Commissione Internazionale Per La Protezione Delle Acque Italo-Svizzere

ISSN: 1013-8099

Commissione Internazionale per la protezione delle acque italo-svizzere

Ricerche sull'evoluzione del Lago Maggiore Aspetti limnologici

Programma quinquennale 1998 – 2002 Campagna 2002 e Rapporto quinquennale 1998 - 2002

a cura di Roberto Bertoni

Consiglio Nazionale delle Ricerche Istituto per lo Studio degli Ecosistemi Sezione di Idrobiologia ed Ecologia delle Acque Interne Verbania Pallanza

I dati riportati nel presente volume possono essere utilizzati purché se ne citi la fonte come segue: C.N.R.-I.S.E. Sezione di Idrobiologia ed Ecologia delle Acque Interne- 2004. Ricerche sull'evoluzione del Lago Maggiore. Aspetti limnologici. Programma quinquennale 1998-2002. Campagna 2002. Commissione Internazionale per la protezione delle acque italo-svizzere (Ed.): 153 pp.

ISSN: 1013-8099

Commissione Internazionale per la protezione delle acque italo-svizzere

Ricerche sull'evoluzione del Lago Maggiore Aspetti limnologici

Programma quinquennale 1998 - 2002 Campagna 2002 e Rapporto quinquennale 1998 - 2002

a cura di Roberto Bertoni

Consiglio Nazionale delle Ricerche Istituto per lo Studio degli Ecosistemi Sezione di Idrobiologia ed Ecologia delle Acque Interne Verbania Pallanza

RIASSUNTO Vengono qui riportati i risultati ottenuti dalle ricerche sul Lago Maggiore realizzate dalla Sezione di Idrobiologia ed Ecologia delle Acque Interne del CNR-ISE (già Istituto Italiano di Idrobiologia) per conto della Commissione Internazionale per la Protezione delle Acque Italo-Svizzere. Trattandosi dell’ultimo anno del quinto ciclo quinquennale, vengono anche illustrate le tendenze evolutive emerse nel corso del quinquennio, confrontate con quanto osservato negli ultimi 50 anni. I risultati ottenuti evidenziano che la tendenza del lago ad evolvere verso una condizione di oligotrofia, già osservata nel precedente quinquennio, può essere confermata. 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. In effetti nel quinquennio sono emerse con chiarezza evidenze dell'effetto sul lago dei cambiamenti climatici globali in atto. Un ulteriore sollecito a continuare a seguire con attenzione il lago deriva dallo stato di alterazione di alcuni suoi tributari, che emerge da un loro confronto su scala regionale. La distribuzione orizzontale di variabili indice dello stato trofico è, d'altro canto, risultata coerente con la distribuzione geografica dei tributari alterati.

SUMMARY This volume reports the results obtained from the research carried out on Lago Maggiore by the Research Unit of Hydrobiology and Ecology of Inland Waters of CNR-ISE (Institute of Ecosystem Study) on behalf of the Commissione Internazionale per la Protezione delle Acque Italo-Svizzere during the period 1998-2000. The gathered results are compared with those of the long term series and discussed to highlight the recent trends in the evolution of this important fresh water ecosystem. It is evident that, as result of the reduced allochthonous inputs of phosphorus, the in- lake concentration of this element is also reduced and the oligotrophic status appears to be a stable feature for the lake. The phosphorus role in controlling the ecosystem functioning is now less important and in some case overtaken by that of other environmental factors, such as climatic variables and biotic interactions.

INDICE

1. INTRODUZIONE...... 1 (R. Bertoni)

1.1. Prefazione...... 1 1.2. Inquadramento geografico...... 2 1.3. Modalità di campionamento e metodi di analisi...... 3 1.4. Unità di misura...... 4

2. INDAGINI SUL BACINO IMBRIFERO...... 5 2.1. Caratteristiche idrologiche...... 5 ( M. Ciampittiello e A. Rolla) 2.1.1. Pluviometria del bacino imbrifero...... 5 2.1.2. Deflussi...... 10

2.2. Meteorologia dell’areale lacustre...... 14 (W. Ambrosetti, L. Barbanti, A. Ferrari e A. Rolla) 2.2.1. Radiazione solare ...... 14 2.2.2. Temperatura atmosferica...... 15 2.2.3. Evaporazione...... 17 2.2.4. Intensità e direzione del vento...... 18

2.3. Apporti chimici dai tributari...... 20 2.3.1. Caratteristiche chimiche e chimico fisiche...... 20 (A. Calderoni, A. Pranzo e G. Tartari) 2.3.2. Carichi chimici ...... 28 (A. Calderoni, A. Pranzo e G. Tartari) 2.3.3. Carbonio organico totale (TOC)...... 36 (R. Bertoni, C. Callieri e M. Contesini)

2.4. Utilizzo di bioindicatori per la valutazione del rischio potenziale dei tributari del Lago Maggiore...... 37 (R. Baudo e M. Beltrami) 2.4.1. Introduzione ...... 37 2.4.2. Materiali e metodi ...... 39 2.4.3. Analisi ...... 41 2.4.4. Risultati e discussione ...... 41 2.4.4.1. Bardello ...... 45 2.4.4.2. Boesio...... 48 2.4.4.3. Cannobino ...... 49 2.4.4.4. Maggia...... 51 2.4.4.5. S. Bernardino...... 53 2.4.4.6. S. Giovanni...... 53 2.4.4.7. Ticino ...... 57 2.4.4.8. Toce...... 58 2.4.4.9. Tresa...... 58 2.4.4.10. Vevera ...... 58 2.4.4.11. Confronto tra tributari...... 63 2.4.5. Conclusioni...... 65

3. INDAGINI SULL’AMBIENTE PELAGICO...... 69

3.1. Limnologia fisica ...... 69 (W. Ambrosetti, L. Barbanti, e A. Rolla) 3.1.1. Livello del lago...... 69 3.1.2. Trasparenza delle acque lacustri...... 72 3.1.3. Temperatura delle acque lacustri...... 73 3.1.3.1. Acque superficiali...... 73 3.1.3.2. Acque profonde ...... 74 3.1.4. Ossigenazione delle acque lacustri...... 75 3.1.5. Bilancio termico ...... 76 3.1.6. Profondità di mescolamento...... 79

3.2. Chimica lacustre...... 80 (A. Calderoni, A. Pranzo e G. Tartari) 3.2.1. Chimismo di base ...... 80 3.2.2. Composti dell’azoto ...... 83 3.2.3. Composti del fosforo...... 85 3.2.4. Ossigeno disciolto ...... 86 3.2.5. Silicati reattivi ...... 87

3.3. Popolamenti planctonici...... 89 3.3.1. Indagini sul fitoplancton...... 89 (G. Morabito, P. Panzani e A. Oggioni) 3.3.1.1. Struttura dei popolamenti ...... 89 3.3.1.2. Variazioni della biomassa...... 91 3.3.1.3. Produzione primaria ...... 94 3.3.2. Indagini sullo zooplancton ...... 98 (M. Manca, P. Comoli e A. Carnovale) 3.3.2.1. Dinamica stagionale ...... 98 3.4. Carbonio organico e popolamenti batterici eterotrofi...... 103 (R. Bertoni, C. Callieri, M. Contesini e R. Piscia)

4. OSSERVAZIONI CONCLUSIVE SULL’EVOLUZIONE DEL LAGO MAGGIORE ANALIZZATO ATTRAVERSO ALCUNI PARAMETRI SIGNIFICATIVI...... 106 (R. Bertoni)

4.1. Inquadramento generale...... 106

4.2. Lineamenti idrologici del quinquennio 1998-2002...... 107 (M. Ciampittiello e, A. Rolla)

4.3. Caratteristiche idrodinamiche del Lago Maggiore ...... 110 (W. Ambrosetti, L. Barbanti e A. Rolla) 4.3.1. Introduzione ...... 110 4.3.2. Contenuto calorico nel Lago Maggiore ...... 110 4.3.3. Profondità di mescolamento...... 114 4.3.4. Ossigenazione...... 115 4.3.5. Livello del lago...... 117

4.4. Chimismo delle acque lacustri e tributarie ...... 121 (A. Calderoni)

4.5. Considerazioni generali sull’evoluzione a lungo termine dei popolamenti planctonici...... 129 4.5.1. Fitoplancton...... 129 (G. Morabito) 4.5.2. Zooplancton...... 134 (M. Manca)

4.6. Carbonio organico alloctono ed effetti dell’evoluzione trofica del lago sul carbonio organico autoctono e sulle variabili ad esso associabili in relazione agli eventi meteoclimatici...... 137 (R. Bertoni e C. Callieri) 4.6.1. Il carbonio organico apportato ed esportato dai tributari...... 137 4.6.2. Effetti dell’evoluzione trofica del lago sul carbonio organico autoctono e sulle variabili ad esso associabili...... 138

5. CONCLUSIONI ...... 144 (R. Bertoni)

BIBLIOGRAFIA...... 147

ELENCO DEGLI AUTORI E DEI COLLABORATORI...... 152

APPENDICE...... 153

1. INTRODUZIONE

1.1. Prefazione Questo volume riporta i risultati delle indagini limnologiche che la Sezione di Idro- biologia ed Ecologia delle Acque Interne del CNR-ISE (già 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 2002. In esso vengono anche valutate e confrontate con le situazioni pregresse le tendenze evolutive che il lago ha manifestato nel quinquennio 1998-2002. Durante questo lasso di tempo sono andati emergendo, con maggior evidenza che in passato, i diversi ruoli dei fattori che influenzano la funzionalità del lago. Da un lato, infatti, si è confermato il positivo effetto dell'attività degli impianti di depurazione delle acque reflue che esita in un’efficace riduzione degli apporti dei nutrienti al lago, così che per il fosforo i valori obiettivo sono quasi raggiunti. In questo quadro di miglioramento generale dell’ecosistema è emersa con evidenza particolare l’influenza di altri fattori di controllo. In effetti durante il quinquennio 1998-2002 il trend evolutivo normale del lago ha subito delle sollecitazioni imposte da eventi meteoclimatici importanti: c'è stata una piena circolazione nel 1999, un evento di piena nel 2000 seguito da un anno particolarmente siccitoso; il quinquennio si è concluso con due eventi di piena nel 2002. Almeno nel breve periodo questi eventi non sembrano essere stati in grado di contrastare la tendenza all’oligotrofizzazione del lago, anche se ne hanno influenzato i processi biologici con effetti di non facile né univoca interpretazione. E' possibile, infatti, che fattori climatici, causa di riciclo interno e/o di ingenti immissioni occasionali di sostanze diverse dilavate drasticamente dal bacino imbrifero, abbiano interagito con la componente biotica sovrapponendosi, e forse opponendosi, agli effetti della riduzione dei carichi di fosforo. A proposito delle ingenti immissioni occasionali legati a fenomeni meteorici eccezionali, è appena il caso di ricordarne la potenziale influenza, ancora tutta da definire in termini quantitativi, sulla dinamica della distribuzione del DDT in lago. Infatti, il profilo temporale della presenza di DDT nei vari comparti biotici ed abiotici dell'ecosistema, costruito grazie alle indagini attivate già dal 1996 dalla Commissione Internazionale per la Protezione delle Acque Italo-Svizzere, è risultato influenzato da tali eventi anche se i rapporti causali che legano evento climatico e presenza di DDT appaiono quantitativamente sfuocati. In questo rapporto sono proposte alcune illustrazioni delle interazioni tra fattori biotici ed abiotici e dell'influenza su di esse delle peculiarità climatiche del quinquennio nonché alcune ipotesi al riguardo. Dal suo esame emerge comunque l’importanza e l’utilità del mantenimento di studi a lungo termine che considerino l'ecosistema lago nella sua globalità funzionale, integrando le conoscenze su tutte le componenti presenti nella cuvetta lacustre, sul suo bacino imbrifero e sul clima, che è una variabile determinante nell'indirizzare l'evoluzione temporale del lago. E questo emerge con evidenza sempre maggiore nell'attuale periodo di modificazioni climatiche globali.

