverili, soprattutto di diatomee, e precedono fioriture
estive che, proprio in ragione delle temperature elevate, possono prolungarsi dando
luogo a valori di pH fortemente basici, a sovrassaturazioni di ossigeno e a concentrazioni particolarmente elevate di TOC.
76
Un ulteriore elemento che certamente ha provocato e provoca scompensi al momento
non valutabili è, senza dubbio, il blocco della pesca professionale attuato dal Luglio
1996, a seguito della rilevata presenza di DDT nei pesci con concentrazioni superiori a
quelle ammesse dai limiti di legge della normativa italiana. E’ evidente il fatto che la
predazione selettiva da questi esercitata sull’anello inferiore della catena alimentare
provoca una reazione a cascata verso la base della catena alimentare stessa, alterando i
rapporti dinamici fra le diverse componenti trofiche.
Accanto a ciò, si rileva come nella fauna ittica nell’ultimo quinquennio siano occorsi
due eventi importanti per la funzionalità lacustre, vale a dire la quasi scomparsa
dell’Alborella e il progressivo aumento del popolamento di Agone.
È evidente che il peso di eventi relativi al popolamento ittico potrà essere valutato
soltanto con il prosieguo delle indagini in corso, come pure gli effetti della presenza di
DDT nell’ecosistema potranno emergere con maggiore chiarezza delle ricerche programmate e finanziate dalla Commissione Internazionale per la Protezione delle Acque
Italo-Svizzere.
In una fase di instabilità e criticità quale quella che ha caratterizzato l’ultimo quinquennio, si rende ancor più necessario continuare lo studio del lago attraverso indagini
dettagliate delle sue diverse componenti.
Ringraziamenti
Si ringraziano l'Istituto Svizzero di Meteorologia, l'Osservatorio Ticinese di Locarno
Monti, il Servizio Idrologico e Geologico Nazionale Svizzero, l'Istituto Geologico e
Idrologico del Cantone Ticino, il Settore del Rischio Meteorologico della Regione Piemonte, L'ENEL (Agenzia di Domodossola), il Consorzio del Ticino, il Centro Geofisico
Prealpino di Varese, il Consorzio del Fiume Bardello, la Comunità Montana Valle Cannobina, la ditta SISMA, la ditta SELMA e la Società Blennio e Maggia per la fattiva
collaborazione e per aver fornito i dati idroclimatici rilevati nelle stazioni da loro
gestite.
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Wehrli, B., A. Wüest, H. Bührer, R. Gächter & J. Zobrist. 1997. Changes in the ecology
of lakes and rivers due to sinking phosphate levels. EAWAG News, 42E: 14-17.
80
ELENCO DEGLI AUTORI E DEI COLLABORATORI
RESPONSABILE DELLA RICERCA
Dr. Riccardo de Bernardi
Direttore
COORDINATORE DELLA RICERCA
Dr. Roberto Bertoni
ELENCO DEGLI AUTORI
Dr. Walter Ambrosetti
Prof. Luigi Barbanti
Rag. Monica Beltrami
Dr. Roberto Bertoni
Dr. Alcide Calderoni
Dr. Cristiana Callieri
Prof. Alfredo Carollo
Dr. Nicoletta Cavicchioni
Dr. Patrizia Comoli
Per. Ind. Mario Contesini
Dr. Riccardo de Bernardi
Geom. Vittorio Libera
Dr. Marina Manca
Dr. Giuseppe Morabito
Dr. Rosario Mosello
Sig.ra Pierisa Panzani
Per. Ind. Alfredo Pranzo
Dr. Angelo Rolla
Dr. Delio Ruggiu
Per. Chim. Gabriele Tartari
Limnologo Fisico
Limnologo Fisico
Tecnico in Idrobiologia
Microbiologo Acquatico
Idrochimico
Microbiologo Acquatico
Geografo Fisico
Idrobiologa
Idrobiologa
Tecnico in Microbiologia
Idrobiologo
Tecnico in Idrobiologia
Idrobiologo
Idrobiologo
Idrochimico
Tecnico in Idrobiologia
Tecnico in Idrochimica
Informatico
Idrobiologo
Tecnico in Idrochimica
ELENCO DEI COLLABORATORI
Dr. Gianluigi Giussani
Sig.ra Luciana Corbella
Sig. Andrea Ferrari
Per. Az. Luciana Giussani
Rag. Stefano Vanetti
INDIRIZZO DEGLI AUTORI E DEI COLLABORATORI
Consiglio Nazionale delle Ricerche
Istituto Italiano di Idrobiologia
Largo V. Tonolli 50/52
28922 - VERBANIA PALLANZA
81
APPENDICE
Repertorio bibliografico delle pubblicazioni sul Lago Maggiore.
Durante il 1997 sono stati pubblicati venti articoli scientifici che hanno trattato alcuni aspetti
delle caratteristiche limnologiche del Lago Maggiore sia sotto l’aspetto applicativo che di
ricerca di base. In particolare, come si può vedere dall’elenco riportato, gli argomenti trattati
hanno riguardato le condizioni generali del lago e la loro evoluzione recente; l’efficienza di
impianti di depurazione nonché la dinamica di alcuni popolamenti e l’efficienza delle catene
alimentari.