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. criptodepres. 176 m Lunghezza del thalweg 66 km Volume 37,502 km3 Larghezza massima 10 km Profondità media 176,5 m Area (1) 212,5 km2 Sviluppo del volume 1,44 Larghezza media 3,9 km Perimetro 170 km Profondità massima 370 m Indice di sinuosità 3,07 Tempo teorico di rinnovo delle acque: circa 4 anni

CARATTERISTICHE MORFOMETRICHE DEL BACINO IMBRIFERO Altitudine massima 4.633 m s.l.m. Larg. media (dal lago) 37,6 km Altitudine media 1.270 m s.l.m. Indice di compattezza 1,58 Area (lago incluso)(2) 6.599 km2 Rapporto fra aree del bacino imbrifero e del lago 31,1

(1) 169,9 km2 in territorio italiano e 42,6 km2 in territorio svizzero. (2) 3.229,5 km2 in territorio italiano e 3.369,5 km2 in territorio svizzero.

2 1.3. Modalità di campionamento e metodi di analisi Nel corso della campagna di indagini limnologiche condotta nel 2002 sul Lago Mag- giore, 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, 2002. Ubicazione delle stazioni di campionamento.

3 1.4. Unità di misura PARAMETRI FISICI SIMBOLO UNITA' DI MISURA Temperatura atmosferica Ta [°C] Precipitazioni P [mm] Evaporazione E [mm] Percorso del vento W [km] Direzione del vento - 1/16 rosa dei venti Portata Q [m3 s-1] Altezza idrometrica H [m s.l.m.] Trasparenza - [m] Temperatura dell'acqua del lago Tw [°C] -2 Radiazione solare globale Qs [cal cm ] Radiazione solare riflessa Qr [cal cm-2] -2 Radiazione ad onda lunga Qb [cal cm ] Calore di evaporazione Qe [cal cm-2] -2 Calore di conduzione Qh [cal cm ] Calore accumulato dal lago Qt [cal cm-2] Flussi di calore - [cal cm-2 d-1]

PARAMETRI CHIMICI -1 Ossigeno disciolto O2 [mg O2 l ] Fosforo totale TP [µg P l-1] Fosforo reattivo RP [µg P l-1] -1 Azoto ammoniacale N-NH4 [µg N l ] -1 Azoto nitrico N-NO3 [µg N l ] -1 Azoto inorganico Nin. [µg N l ] -1 Azoto organico Norg. [µg N l ] Azoto totale TN [µg N l-1] Apporti areali - [mg m-3 a-1] Carichi - [t a-1] [g d-1] Conducibilità elettrica specifica - [µS cm-1] (a 20°C) Concentrazione idrogenionica pH [u] Alcalinità totale - [meq l-1] -1 Silicati reattivi SiO2 [mg Si l ]

PARAMETRI BIOLOGICI Clorofilla chl-a [µg l-1] Feofitina - [mg m-3] Biomassa fitoplancton - [mm3 m-3] Biomassa zooplancton - [cm3 m-3] Densità zooplancton - [ind m-3] Concentrazione metalli - [mg kg-1] Particellato totale (Seston) - [mg l-1] Carbonio organico particellato POC [µg l-1] Carbonio organico totale TOC [µg l-1] Popolamento batterico eterotrofo CMI [cell 106 ml-1]

4 2. INDAGINI SUL BACINO IMBRIFERO

2.1. Caratteristiche idrologiche

2.1.1. Pluviometria del bacino imbrifero I dati di precipitazione, anche per l'anno 2002, sono stati raccolti nelle stazioni plu- viometriche dell’Istituto per lo Studio degli Ecosistemi CNR, del Servizio Meteorolo- gico Svizzero, della Società Blennio e Maggia (Ofima), dell'ENEL, del Servizio Idro- grafico del Cantone Ticino, del Servizio Meteorologico della Regione Piemonte, della Società Sisma Elettrica, del Centro Geofisico Prealpino, del Servizio Forestale Svizzero, della Montedison e del Consorzio del Ticino. I totali mensili ed annui delle precipitazioni sono riportati in tabella 2.1.1. con le medie relative all’anno in studio e ai periodi 1978-01 e 1921-77. Gli andamenti mensili delle precipitazioni del 2002 e quelli dei periodi di riferimento, sono rappresentati in figura 2.1.1a.

Tab. 2.1.1. Lago Maggiore 2002. Totali pluviometrici mensili e annuali nel bacino imbrifero (mm). Stazione Bacino m GEN FEBMAR APR MAG GIU LUG AGO SET OTT NOV DICANNO s.l.m.

AIROLO Ticino immissario 1139 16 104 88 42 517 172 163 118 36 94 747 42 2140 PIOTTA Ticino immissario 1007 14 70 91 37 479 154 159 115 33 140 685 43 2018 FAIDO Ticino immissario 760 14 77 84 34 426 120 153 87 44 97 680 48 1862 COMPROVASCO Ticino imm.-Brenno 575 16 67 43 29 410 114 187 149 57 73 603 46 1793 BIASCA Ticino immissario 291 18 99 34 38 528 242 211 210 116 99 887 52 2533 S. BERNARDINO (Tunnel) Ticino imm.-Moesa 1639 21 75 86 63 457 187 254 223 87 151 747 51 2401 MESOCCO Ticino imm.-Moesa 815 18 65 63 50 391 148 216 137 95 105 564 41 1894 BRAGGIO Ticino imm.-Moesa 1320 20 84 71 57 435 122 239 179 122 92 589 15 2025 GRONO Ticino imm.-Moesa 350 12 86 50 46 438 144 223 171 110 95 646 36 2057 BELLINZONA Ticino immissario 225 16 100 52 54 514 138 241 209 120 81 703 15 2242 MAGADINO (Aeroporto) Lago Maggiore 197 18 135 48 72 806 172 237 216 148 90 976 44 2963 VIRA GAMBAROGNO Lago Maggiore 210 16 128 51 86 718 166 222 171 122 74 901 40 2694 CIMETTA Lago Maggiore 1672 13 79 35 57 506 175 251 162 117 109 595 33 2130 LOCARNO MONTI Lago Maggiore 366 19 142 56 64 671 160 298 174 141 88 790 46 2650 BRISSAGO Lago Maggiore 280 19 134 54 58 744 207 230 223 149 113 978 52 2960 MALVAGLIA Ticino imm.-Brenno 923 11 72 63 46 420 138 180 - 62 64 597 45 1695 LODRINO Ticino immissario 275 16 90 46 32 423 117 195 193 99 97 639 36 1985 GNOSCA Ticino immissario 247 17 89 44 36 403 114 195 173 107 71 629 35 1912 GIUBIASCO Ticino immissario 215 17 100 48 48 500 143 217 200 138 80 691 33 2216 ALPE PREDASCA Ticino imm.-Brenno 1735 ------LUZZONE DIGA Ticino imm.-Brenno 1617 22 89 91 53 528 150 278 219 70 144 687 58 2385 ACQUACALDA Ticino imm.-Brenno 1775 20 72 75 37 368 115 192 139 56 94 503 48 1717 PASSO MUAZ Ticino imm.-Brenno 1698 24 75 72 51 466 142 259 199 84 127 460 52 2010 OLIVONE Ticino imm.-Brenno 905 14 69 56 37 387 119 207 125 49 70 637 50 1819 COPERA Lago Maggiore 665 ------VERBANO CENTRALE Lago Maggiore 202 20 140 55 52 480 235 230 245 119 121 1033 52 2781 LAGO DELIO Lago Maggiore 835 ------PIANO DEI CAMOSCI Toce 2450 5 15 34 30 105 108 165 174 80 68 18 2 804 L. TOGGIA Toce 2170 8 75 108 32 331 165 108 162 40 52 360 32 1473 L. SABBIONE Toce 2462 5 67 50 26 327 179 124 181 58 28 251 26 1322 L. MORASCO Toce 1820 5 ------L. VANNINO Toce 2175 4 80 75 48 378 176 130 190 82 60 424 45 1692 PONTE FORMAZZA Toce 1300 6 99 58 32 384 157 89 144 26 39 490 11 1535 CRODO (Ist. Agrario) Toce 560 7 125 53 43 443 151 121 158 58 56 547 37 1798 CREVOLADOSSOLA Toce 303 11 173 51 53 480 225 131 189 91 60 646 47 2157 DOMODOSSOLA (Nosere) Toce 252 9 155 37 41 500 193 120 170 68 58 588 36 1974 DOMODOSSOLA Toce 240 13 159 41 44 475 188 123 156 71 56 570 117 2013 PALLANZENO Toce 240 10 167 40 43 528 203 73 195 62 61 729 34 2145 CODELAGO Toce-Devero 1885 9 105 89 56 406 196 139 202 94 94 646 62 2098 DEVERO (Reg. Piem.) Toce-Devero 1640 10 90 85 46 329 213 140 162 82 70 622 43 1891 L. D'AGARO Toce-Devero 1600 8 101 72 48 464 165 134 180 81 80 560 47 1940 SIMPLON DORF Toce-Diveria 1495 23 116 51 60 398 186 156 139 67 52 490 69 1807 LAGO D'AVINO Toce-Diveria 2240 ------S. DOMENICO Toce-Diveria 1300 23 101 139 47 399 227 152 188 97 71 554 50 2046 AGRASINA Toce-Isorno 1370 8 170 39 48 451 192 156 231 75 54 668 29 2121 L. LARECCHIO Toce-Isorno 1840 7 189 47 43 566 220 188 219 80 82 692 39 2372 CIPATA Toce-Isorno 937 ------PONTETTO Toce-Isorno 348 11 142 39 23 409 190 122 143 73 32 575 39 1797

Tab. 2.1.1. Continuazione. Stazione Bacino m GEN FEB MAR APR MAG GIU LUG AGO SET OTT NOV DIC ANNO s.l.m.

DRUOGNO Toce-Melezzo occ. 831 10 147 39 42 580 252 181 188 82 79 732 42 2373 MAGLIETTO Toce-Melezzo occ. 657 ------Lago PAIONE Superiore Toce-Bogna 2269 4 30 50 71 290 299 208 261 212 125 92 87 1731 PIZZANCO Toce-Bogna 1142 11 128 57 55 542 327 155 218 177 87 682 45 2483 L. ALPE CAVALLI Toce-Ovesca 1510 13 108 102 67 434 267 130 209 176 41 512 26 2085 ALPE CHEGGIO Toce-Ovesca 1460 12 71 61 68 446 252 182 206 167 72 514 41 2091 L. CAMPOSECCO Toce-Ovesca 2281 7 136 59 43 367 188 217 231 138 63 310 34 1793 L. CINGINO Toce-Ovesca 2281 ------L. CAMPLICCIOLI Toce-Ovesca 1320 15 138 78 63 459 245 179 217 117 64 591 37 2203 ROVESCA Toce-Ovesca 760 7 113 56 49 440 139 128 212 106 36 538 10 1834 MACUGNAGA (P.sso Moro) Toce-Anza 2820 4 45 46 14 71 118 150 79 42 9 30 9 618 MACUGNAGA (Fornarelli ) Toce-Anza 1185 13 102 82 67 387 222 175 159 126 59 488 45 1926 CEPPO MORELLI (Battigio) Toce-Anza 540 7 125 41 48 379 180 120 148 96 45 243 27 1459 BANNIO ANZINO Toce-Anza 687 ------FORNO PREIA Toce-Strona 880 ------SAMBUGHETTO Toce-Strona 800 15 164 43 60 770 375 189 272 149 100 990 60 3187 OMEGNA Toce-Strona 298 20 154 41 59 633 289 212 282 244 89 762 54 2839 BOLETO Toce-L. d'Orta 695 ------ORTA - Sacro Monte Toce-L. d'Orta 380 ------MONTE MESMA Toce-L. d'Orta 575 25 156 51 73 572 146 150 48 76 4 7 172 1479 MOTTARONE (Baita CAI) Toce-L. d'Orta 1302 22 78 52 76 750 321 281 345 295 124 861 59 3264 ROBIEI Maggia 1898 26 180 162 102 720 294 216 246 144 218 867 78 3255 CEVIO Maggia 418 18 130 51 55 562 233 163 176 107 95 914 61 2564 BOSCO GURIN Maggia 1505 14 129 98 74 542 252 175 196 94 87 720 58 2439 MOSOGNO Maggia 760 14 177 46 59 692 261 215 224 131 107 1051 59 3036 CORTINO CAVAGNOLI Maggia 2226 50 182 116 85 561 140 211 200 112 178 511 125 2472 CAVERGNO CENTRALE Maggia 540 12 139 71 58 472 215 155 186 68 113 876 64 2428 PIANO DI PECCIA Maggia 1020 - - 55 54 646 207 178 161 70 143 838 52 2402 SAMBUCO DIGA Maggia 1471 36 106 81 53 531 172 195 125 68 124 533 70 2094 FUSIO Maggia 1300 10 89 72 48 551 139 170 124 54 103 635 38 2033 MAGGIA Maggia 327 15 123 34 38 620 150 182 172 52 130 871 47 2434 PALAGNEDRA Maggia 498 15 144 48 53 933 347 167 239 126 143 1207 0 3421 CAMEDO Maggia 550 17 174 44 56 890 343 220 216 107 87 1154 63 3372 SONOGNO Verzasca 925 21 129 54 61 589 249 235 217 108 171 916 64 2815 FRASCO Verzasca 890 2 59 45 54 633 176 263 234 102 166 955 53 2743 AROSIO Tresa 860 21 113 68 78 573 149 218 262 186 89 738 44 2538 ISONE Tresa 810 17 94 62 68 523 193 238 213 138 84 755 39 2425 LUGANO Tresa 273 19 113 66 66 426 141 231 210 187 66 536 45 2106 CRANA TORRICELLA Tresa 1002 34 109 78 113 645 174 189 276 219 88 839 45 2809 PONTE TRESA Tresa 274 19 134 69 88 615 138 173 240 179 58 859 47 2619 STABIO Tresa 353 31 182 77 79 549 139 121 205 278 67 716 65 2509 SOMAZZO Tresa 580 27 155 76 70 489 137 200 185 222 64 712 62 2398 MENDRISIO Tresa 290 25 138 75 59 516 128 209 189 247 50 688 51 2376 CREVA Tresa 233 ------GERMIGNAGA Tresa 203 31 133 52 61 562 6 3 278 63 50 350 3 1592 CADERO VEDDASCA Giona 570 ------FALMENTA Cannobino 662 ------CURSOLO O. (M.te Pratini) Cannobino 940 18 172 53 57 767 302 240 223 148 137 1007 48 3173 LUNECCO Cannobino 415 21 154 57 54 807 262 275 248 162 112 1081 50 3283 CANNOBIO Cannobino 220 ------MOTTAC S. Bernardino 1695 13 58 46 77 752 337 193 287 139 124 864 45 2934 IN LA PIANA S. Bernardino 960 ------CICOGNA S. Bernardino 770 21 177 57 81 812 372 257 318 161 118 1030 59 3463 MIAZZINA S. Bernardino 721 13 80 18 40 558 288 225 304 256 64 899 33 2779 UNCHIO S. Bernardino 283 ------PIANCAVALLO S. Giovanni 1240 24 109 58 77 774 227 244 276 178 30 808 90 2896 MERGOZZO L. di Mergozzo 195 - - - - - 18 179 262 173 88 959 61 1740 CANDOGLIA Toce 201 16 154 39 65 657 322 150 281 160 96 973 48 2960 PIAN DI SOLE Lago Maggiore 920 ------PALLANZA Lago Maggiore 211 24 149 54 54 676 267 213 297 161 84 824 54 2858 CAMPO DEI FIORI Bardello 1226 17 149 74 90 504 120 183 364 266 95 810 64 2736 S. MARIA DEL MONTE Bardello 881 ------GAVIRATE Bardello 284 27 145 60 81 471 69 136 234 204 63 562 50 2103 VARESE (Ist. Geofisico) Bardello 410 29 164 79 98 520 101 184 235 249 70 669 68 2464 AZZATE Bardello 320 26 150 72 73 409 88 117 139 227 56 520 57 1933 SOMERARO Lago Maggiore 470 24 146 49 63 761 279 248 293 226 98 509 58 2756 ISPRA Lago Maggiore 200 ------MOTTARONE VETTA Erno 1491 22 78 52 76 750 321 281 345 295 124 861 59 1861 ARONA Vevera 334 1 45 14 20 370 97 38 15 47 0 49 0 697 MIORINA Ticino emissario 195 24 164 65 51 358 92 110 260 290 67 486 50 2017

2002 16 117 62 56 520 195 185 202 125 87 684 49 2330 1978-01 80 59 105 189 208 167 132 150 206 220 116 75 1714 1921 - 1977 63 75 103 163 199 168 142 172 180 183 178 83 1709 - dato mancante dato ricostruito dato parziale

Precipitazioni

800

700

600

500

2002 400 1978-01 (mm) 1921 - 1977

300

200

100

0 GEN FEB MAR APR MAG GIU LUG AGO SET OTT NOV DIC

Fig. 2.1.1a. Lago Maggiore 2002. Regime delle precipitazioni dell'intero bacino.

Rispetto ai periodi di riferimento nel 2002 si sono registrate elevate precipitazioni nella maggior parte dei mesi dell’anno, fatta eccezione di Gennaio, Marzo, Aprile, Set- tembre e Ottobre. I valori massimi si sono registrati a Maggio e a Novembre, quest’ultimo spostato di un mese rispetto ai periodi di confronto; quelli minimi sono stati registrati a Gennaio (il più marcato), Aprile, Ottobre e fine Dicembre. I mesi di Maggio e Novembre sono stati i più piovosi degli ultimi trent’anni con, rispettivamente, 520 mm e 684 mm. Il totale annuo di 2330 mm rappresenta il valore più elevato dal 1977 quando si registrarono in tutto il bacino 2574 mm. In 9 stazioni si sono registrati più di 3000 mm di pioggia caduti nell’anno, distribuite tra i bacini dello Strona - Lago d’Orta (Sambughetto: 3187 mm, Mottarone Baita CAI: 3264 mm) della Maggia (Robiei: 3255 mm, Mosogno: 3036 mm, Palagnedra: 3421 mm, Camedo: 3372 mm), del Cannobino (Cursolo Orasso: 3173 mm, Lunecco: 3283 mm) e del San Bernardino (Cicogna: 3463 mm che rappresenta il valore più elevato). Le punte massime di precipitazione nei mesi di Maggio e Novembre sono state registrate nella stazione di Palagnedra, e sono rispettivamente di 933 mm e 1207 mm. Per il tracciamento delle isoiete dell’anno in studio si sono considerati i totali annui di tutte le stazioni, tranne alcune (Piano dei Camosci, Macugnaga Passo Moro e Arona) i cui valori annuali sono risultati molto al di sotto della media di bacino, e quelle di cui non si disponeva dei dati completi. Queste stazioni sono opportunamente segnalate nella tabella 2.1.1.

Fig. 2.1.1b. Lago Maggiore 2002. Carta delle isoiete annue (mm).

La carta delle isoiete annue (Fig. 2.1.1b.) mostra un nucleo d’elevate precipitazioni nella parte centrale del lago, comprendente la Val Grande e la Val Intragna con valori superiori ai 3000 mm; un secondo nucleo spicca nell’alta Valle Maggia. Le zone interessate da minori precipitazioni sono le Valli dell’Ossola con valori compresi tra i 1322 mm (L. Sabbione) e 2483 mm (Pizzanco), e l’Alto Ticino, nella parte a Nord-Est del bacino, con valori compresi tra i 1717 mm (Acquacalda) e i 2401 mm (S. Bernardino). Anche dall’analisi dell’andamento stagionale si può vedere come l’anno 2002 sia stato caratterizzato da un’elevata piovosità, infatti, rispetto agli anni di riferimento (1978-01 e 1921-77), si hanno valori inferiori solo nella prima parte dell’inverno mentre in primanera, in estate e soprattutto in autunno si sono registrati valori notevolmente superiori. Durante l’anno in studio si sono verificati due eventi di piena, caratterizzati da diversi andamenti pluviometrici; qui di seguito sono riportate le isoiete di Maggio e No- vembre, che rappresentano tali andamenti.

Fig. 2.1.1c. Lago Maggiore 2002. Carta delle isoiete del mese di Maggio (mm).