Barbanti, L., A. Calderoni, M. Manca & D. Ruggiu. 1997. Indagini limnologiche nell’area
antistante la foce del Torrente S. Bernardino (sopralluogo dell’11 Giugno 1997). CNR Ist.
Ital. Idrobiol.: 15 pp.
Barbaro, P. 1997. Variazione stagionale e fattori di controllo della produzione primaria del Lago
Maggiore nel periodo 1994-1995. Tesi di laurea, Univ. Di Milano:
Bertoni, R., C. Callieri, G. Morabito, M.L. Pinolini & A. Pugnetti. 1997. Quali-quantitative
changes in organic carbon production during the oligotrophication of Lake Maggiore, Italy.
Verh. Internat. Verein. Limnol., 26: 300-304.
Bertoni, R., A. Pugnetti. 1997. Cambiamenti qualitativi e quantitativi della produzione di
carbonio durante l’oligotrofizzazione del Lago Maggiore. Atti 12° Congresso AIOL, Picazzo
M. (Ed.), 1: 237-244.
Calderoni, A. 1997. Il miglioramento ambientale del Lago Maggiore e la sua vulnerabilità.
Depurazione e disinfezione delle acque. L’acido paracetico e la balneabilità, Ispra, 31
Gennaio 1997: 24 pp.
Calderoni, A., L. Barbanti, R. Bertoni, D. Ruggiu, P. Panzani, G.A. Tartari & A. Iacchetti. 1997.
Effetti sulle acque litorali del Lago Maggiore degli scarichi di impianti di depurazione e
stima del contributo “pro capite” di fosforo e azoto. Report CNR-III-03.97: 135 pp.
Callieri, C. 1997. Sedimentation and aggregate dynamics in Lake Maggiore, a large, deep lake
in Northern Italy. Mem. Ist. ital. Idrobiol., 56: 37-50.
Canale, C. & R. de Bernardi. 1997. Variazioni strutturali nel popolamento zooplanctonico del
Lago Maggiore nel periodo 1948-1922 a seguito della sua evoluzione trofica. Atti del 12°
Congresso AIOL, Picazzo M. (Ed.), 1: 225-235.
de Bernardi, R., A. Calderoni & R. Mosello.1997. La situazione dei laghi italiani: problemi e
prospettive per la ricerca limnologica in Italia. CNR-Istituto di Ricerca sulle Acque.
Quaderni IRSA, 103: 71-98.
de Bernardi, R. & C. Canale. 1997. Contenuti di energia nella catena alimentare pelagica del
Lago Maggiore. Atti del 12° Congresso AIOL, Picazzo M. (Ed.), 1: 23-28.
de Bernardi, R., A. Calderoni & R. Mosello. 1997. Environmental problems in Italian lakes and
Lakes Maggiore and Orta as successful examples of correct management leading to
restoration. Verh. Internat. Verein Limnol., 26: 123-138.
Guilizzoni, P. & A. Lami. 1997. Attività svolta dal Gruppo di Paleolimnologia del CNR-Istituto
Italiano di Idrobiologia nell’ambito dell’emergenza della contaminazione da DDT nel Lago
Maggiore. Report per l’Assessore all’Ecologia della Provincia VCO.
Iacchetti, A. 1997. Effetti sulle Acque litorali del Lago Maggiore degli scarichi di impianti di
depurazione e stima del contributo “pro capite” di fosforo e azoto. Tesi di laurea Univ. Studi
di Milano:
82
Manca, M., P. Comoli & T. Spagnuolo. 1997. Length-specific carbon content of the Daphnia
population in a large subalpine lake, Lago Maggiore (Northern Italy): the importance of
seasonality. Aquatic. Sci., 59: 48-56.
Morabito, G., M. Manca & D. Ruggiu. 1997. Seasonal dynamics of planktonic communities in
Lago Maggiore and clear-water phase during 1993. Atti del 12° Congresso AIOL, Picazzo M.
(Ed.), 1: 265-274.
Mosello, R. & R. de Bernardi. 1997. Ricerche dell’Istituto Italiano di Idrobiologia sulla
evoluzione della qualità delle acque dei Laghi Profondi Subalpini. “La regolazione dei
Grandi Laghi Alpini”, Gardone Riviera, 2-3 Maggio 1996: 196-209.
Passoni, S. 1997. Il picoplancton autotrofo: sue variazioni spaziali e temporali nel Lago
Maggiore. Univ. Degli Studi di Milano, Tesi in Scienze Biologiche: 156 pp.
Passoni, S., C. Callieri & S. Heinimaa. 1997. Dinamiche di distribuzione del picoplancton
autotrofo nel Lago Maggiore. Atti del 12° Congresso AIOL, Picazzo M. (Ed.), 1: 109-118.
Ramoni, C. 1997. Dinamica stagionale della comunità zooplanctonica e fitoplanctonica del
Lago Maggiore nel corso del 1996. Tesi di laurea, Univ. Studi di Milano: 119 pp.
83
COMMISSIONE INTERNAZIONALE
PER LA PROTEZIONE DELLE ACQUE ITALO-SVIZZERE
Segretario:
Dott. Ing. Gianfranco De Frè
Regione Lombardia
Via Fabio Filzi, 22
20124 Milano (Italia)
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