Fig. 2.1.1d. Lago Maggiore 2002. Carta delle isoiete del mese di Novembre (mm).

Dal confronto tra le isoiete dei due eventi di piena si nota che a Maggio si sono avute precipitazioni inferiori ai 1000 mm e si sono concentrate soprattutto nella parte centrale del lago, in Valle Cannobina, e, in misura minore, in prossimità di Arona e nel basso Toce. Per quanto riguarda l’evento di Novembre si notano precipitazioni più elevate, superiori ai 1000 mm, concentrate in diversi nuclei, l’Alta Valle Maggia, la parte centrale del lago e quella a cavallo del confine svizzero, il Lago di Lugano, in particolare nella zona di confluenza tra la Tresa e la Margorabbia, e sul Lago d’Orta.

9 2.1.2. Deflussi Nella tabella 2.1.2a. unitamente alle regioni amministrative di appartenenza sono esposte le principali caratteristiche morfometriche dei bacini dei corsi d'acqua, presi in considerazione, sia per quanto attiene ai principali immissari che all'emissario del Lago Maggiore.

Tab. 2.1.2a. Lago Maggiore 2002. Bacini idrografici dei principali immissari e dell'immissario: regioni di appartenenza, aree (km2) e caratteristiche altimetriche (m).

Corso d'acqua Regione Area Quota Area Altitudine Altitudine Amministrativa sez. misura sez. misura totale massima mediana Ticino immissario Canton Ticino 1515,0 220 1616,21 3402 1720 Maggia Ticino-Piemonte 926,0 202 926,10 2864 1550 Cannobino Piemonte 107,0 215 110,42 2193 1057 S. Giovanni Piemonte 55,0 226 60,71 2156 914 S. Bernardino Piemonte 125,0 225 130,84 2301 1228 Toce Piemonte 1532,0 198 1774,11 4633 1570 Niguglia Piemonte 115,7 289 115,72 1643 595 Erno Piemonte 25,0 220 25,64 1491 657 Vevera Piemonte 21,0 196 21,43 912 449 Bardello Lombardia 111,7 238 134,27 1227 284 Boesio Lombardia 45,0 197 45,37 1235 501 Margorabbia Lombardia 94,5 197 94,59 1226 490 Tresa Ticino-Lomb. 615,0 271 754,20 2245 650 Ticino emissario Lomb.-Piemonte 6599,0 191 6599,00 4633 1283

I dati relativi ai deflussi dei principali immissari e dell'emissario del Lago Maggiore, misurati nel 2002, attraverso le reti di rilevamento dell'Istituto Italiano di Idrobiologia, dell'Uffico Federale delle Acque e della Geologia e dei Consorzi del Bardello e del Ticino sono riportati in tabella 2.1.2b. L’andamento annuale complessivo dei torrenti del bacino del Lago Maggiore è presso- ché lo stesso per tutti: due picchi molto elevati tra Maggio, Giugno e Novembre, due minimi accentuati ad Aprile e Ottobre, due modesti innalzamenti a Marzo e Settembre. Fanno eccezione il Niguglia e il Bardello per il mese di Dicembre dove si sono registrati valori in aumento anziché in diminuzione, per il fatto che in questi torrenti l’evento di piena è avvenuto a fine Novembre inizi Dicembre. I deflussi medi misurati nel 2002 sono posti a confronto con quelli medi del periodo 1978-01; rispetto a tale periodo di riferimento si sono registrate portate superiori del 30% circa in tutti i torrenti, ad eccezione della Vevera, dove i valori di portata si sono mantenuti al di sotto di quelli del periodo di riferimento per tutti i mesi dell’anno tranne che a Novembre e a Dicembre; per quanto riguarda il Boesio, i valori di portata registrati nella prima parte dell’anno (fino ad Aprile), sono da considerarsi validi ed effettivi, mentre quelli successivi al 3 Maggio, quando lo strumento è stato portato via dall’onda di piena, sono valori ricostruiti, pertanto validi da un punto di vista dell’andamento generale delle portate ma non da un punto di vista quantitativo: non si può conoscere con esattezza né l’entità del secondo fenomeno di piena (Novembre) né il valore effettivo delle portate medie annuali, che risulterebbe pertanto sottostimato rispetto a quello del periodo di confronto. Considerazioni analoghe alle precedenti possono essere fatte in merito ai valori di portata del Torrente Margorabbia dopo l’evento di piena del 3 Maggio, in quanto anche in

10 quest’occasione lo strumento di misura è stato danneggiato dall’onda di piena. I valori medi mensili sono stati ricostruiti utilizzando i dati di portata pregressi in relazione ai periodi di piovosità e confrontando ulteriormente tali dati con l’andamento della Tresa. I valori del secondo evento di piena e quello della media annuale risultano quindi attendi- bili solo in modo approssimativo. I dati ricostruiti sono opportunamente segnalati con una sottolineatura del valore.

Tab. 2.1.2b. Portate media mensili e annue del 2002 e dei periodi pluriennali di confronto.

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

2002 * 28,50 28,20 27,80 32,70 151,00 118,90 87,00 60,90 47,50 39,20 182,50 71,80 73,15 TICINO IMM. 1978-01 33,32 32,12 37,68 55,91 111,15 123,38 99,01 65,74 74,35 86,48 53,86 34,77 67,53 1921-74 28,00 27,30 31,00 52,30 108,00 140,00 107,00 82,90 80,00 70,90 61,10 35,80 68,70

2002 * 2,20 2,79 2,92 2,50 15,74 8,22 5,42 4,73 5,68 3,67 20,85 3,84 6,55 CANNOBINO 1978-01 2,10 2,08 4,23 8,24 8,99 6,57 4,29 3,09 6,44 8,78 4,24 2,31 5,12

2002 * 0,13 0,23 0,43 0,41 10,91 3,36 1,71 1,56 2,03 0,54 17,09 1,75 3,35 S. GIOVANNI 1978-01 1,32 1,10 2,02 3,92 3,82 3,14 2,17 1,29 3,10 4,53 2,32 1,20 2,49

2002 * 1,84 3,21 4,32 3,34 22,29 11,55 5,16 6,41 7,22 3,41 25,37 5,71 8,32 S. BERNARDINO 1978-01 2,39 2,28 5,32 12,46 15,73 8,91 5,14 3,73 9,66 13,12 6,20 2,80 7,32 1955-69 2,10 2,92 4,74 9,76 10,60 10,50 4,92 5,85 8,93 9,17 9,42 3,76 6,88

2002 * 16,3018,90 25,2026,00 182,10 194,20 75,30 61,10 54,40 28,30 228,70 76,60 82,31 TOCE 1978-01 28,27 27,84 36,89 64,66 114,19 116,34 89,61 63,97 73,16 96,88 52,99 32,27 66,53 1936-64 30,90 30,00 34,90 59,70 105,10 127,10 93,40 74,30 73,50 72,10 64,90 37,80 67,10

2002 * 1,961,87 1,881,89 10,68 9,41 4,97 5,64 6,39 2,95 11,83 13,30 6,08 NIGUGLIA 1979-01 2,88 2,30 3,33 6,35 8,00 6,63 3,90 2,46 3,50 8,36 5,70 3,40 4,74 1941-60 3,57 3,71 3,53 4,98 6,93 6,45 4,51 3,67 4,38 5,57 7,68 4,70 4,97

2002 * 0,46 0,78 0,66 0,55 2,72 1,69 1,47 1,43 1,69 1,01 2,82 1,01 1,36 ERNO 1978-01 0,70 0,57 0,98 1,56 1,56 1,12 0,67 0,49 0,88 1,73 0,98 0,64 0,99

2002 * 0,29 0,40 0,39 0,37 0,91 0,59 0,44 0,44 0,46 0,34 1,42 1,33 0,62 VEVERA 1978-01 0,56 0,48 0,62 0,84 0,97 0,77 0,44 0,33 0,43 1,04 0,68 0,48 0,64

2002 * 2,281,44 1,581,21 6,13 3,66 2,80 2,43 4,19 2,93 4,35 7,98 3,36 BARDELLO 1978-01 2,73 2,60 3,08 3,51 4,43 4,18 2,79 1,38 2,41 3,40 3,05 2,25 2,99 1939-56 2,55 2,84 2,73 3,22 3,90 3,32 2,91 1,87 2,25 2,60 3,43 2,81 2,87

2002 * 0,83 0,85 0,80 0,72 4,99 1,97 1,27 0,88 1,13 1,68 4,65 0,98 1,72 BOESIO 1978-01 1,50 1,11 1,64 2,50 2,72 2,17 1,33 0,83 1,41 2,54 1,86 1,14 1,74

2002 * 0,87 2,80 3,66 2,17 14,95 4,61 2,48 1,75 2,79 1,21 18,64 6,83 5,23 MARGORABBIA 1978-01 2,80 2,38 3,61 5,12 5,38 4,44 2,48 1,67 2,79 6,16 4,98 2,61 3,74

2002 * 4,95 9,73 18,75 10,61 86,20 31,21 23,16 27,68 36,71 12,54 106,51 59,86 35,76 TRESA 1978-01 15,37 12,31 18,44 32,66 40,47 35,95 23,10 15,74 22,54 35,68 23,88 14,26 24,23 1923-74 16,10 14,90 17,70 27,80 36,60 34,60 25,30 19,10 20,70 24,10 33,80 23,30 24,50

2002 * 47,00 79,60 150,50170,00 746,20 616,10 306,00 275,30 278,50 169,90 833,90 526,90 350,80 TICINO EMISS. 1978-01 155,32 148,91 188,40 308,80 470,30 444,69 361,73 260,89 276,80 448,63 231,39 159,38 290,00 1921-77 14500 147,00 159,00 263,00 435,00 495,00 384,00 295,00 316,00 318,00 327,00 193,00 290,00

Valori ricostruiti

11 Se si analizzano i valori medi mensili, riportati nella tabella 2.1.2b., si nota che i mesi dove si sono registrati i massimi valori sono Novembre e Dicembre. In realtà però, diversi torrenti hanno fatto registrare i valori al colmo nel mese di Maggio e il Toce a Giu- gno. I valori al colmo di ciascun torrente, unitamente al giorno in cui sono stati registrati sono riportati nella tabella 2.1.2c.

Tab. 2.1.2c. Valori di portata al colmo per l'evento alluvionale Maggio-Novembre 2002. Portata al colmo Corso d'Acqua Data m3/s Ticino Immissario 16 Novembre 930 Cannobino 16 Novembre 117 San Giovanni 3 Maggio 110,3 San Bernardino 16 Novembre 151 Toce 5 Giugno 1885 Niguglia 29 e 30 Novembre 33,7 Erno 3 Maggio 27,8 Vevera 3 Maggio 10 Bardello Dal 2 all’8 Dicembre 10 Boesio 3 Maggio 17 Margorabbia 3 Maggio 105 Tresa 27 Novembre 261 Ticino Emissario 29 e 30 Novembre 1790

Sono stati riportati i valori al colmo della Margorabbia e del Boesio in riferimento al primo evento di piena, quello del 3 Maggio, dopo il quale non si hanno più registrazioni; non si può sapere se il secondo evento ha uguagliato o superato tali valori. Anche il lago ha avuto due fenomeni di piena, il secondo più marcato, date le maggiori quantità d’acqua portate sia dalle precipitazioni che dai torrenti. I valori minimi di portata si sono registrati a Gennaio per quasi tutti i torrenti; fanno eccezione il Ticino Immissario, il Niguglia, il Bardello e il Boesio i cui valori minimi di portata sono stati registrati rispettivamente a Marzo, Febbraio ed Aprile. Nella figura 2.1.2. sono confrontati gli andamenti dei deflussi del 2002 e quelli dei periodi di riferimento del Ticino Immissario, del Toce e del Ticino Emissario. Rispetto ai periodi di riferimento il Ticino Immissario si mantiene al di sotto dei valori medi fino a Maggio, quando supera i periodi di riferimento, anticipando di un mese il massimo primaverile, torna poi ad avere valori inferiori fino a metà Ottobre, quando poi continua ad aumentare fino a raggiungere il massimo annuale a Novembre. Per quanto riguarda il Toce, si ha un andamento del tutto simile a quello del Ticino Immissario con la sola eccezione dei mesi di Maggio e Giugno dove si registrano valori di molto superiori alle medie storiche. Il Ticino Emissario riflette molto bene l’andamento dei precedenti affluenti e in generale di quello di tutti gli immissari del Lago Maggiore; le sue portate risultano inferiori alle medie storiche per la prima parte dell’anno, fino ad Aprile, aumentano, superando i periodi di riferimento tra metà Maggio e metà Luglio, ritornano a valori inferiori fino a metà Ottobre, per poi aumentare nuovamente per effetto del secondo fenomeno di piena,

12 raggiungendo il massimo a Novembre e mantenendosi su valori elevati fino alla fine dell’anno.

Fig. 2.1.2. Lago Maggiore 2002. Regime delle portate.

13 2.2. Meteorologia dell’areale lacustre Il quadro sinottico, relativo alle caratteristiche meteorologiche rilevate durante l’anno 2002 alla stazione di Pallanza (C.N.R- Istituto per lo Studio degli Ecosistemi), è presentato con lo scopo di fornire informazioni di base per l’interpretazione dei fenomeni fisici, chimici, ed anche biologici, che interessano l’ecosistema lacustre. Proprio per questo sono stati considerati esclusivamente quei parametri (radiazione solare incidente, temperatura atmosferica, evaporazione e intensità e direzione del vento) che più direttamente intervengono nel controllo dei più importanti processi di idrodinamica lacustre: tra questi la definizione delle quantità energetiche in grado di attivare la stratificazione e la destratificazione termica delle acque e il loro mescolamento verticale tardo invernale. I dati del 2002 sono stati posti a confronto con i corrispondenti valori medi relativi ad un lungo periodo pregresso: da rilevare che le medie pluriennali pregresse sono riferite all’anno meteorologico. Gli eventi che maggiormente hanno caratterizzato il 2002 nell’areale del Lago Mag- giore sono stati le precipitazioni eccezionali, concentrate soprattutto nei mesi di Maggio e Novembre (1500,4 mm misurati nei due mesi), che hanno raggiunto, come quantità, intensità e durata, i nuovi massimi nella serie storica di Pallanza. Le piogge del 2002 hanno interessato tutto il bacino imbrifero del Lago Maggiore determinando, come si vedrà nel paragrafo 3.2., esondazioni delle acque del lago sopra quota 195,5 m s.l.m. provocando notevoli danni. Le temperature atmosferiche sono state molto elevate, soprattutto nei massimi giornalieri, in Marzo, Aprile e Giugno quando si stabiliscono i nuovi valori massimi giornalieri per questi mesi.

2.2.1. Radiazione solare

2002 1951-2001 (cal cm-2) (cal cm-2) totale annuo 106.917 104.443 totale invernale 14.097 11.834 totale primaverile 33.049 31.948 totale estivo 42.959 42.117 totale autunnale 18.488 18.544 mese con rad. minima 2.549 Dic 1.978 Dic 1951 mese con rad. massima 15.212 Giu 18.034 Lug 1984 giorno con rad. minima 0,34 14 Nov 0,6 6 Nov 1999 giorno con rad. massima 734,5 4 Lug 840 22 Giu 1956

La quantità di radiazione solare globale ricevuta a Pallanza nel corso del 2002 (106.917 cal cm-2) è solo di poco superiore a quella media degli anni di confronto (104.443 cal cm-2) ma risulta inferiore alle quantità registrate negli ultimi 5 anni. Anche la sua distribuzione stagionale si adegua, abbastanza fedelmente, a quella normale: soltanto in inverno si è avuto modo di verificare una quantità di radiazione sensibilmente superiore alla norma (14.097 contro 11.834 cal cm-2); tale valore risulta tra l’altro il terzo massimo assoluto invernale a partire dal 1951. L’analisi del regime mensile (Fig. 2.2.1.) pone in evidenza come Maggio, Luglio, Novembre e Dicembre siano stati i soli mesi dell’ultimo anno durante i quali non sono state superate le medie corrispondenti del periodo di confronto; particolarmente scarsa è risultata la radiazione di Novembre

14 con 2.733 cal cm-2 (bisogna infatti risalire al 1968 per trovare un valore più basso con 2.574 cal cm-2): il fatto è senza dubbio da porre in relazione con i 19 giorni di pioggia sensibile, per un totale di 256 ore e 16 minuti verificatisi in questo mese. Tutti gli altri mesi mostrano valori leggermente al di sopra della media e solo in Marzo l’aumento è stato più consistente (+ 20%), comunque tutti i valori risultano ampiamente compresi entro i limiti già misurati in passato. Quanto ai valori giornalieri sono tutti contenuti tra le 0,34 cal cm-2 del 14 Novembre e le 734,5 cal cm-2 del 4 Luglio.

cal cm-2 16000

14000 2002 1951-2001 12000

10000

8000

6000

4000

2000

0 GFMAMGLASOND Fig. 2.2.1. Lago Maggiore 2002. Confronto tra i regimi mensili della radiazione solare a Pallanza nel 2002 e nel periodo 1951-2001.

2.2.2. Temperatura atmosferica

2002 1951-2001 (°C) (°C) media annua 13,21 12,32 media invernale 3,25 3,61 media primaverile 13,05 11,82 media estiva 21,99 21,22 media autunnale 13,51 12,61 minima invernale -4,5 2 Gen -8,2 6 Gen 1985 minima primaverile 1,5 4 Mar -7,1 6 Mar 1971 minima estiva 10,8 6 Giu 7,0 18 Giu 1978 minima autunnale 2,6 9 Nov -3,6 23 Nov 1998 massima invernale 16,5 10 Feb 20,8 17 Feb 1998 massima primaverile 28,1 30 Mag 32,7 21 Mag 1953 massima estiva 35,2 22 Giu 35,6 5 Ago 1994 massima autunnale 29,5 1 Set 32,6 23 Set 1962

Come già rilevato nei precedenti rapporti, anche il 2002 conferma la tendenza all’incremento termico che ormai da alcuni anni è in atto nella nostra, come in altre zone della superficie terrestre. I 13,21°C di temperatura media annua registrati a Pallanza collocano quest’ultimo anno fra i cinque più caldi del periodo 1951- 2002 con un aumento rispetto alla media pluriennale di 0,89 °C.

15 L’incremento termico ha interessato soprattutto il periodo primaverile (+ 1,23 °C) e in misura minore quello autunnale (+ 0,9 °C) ed estivo (+ 0,77 °C), mentre in inverno si è assistito ad una diminuzione di 0,36 °C. Quanto al regime mensile (Fig. 2.2.2.) soltanto in Gennaio e da Luglio a Settembre si è registrato uno scarto negativo che è risultato molto elevato nel primo mese dell’anno (- 1,25°C) e più contenuto nei restanti mesi. Viceversa, eccezionalmente elevati sono risultati gli scostamenti positivi di Giugno e Novembre che costituiscono rispettivamente con 22,55 °C e 9,22 °C, i nuovi valori medi più elevati per gli stessi mesi del periodo pluriennale di confronto. Elevate anche le medie di Marzo (10,47 °C) e Dicembre (5,44 °C) che, con incrementi al di sopra dei 2,0 °C, si collocano tra i valori più alti degli ultimi 50 anni, mentre gli altri mesi pur presentando valori superiori di 1,0 °C rispetto a quelli del periodo di confronto, risultano nei limiti dei valori registrati in passato. Va infine rilevato che il massimo giornaliero è stato rilevato il 22 Giugno (35,2 °C), molto vicino al massimo pluriennale di 35,6 °C dell’Agosto 1994, mentre quello minimo (-4,5 °C) risale al 2 Gennaio con un’escursione annua di 39,7 °C di soli 0,5 °C al di sotto della massima del 1991.

Media (1951-2001) °C Media (2002) 40 Max. ass. (1951-2001) Min. ass. (1951-2001) 35 Massima (2002) 30 Minima (2002)

-5

-10 GFMAMGLASOND

Fig. 2.2.2. Lago Maggiore 2002. Confronto tra i regimi mensili della temperatura media dell’aria a Pal- lanza nel 2002 e nel periodo 1951-2001.

16 2.2.3. Evaporazione

2002 1951-2001 (mm) (mm) totale annuo 948,9 1103,1 totale invernale 106,5 106,1 totale primaverile 266,0 324,0 totale estivo 419,5 490,1 totale autunnale 182,8 182,9 mese con evap. minima 14,3 Dic 9,9 Gen 1996 mese con evap. massima 153,4 Giu 258,0 Lug 1959 giorno con evap. massima 13,5 22 Mar 18,7 16 Lug 1984

La quantità d’acqua evaporata nel 2002 (948,9 mm) risulta fra le più basse dall’inizio delle registrazioni a Pallanza; più in dettaglio, questo valore si colloca dopo il minimo di 878,9 mm registrato nel 1972 ed è quasi identico al secondo minimo di 943,7 mm del 1999. La variazione negativa sul totale annuo (oltre 154 mm in meno, pari a circa il 14%) è riscontrabile esclusivamente in primavera (-18%) e in estate (-14%) mentre le altre due stagioni si collocano quasi esattamente nella media. Per quanto riguarda la regimazione evaporimetrica mensile gli istogrammi di figura 2.2.3., che consentono il confronto con la situazione media pregressa, pongono in evidenza che solo in tre mesi dell’anno si sono superati i valori medi del periodo 1957-2001; valori tra l’altro, salvo Marzo, che non si discostano molto dalla media pluriennale e che rientrano ampiamente nei limiti già registrati in passato in questi mesi. Scostamenti in senso negativo sono evidenti in tutti gli altri mesi dell’anno e in particolare quello di Luglio che con 144,1 mm supera di soli 0,7 mm il minimo assoluto di questo mese (143,4 mm registrati nel 1996); altri valori bassi che si avvicinano ai minimi dei rispettivi mesi sono quelli di Di- cembre (14,3 mm), Aprile (79 mm), Maggio (92 mm) e Agosto (122 mm). Quanto all’evaporazione giornaliera si deve rilevare che in 19 giorni dell’anno non è stata superata la soglia limite strumentale del parametro perciò essi sono da considerare ad evaporazione nulla: viceversa il giorno con evaporazione massima è risultato il 22 Marzo con 13,5 mm.

mm 200

180 2002

160 1957-2001 140 120 100 80 60 40 20 0 GFMAMGLASOND Fig. 2.2.3. Lago Maggiore 2002. Confronto tra i regimi mensili dell’evaporazione a Pallanza nel 2002 e nel periodo 1957-2001.

17 2.2.4. Intensità e direzione del vento

2002 1997 - 2001 (km) (km) percorso annuo 43.926,2 46.292,3 percorso invernale 6.628,1 10.009,7 percorso primaverile 12.682,8 13.201,5 percorso estivo 12.316,6 12.182,9 percorso autunnale 12.298,7 10.898,2 direzione prevalente NNE SSE mese più ventoso 4934,9 Mag 5.264,6 Apr 2000 giorno più ventoso 509,7 2 Mag 574 8 Ott 1998 raffica massima 77,0 5 Giu 101 17 Lug 2000

La quantità di vento filato durante il 2002 è stata di 43.926,2 km ed è il valore più basso registrato dal 1997, da quando cioè lo strumento registratore che aveva operato sino al 1996 (del tipo autogeneratore ad elica, VT 140), è stato sostituito con un ane- mometro a coppe di Robinson con trasduttore di velocità a stato solido ad alta frequenza, molto più sensibile ai venti deboli. La diminuzione annua rispetto alla media degli ultimi 5 anni (-5%) si è concentrata esclusivamente nel periodo invernale (-34%), controbilanciata solo in parte dall’incremento autunnale (+13%) che, con 12.298,7 km costituisce il nuovo massimo degli ultimi sei anni per questa stagione; vicini alla media invece i valori dei percorsi del vento in primavera ed estate. Il confronto fra i regimi mensili di vento filato nell’ultimo anno e nel periodo 1977-2001, rappresentato negli istogrammi di figura 2.2.4a., evidenzia nuovi valori assoluti, con i massimi in Luglio (4.628,7 contro 4230 km del 1998) e Novembre (4.934,9 km contro 4.886 km del 2001) ed i minimi in Aprile (4.055,1 km precedente 4.063 km nel 2000) e Giugno (3.879,2 km precedente 4.027 km nel 2001). Negli altri mesi dell’anno si riscontrano, rispetto alla media, leggeri scostamenti sia in senso negativo che positivo, comunque compresi entro i limiti già misurati in passato. Quanto alla direzione di provenienza la figura 2.2.4b. indica che il vento prevalente è stato da NNE seguito da quello da W ed ESE, tutto in analogia con la situazione media del periodo 1997-2001.

18 km 6000

2002 5000 1997-'2001

4000

3000

2000

1000

0 GFMAMGLASOND Fig. 2.2.4a. Lago Maggiore 2002. Regimi mensili della quantità di vento filato a Pallanza nel 2002 e nel periodo 1977-2001.

N 30 NNW NNE 25 NW 20 NE 15 > 300.1 km g -1 10 200.1-300.1 km g -1 WNW ENE 5 150.1-200.0 km g -1 0 100.1-150.0 km g -1 W -5 E 60.1-100.0 km g -1 30.1-60.0 km g -1

WSW ESE 0-30.0 km g -1 1997-'2001 SW SE

SSW SSE S Fig. 2.2.4b. Lago Maggiore 2002. Rosa dei venti a Pallanza nel 2002 e nel periodo 1997-2001.

19 2.3. Apporti chimici dai tributari

2.3.1. Caratteristiche chimiche e chimico fisiche Nel 2002 sui 14 corsi d’acqua oggetto d’indagine e sul Ticino emissario sono stati eseguiti 12 campionamenti con frequenza mensile da Gennaio a Novembre, mese nel quale si è proceduto a due prelievi. I valori medi annuali delle principali variabili chimiche e chimico-fisiche misurate sono riportati in tabella 2.3.1. I pH medi annuali dei singoli tributari sono risultati compresi tra un minimo di 6,89 (Verzasca) e un massimo di 8,16 (Tresa). I più bassi, inferiori a 7,6 unità, hanno riguardato i bacini impostati prevalentemente in rocce ignee (Verzasca, Maggia, Cannobino, San Giovanni, San Bernar- dino, Strona, Erno e Giona), per i quali si sono riscontrati tenori medi di alcalinità totale minori di 0,45 meq l-1. Tuttavia, nel caso del Maggia, il pH medio annuale è risultato più alto (7,73 unità) probabilmente per i processi di sintesi algale che si svolgono nelle sue acque nel lungo tratto quasi pianeggiante a monte della foce in concomitanza dell’avanzamento della stagione estiva e di consistenti diminuzioni dei deflussi. I valori più alti delle due variabili, con medie annuali di pH superiori a 7,7 e con alcalinità superiore a 1,3 meq l-1, si sono misurati sui tributari che drenano areali in gran parte costi- tuiti 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 5,03 meq l-1) e di conducibilità (596 µS cm-1) sono da mettere in relazione con la presenza di scarichi industriali ad alto tenore di bicarbonati. Situazioni più complesse riguardano bacini a maggior varietà geochimica quali il Ticino Immissario e il Toce, sui quali si sono rispettivamente accertati pH medi annuali di 7,72 e 7,37 unità con valori -1 medi di alcalinità totale pari a 1,06 e 0,82 meq l .

Tab. 2.3.1. Valori medi annuali delle principali variabili chimiche e chimico-fisiche sui tributari e sull’emissario del Lago Maggiore campionati nel 2002.

T.A. Cond. N-NH4 N-NO3 Norg TN TP RSi pH 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) 8,08 5,03 596 0,48 2,67 0,92 4,07 181 3,3 Bardello (BAR) 8,02 2,95 348 0,48 1,51 0,84 2,83 267 2,0 Tresa (a) (TRE) 8,16 1,71 193 0,12 0,98 0,37 1,47 39 1,1 Giona (GIO) 7,57 0,37 80 0,06 1,33 0,16 1,55 34 4,2 Tributari piemontesi Vevera (VEV) 7,79 1,38 187 0,11 3,00 0,47 3,58 46 5,3 Strona (STR) 7,50 0,41 104 0,08 1,54 0,30 1,92 42 3,1 Toce Ossola (TOC) 7,37 0,82 165 0,06 0,72 0,22 1,00 26 3,0 San Giovanni (SGI) 7,39 0,27 63 0,04 1,63 0,18 1,85 26 4,6 Erno (ERN) 7,30 0,31 97 0,01 1,80 0,20 2,02 26 4,4 San Bernardino (SBE) 7,31 0,29 56 0,02 1,25 0,18 1,45 9 3,3 Cannobino (CAN) 7,26 0,20 40 0,01 0,78 0,12 0,91 8 3,6 Tributari svizzeri Maggia (MAG) 7,73 0,41 64 0,02 0,82 0,13 0,96 9 3,1 Ticino immissario (TIM) 7,72 1,06 240 0,01 0,82 0,14 0,98 9 2,6 Verzasca (VER) 6,89 0,26 48 0,01 0,90 0,14 1,05 12 2,8 Emissario Ticino emissario (TEM) 7,78 0,80 135 0,02 0,79 0,21 1,02 13 0,9

(a) - Comprensivo delle acque emissarie del Lago di Lugano e del T. Margorabbia

20 A riprova della stretta dipendenza di queste variabili dalle caratteristiche litologiche dei bacini versanti si può osservare come le precedenti considerazioni relative al 2002 siano del tutto simili con quelle che si possono trarre dall’esame della figura 2.3.1a., dove vengono riportati i valori medi nel quinquennio 1998-2002 dell’alcalinità totale e del pH nei tributari. Infine si è riconfermato l’effetto dei processi lacustri di sintesi algale sulle acque emissarie di Tresa (Lago di Lugano) e Ticino emissario (Lago Maggiore), che hanno mostrato nell’intero quinquennio un marcato andamento stagionale del pH con massimi nel periodo estivo e minimi tra Novembre e Gennaio; lo stesso andamento si avverte anche per il Bardello, emissario del Lago di Varese, ma con oscillazioni di pH assai più contenute e comprese tra 7,8 e 8,3 unità (Fig. 2.3.1b.). Per quanto riguarda la qualità delle acque tributarie, si può far riferimento alle concentrazioni medie annuali di fosforo totale, azoto organico ed azoto ammoniacale (Tab. 2.3.1. e Fig. 2.3.1c.) che sono generalmente indicative dell’eventuale presenza di scarichi di origine prevalentemente civile. Nel 2002, la situazione di gran lunga peggiore si è verificata per Bardello e Boesio, che hanno mostrato tenori medi annuali di fosforo totale rispettivamente di 267 e 181 µg P l-1, nonché elevati valori di azoto organico (0,84 e 0,92 mg N l-1) ed ammoniacale (0,48 mg N l-1 per entrambi i tributari). Rispetto agli anni precedenti va tuttavia segnalato che se il Boesio ha presentato una sensibile riduzione delle concentrazioni di nutrienti, il Bardello è invece consistentemente peggiorato probabilmente perché gli interventi di risanamento del Lago di Varese ne prevedono l’uso come recapito finale del sifonamento delle acque ipolimniche lacustri cariche di nutrienti. In effetti, come si vede in figura 2.3.1d., i tenori medi annuali di fosforo nel 2002 risultano maggiorati di circa il 70% rispetto a quelli degli anni tra il 1993 e il 1999, mentre le concentrazioni annuali di azoto ammoniacale risultano pressoché rad- doppiate. Tra i tributari in condizioni non accettabili si ritrovano Vevera, Strona e Tresa che presentano contenuti di nutrienti indubbiamente indicativi di una persistente compromissione ambientale. Le loro concentrazioni medie annuali di fosforo sono comprese tra 39 e 46 µg P l-1, quelle di azoto ammoniacale tra 0,08 e 0,12 mg N l-1 e quelle di azoto organico tra 0,30 e 0,47 mg N l-1. Anche le concentrazioni medie di fosforo totale nel 2002 di Giona (34 µg P l-1), Erno, S. Giovanni e Toce (26 µg P l-1, per questi tre tributari) segnalano la presenza nei bacini drenanti di scarichi ancora non sufficientemente depurati. In questo caso risultano tuttavia più bassi e meno preoccupanti i contenuti di azoto ammoniacale, compresi tra 0,01 mg N l-1 (Erno) e 0,06 mg N l-1 (Giona e Toce), nonché di azoto ammoniacale, limitati tra 0,16 mg N l-1 (Giona) e 0,22 mg N l-1 (Toce). I rimanenti tributari Verzasca, S. Bernardino, Ticino immissario, Maggia e Canno- bino mostrano tenori medi annuali di fosforo totale (8 – 12 µg P l-1), di azoto ammoniacale (0,01 – 0,02 mg N l-1) ed organico (0,12 – 0,18 mg N l-1) assai modesti e dello stesso ordine di grandezza di quelli misurabili nel corpo idrico lacustre. L’esame dell’andamento dal 1978 al 2002 delle concentrazioni medie annuali di fosforo totale nei tributari più alterati (Fig. 2.3.1e.) evidenzia per il Boesio una sostanziale stabilità su tenori sempre troppo elevati, compresi tra 250 e 400 µg P l-1, accompagnati però da segnali di riduzione nell’ultimo quinquennio; inoltre mostra cali significativi e particolarmente rilevanti dalla metà degli anni ’80 per Vevera e Bardello, ma mentre il primo si è stabilizzato nell’ultimo decennio su valori di circa 50 µg P l-1, il secondo ha presentato nell’ultimo triennio gli incrementi già descritti precedentemente.

meq l-1 pH 6,0 9,0

Alcalinità totale 5,0 8,6 pH 4,0 8,2

3,0 7,8

2,0 7,4

1,0 7,0

0,0 6,6 CAN SGI VER SBE ERN GIO STR MAG TOC TIM VEV TRE BAR BOE Fig. 2.3.1a. Valori medi di pH e alcalinità totale nel quinquennio 1998-2002 sui tributari del Lago Mag- giore.

9,20 Tresa Ticino emiss. Bardello 8,80

8,40

8,00

7,60

7,20 1998 1999 2000 2001 2002 2003

Fig. 2.3.1b. Valori di pH riscontrati nel quinquennio 1998-2002 nelle acque emissarie dei laghi di Lugano (Tresa), Varese (Bardello) e Maggiore (Ticino emissario).

22 mg N l-1 µg P l-1 0,96 270

0,80 Azoto ammoniacale 225 Azoto organico 0,64 Fosforo totale 180

0,48 135

0,32 90

0,16 45

0,00 0 BAR BOE VEV STR TRE GIO ERN SGI TOC VER SBE TIM MAG CAN

Fig. 2.3.1c. Concentrazioni medie annuali di fosforo totale e d’azoto ammoniacale ed organico misurate nel 2002 sui principali tributari del Lago Maggiore.

mg N l-1 Fosforo totale µg P l-1 1,2 Azoto ammoniacale 300 Azoto organico 1,0 250

0,8 200

0,6 150

0,4 100

0,2 50

0,0 0 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002

Fig. 2.3.1d. Concentrazioni medie annuali di fosforo totale e d’azoto ammoniacale ed organico misurate dal 1993 al 2002 alla foce del F. Bardello.

µg P l-1 700

600 Boesio Bardello 500 Vevera

400

300

200

100

0 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005

Fig. 2.3.1e. Concentrazioni medie annuali di fosforo totale misurate dal 1978 al 2002 alla foce di Boesio, Bardello, Vevera.

L’esame degli stessi andamenti riportati in figura 2.3.1f. per quei corsi d’acqua che non hanno ancora raggiunto condizioni di piena accettabilità, oppure che hanno mostrato nel recente passato problemi di carattere ambientale, permette di verificare: − il dimezzamento delle concentrazioni medie annuali di fosforo totale nel Tresa rispetto ai valori degli anni ’80 e del 1993; − una relativa stabilità dei contenuti nelle acque dello Strona, sempre compresi tra 20 e 40 µg P l-1, tranne i massimi relativi nel biennio 1997-1998 causati dagli scompensi di funzionamento dell’impianto di depurazione consortile di Omegna; − un trend in debole aumento sul Giona tanto è vero che le sue acque hanno ormai raggiunto tenori di 25-30 µg P l-1; − un leggero incremento nell’ultimo periodo per S. Giovanni ed Erno, ma con concentrazioni ancora accettabili che si mantengono tra 18 e 26 µg P l-1; − il raggiungimento di valori medi bassi di fosforo nel S. Bernardino, ben al di sotto dei 10 µg P l-1, dopo la forte impennata delle concentrazioni degli inizi degli anni ’90.

Nel caso dei rimanenti tributari si può notare dal grafico dell’evoluzione storica dei contenuti medi annuali di fosforo (Fig. 2.3.1g.) che il completamento della fase di riduzione è intervenuto tra la fine e l’inizio degli anni ’90 e, da allora, i valori si sono stabilizzati al di sotto dei 10 µg P l-1 nel Ticino immissario, Cannobino, Maggia e Verzasca, mentre nel caso del Toce restano compresi tra 20 e 30 µg P l-1.

24 µg P l-1 Tresa 120 Strona Giona S. Giovanni 100 S. Bernardino Erno 80

0 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005

Fig. 2.3.1f. Concentrazioni medie annuali di fosforo totale misurate dal 1978 al 2002 alla foce di Tresa, Strona (alla confluenza con il Toce), Giona, San Giovanni, San Bernardino ed Erno.

µg P l-1 50 Toce Ossola Ticino Immissario Cannobino Maggia 40 Verzasca

0 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005

Fig. 2.3.1g. Concentrazioni medie annuali di fosforo totale misurate dal 1978 al 2002 alla foce di Toce Ossola (prima di ricevere lo Strona), Ticino immissario, Cannobino, Maggia e Verzasca.

25 Infine, per quanto riguarda la situazione 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, permette di evidenziare la diversità della qualità delle acque tributarie derivanti dalle porzioni piemontese, lombarda e svizzera del bacino del lago. Essa è messa in luce dagli andamenti di azoto ammoniacale (Fig. 2.3.1h.), azoto organico (Fig. 2.3.1i.) e fosforo totale (Fig. 2.3.1l.): − le acque ticinesi mostrano contenuti di nutrienti molto bassi e vicini alle condizioni di naturalità;. − quelle piemontesi risultano mediamente accettabili per i contenuti di fosforo e di azoto organico, ma i tenori di ammonio attestati intorno a 0,05 mg N l-1 limitano il giudizio sull’effettivo avanzamento del loro recupero; − le acque lombarde presentano anche nell’ultimo quinquennio contenuti medi ancora troppo elevati di fosforo totale (70 µg P l-1), di azoto ammoniacale(0,14 mg N l-1) ed organico (0,46 mg N l-1) che indicano una persistente compromissione dovuta alla presenza nel bacino drenante di scarichi urbani ed industriali non sufficientemente depurati nonché di importanti corpi idrici tuttora in condizioni alterate (laghi di Va- rese e Lugano). mg N l-1 0,30 Lombardia Piemonte 0,25 Cantone Ticino

0,20

0,15

0,10

0,05

0,00 '93 '94 '95 '96 '97 '98 '99 '00 '01 '02

Fig. 2.3.1h. Lago Maggiore. Concentrazioni medie areali annuali di azoto ammoniacale nel decennio 1993-2002 nelle acque tributarie campionate in Lombardia (compresi gli apporti derivanti dal Lago di Lugano attraverso il Tresa), Piemonte e Cantone Ticino.

26 mg N l-1 0,80 Lombardia Piemonte Cantone Ticino 0,60

0,40

0,20

0,00 '93 '94 '95 '96 '97 '98 '99 '00 '01 '02

Fig. 2.3.1i. Lago Maggiore. Concentrazioni medie areali annuali di azoto organico nel decennio 1993- 2002 nelle acque tributarie campionate in Lombardia (compresi gli apporti derivanti dal Lago di Lugano attraverso il Tresa), Piemonte e Cantone Ticino.

µg P l-1 120 Lombardia Piemonte 100 Cantone Ticino

0 '93 '94 '95 '96 '97 1998 1999 2000 2001 2002

Fig. 2.3.1l. Lago Maggiore. Concentrazioni medie areali annuali di fosforo totale nel decennio 1993-2002 nelle acque tributarie campionate in Lombardia (compresi gli apporti derivanti dal Lago di Lugano attraverso il Tresa), Piemonte e Cantone Ticino.

27 2.3.2. Carichi chimici Gli apporti relativi al 2002 dei principali composti di azoto e fosforo in entrata ed in uscita dal lago sono stati misurati tramite le metodologie di calcolo già impiegate negli anni precedenti. Quelli derivanti da Ticino immissario, Cannobino, S. Giovanni, S. Ber- nardino, Toce alla chiusura del bacino della Val d’Ossola prima della confluenza dello Strona, Erno, Vevera, Bardello, Boesio, Tresa, drenanti complessivamente il 67% del bacino imbrifero, nonché i carichi in uscita dal Ticino emissario sono stati calcolati dai valori di concentrazione e dai deflussi giornalieri. Gli apporti dagli altri quattro corsi d’acqua che coprono un ulteriore 22% del bacino emerso, vale a dire Maggia, Verzasca, Giona e Strona (tributario del Toce a valle della chiusura del bacino della Val d’Ossola) sono stati stimati dalla regressione lineare tra le concentrazioni medie annuali e i contributi areali. Nel caso di Boesio, a causa di eventi di piena che hanno distrutto la stazione idrometrica, sono state utilizzate per il calcolo dei carichi le portate medie mensili da Maggio a Dicembre 2002, ricostruite dagli afflussi meteorici in analogia con bacini aventi le stesse caratteristiche idrologiche. Gli apporti di nutrienti algali misurati nell’ultimo biennio sulle acque tributarie ed in uscita dall’emissario sono riportati in tabella 2.3.2a., dove si evidenziano per il 2002 carichi assai più alti rispetto l’anno precedente. In effetti gli apporti di azoto totale dalle acque tributarie mostrano un incremento di circa il 42% (10900 contro 7700 t N a-1). L’aumento più consistente riguarda i nitrati, passati da 6220 t N a-1 nel 2001 a 8120 t N a-1 nel 2002 (+31%), mentre gli incrementi più rilevanti in termini relativi riguardano l’azoto organico, pressoché raddoppiato da 1240 a 2440 t N a-1, e l’azoto ammoniacale cresciuto da 240 a 367 t N a-1 (+53%). Aumenti analoghi, intorno al 37%, riguardano anche i carichi defluiti dal Ticino emissario (11800 contro 8600 t N a-1).

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 2001-2002 (totali arrotondati a tre cifre significative).

N-NH4 N-NO3 Norg TN TP 2001 2002 2001 2002 2001 2002 2001 2002 2001 2002 Ticino Immissario (a) 38 36 1882 1823 296 499 2216 2359 27 22 Maggia (b) 14 28 962 1303 167 373 1143 1704 12 20 Verzasca (b) 4,0 6 244 348 43 95 291 449 2,6 6 Cannobino (a) 0,9 1 103 114 13 21 117 137 1,0 2 San Giovanni (a) 0,7 3 72 146 9,4 30 82 179 0,9 3 San Bernardino (a) 1,0 6 254 270 24 83 278 359 1,4 3 Toce Ossola (a) 74 95 1111 1725 155 701 1339 2521 43 47 Strona (b) 8,8 16 318 436 52 97 379 549 7,3 10 Erno (a) 0,2 0,4 41 72 3,9 7 45 80 0,5 1 Vevera (a) 1,5 2 44 51 4,6 8 50 61 0,7 1 Bardello (a) 28 43 138 180 75 98 240 322 23 27 Boesio (a) 7,1 18 101 142 26 36 134 196 6,3 8 Tresa (a) 61 108 887 1425 360 371 1308 1904 26 40 Giona (b) 1,3 3 65 89 8,9 18 75 111 1,3 2 Totale campionati 240 367 6220 8120 1240 2440 7700 10900 153 191 Ticino emissario (a) 143 173 6880 9300 1620 2320 8600 11800 114 165

(a) Valori calcolati dai dati di concentrazione e dai deflussi. (b) Valori calcolati dalla regressione fra concentrazione e contributi areali.

28 Il carico di azoto totale al lago nel 2002, comprensivo degli apporti derivanti dall’intero areale emerso (11800 t N a-1), dalla popolazione rivierasca (700 t N a-1) e dalle precipitazioni atmosferiche sullo specchio lacustre (840 t N a-1), è risultato pari a 13300 t N a-1 che nel decennio 1993-2002 costituisce il secondo massimo annuale dopo quello di 14500 t N a-1 misurato nell’anno 2000 (Tab. 2.3.2b.). Apporti di tale entità sono principalmente associati sia alla quantità delle deposizioni meteoriche che ai suoi contenuti di azoto inorganico. Tuttavia, poiché questi ultimi si sono pressoché stabilizzati nel decennio 1993-2002 su valori medi annuali di azoto ammoniacale e nitrico pari rispettivamente a 0,77 e 0,70 mg N l-1, il fattore principale da tenere in considerazione è sicuramente costituito dall’abbondanza delle precipitazioni atmosferiche sull’intero bacino imbrifero del lago. Esse, infatti, sono state particolarmente copiose in occasione di entrambi i massimi, tanto è vero che gli afflussi meteorici verificatesi nell’anno in studio (2330 mm) sono simili a quelli del 2000 (2263 mm) e superano di gran lunga le precipitazioni del 2001 (1446 mm). In merito al contributo dei singoli tributari agli apporti globali di azoto totale al lago nell’ultimo quinquennio (Fig. 2.3.2a.), si può osservare che l’83,1% dei carichi sono de- rivati dal Toce comprensivo dello Strona (27,2%), dal Ticino immissario (24,9%), dal Tresa e Margorabbia (16,7%) e dalla Maggia (14,3%), vale a dire dai quattro bacini imbriferi di maggior superficie che, insieme, rappresentano l’86% dell’areale campionato. Percentuali del tutto analoghe, proporzionali all’estensione dei bacini dei singoli tributari, si sono riscontrate anche nei quinquenni precedenti.

Tab. 2.3.2b. Lago Maggiore. Bilanci annuali nel decennio 1993-2002 di azoto totale (t N a-1). I totali parziali e complessivi sono approssimati alle centinaia. Tributari campionati '93 '94 '95 '96 '97 '98 '99 '00 '01 '02

Ticino Immissario 2449 2353 1522 1809 1760 2088 2658 2704 2216 2359 Maggia 1404 1462 1153 1377 1010 1267 1203 1568 1143 1704 Verzasca 353 365 277 356 217 300 293 435 291 449 Cannobino 130 159 114 129 107 134 134 138 117 137 San Giovanni 133 133 124 133 91 137 88 100 82 179 San Bernardino 281 322 297 315 203 273 257 416 278 359 Toce (Ossola + Strona) 2981 2405 1956 2276 1729 2212 2422 3692 1718 3070 Erno 74 74 52 70 48 64 50 86 45 80 Vevera 77 67 63 69 61 71 43 107 50 61 Bardello 363 366 347 371 333 291 250 281 240 322 Boesio 334 264 208 218 206 221 237 233 134 196 Tresa 1853 1613 1318 1328 1280 1344 1369 2141 1308 1904 Giona 88 89 72 89 66 82 78 112 75 111 Tributari campionati 10500 9700 7500 8500 7100 8500 9100 12000 7700 10900 Areale non campionato 900 901 902 732 609 728 780 1028 660 934 Totale bacino emerso 11400 10600 8400 9200 7700 9200 9900 13000 8400 11800 Fascia rivierasca 700 700 700 700 700 700 700 700 700 700 Precipitazioni sul lago 650 580 420 570 400 600 600 800 700 840 Totale apporti 12800 11900 9500 10500 8800 10500 11200 14500 9800 13300 Uscite da emissario 10800 10300 7100 7800 6700 8200 9000 12900 8600 11800 Ritenzione in lago 16% 13% 25% 26% 24% 22% 20% 11% 12% 11%

29 TICINO MAGGIA IMMISSARIO 14,3% 24,9% ALTRI 16,9%

TRESA E TOCE E STRONA MARGORABBIA 27,2% 16,7%

Fig. 2.3.2a. Lago Maggiore. Ripartizione degli apporti di azoto totale dai tributari campionati. Valori percentuali medi relativi al quinquennio 1998-2002.

Rispetto al 2001 gli apporti di fosforo totale dalle acque tributarie mostrano un incremento di circa il 25% (191 contro 153 t P a-1), così come sono fortemente aumentati i carichi in uscita dal Ticino emissario passati da 114 a 165 t P a-1 (Tab. 2.3.2a.). Gli aumenti più consistenti riguardano Tresa (da 26 a 40 t P a-1), Maggia (da 12 a 20 t P a-1), Bardello (+17%; da 23 a 27 t P a-1) anche in conseguenza delle operazioni di sottrazione di acque ipolimniche dal Lago di Varese richiamate nel precedente capitolo, Toce Os- sola (da 43 a 47 t P a-1), nonché in misura minore Boesio (da 6 a 8 t P a-1) e Strona (da 7 a 10 t P a-1). Sono invece diminuiti gli apporti dal Ticino immissario (da 27 a 22 t P a-1) meno toccato di altri tributari dagli eventi alluvionali del 2002. In termini complessivi, tenendo conto delle 207 t P a-1 dal bacino emerso e delle 58 t P a-1 dalla zona rivierasca, gli apporti totali al lago risultano nel 2002 di 265 t P a-1; tale carico è comunque inferiore a quelli registrati nel 1993 (295 t P a-1) e nel 2000 (309 t P a-1) anni idrologici molto simili al 2002 (Tab. 2.3.2c.). Nel quinquennio 1998-2002 i contributi più importanti al carico globale veicolato dalle acque tributarie provengono dal Toce comprensivo dello Strona (36,9%), dal Tresa e Margorabbia (21,2%), dal Ticino immissario (13,4%), e dal Bardello (11,1%). Più limitati risultano i contributi dal Maggia (6,5%) e Boesio (5,2%), nonché dai restanti bacini che, insieme, rappresentano il 5,7% (Fig. 2.3.2b.). In analogia con i carichi osservati e per le ragioni idrologiche già discusse, i contributi areali dei nutrienti derivanti dai singoli tributari nell’anno in studio risultano nettamente più alti di quelli misurati nel 2001, con l’unica eccezione dei contributi di fosforo del Ticino immissario che si collocano sugli stessi valori dell’anno precedente (Tab. 2.3.2d.).

Tab. 2.3.2c. Lago Maggiore. Bilanci annuali nel decennio 1993-2002 del fosforo totale (t P a-1). Tributari campionati '93 '94 '95 '96 '97 ‘98 ‘99 ‘00 ‘01 ‘02

Ticino Immissario 28 21 13 20 20 21 30 22 27 22 Maggia 5 9 12 15 7 9 6 11 12 20 Verzasca 4 2 2 3 1 1,7 1,2 4 2,6 5,8 Cannobino 1 2 1 1 1 0,8 1,2 1 1,0 1,7 San Giovanni 1 1 1 1 1 0,9 0,7 1 0,9 3,1 San Bernardino 2 2 6 2 1 0,8 1,0 2 1,4 3,4 Toce (Ossola + Strona) 67 64 45 44 58 65 65 99 51 57 Erno 1 1 1 1 0 0,6 0,4 1 0,5 0,8 Vevera 1 1 1 1 1 1,2 0,6 1 0,7 0,8 Bardello 19 19 18 19 18 16 15 20 23 27 Boesio 19 10 10 11 12 12 13 9 6,3 7,8 Tresa 68 50 39 39 27 35 33 59 26 40 Giona 1 1 1 2 1 1,5 1,4 2 1,3 2,0 Tributari campionati 218 183 151 158 148 165 169 231 153 191 Areale non campionato 19 16 13 14 13 15 14 20 13 16 Totale bacino emerso 237 199 164 172 161 180 183 251 166 207 Fascia rivierasca 58 58 58 58 58 58 58 58 58 58 Totale apporti 295 257 222 230 219 238 241 309 224 265 Uscite da emissario 140 104 87 99 93 93 109 171 114 115 Ritenzione in lago 53% 59% 61% 57% 57% 61% 55% 45% 49% 57%

MAGGIA TOCE TICINO IMM. 6,5% 36,9% 13,4%

BARDELLO 11,1%

BOESIO 5,2% ALTRI TRESA 5,7% 21,2%

Fig. 2.3.2b. Lago Maggiore. Ripartizione degli apporti di fosforo totale dai tributari campionati. Valori percentuali medi relativi al quinquennio 1998-2002.

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 2001-2002 dai tributari campionati e dall’emissario.

N-NH4 N-NO3 Norg TN TP 2001 2002 2001 2002 2001 2002 2001 2002 2001 2002

Ticino Immissario TIM 0,024 0,022 1,165 1,128 0,183 1,150 1,371 1,459 0,016 0,013 Maggia MAG 0,015 0,030 1,039 1,407 0,180 1,438 1,235 1,841 0,013 0,022 Verzasca VER 0,017 0,025 1,031 1,470 0,180 1,495 1,228 1,895 0,011 0,024 Cannobino CAN 0,008 0,012 0,934 1,036 0,116 1,048 1,058 1,239 0,009 0,015 San Giovanni SGI 0,012 0,053 1,185 2,399 0,154 2,452 1,351 2,949 0,015 0,051 San Bernardino SBE 0,008 0,047 1,938 2,063 0,183 2,110 2,128 2,740 0,011 0,026 Toce Ossola TOC 0,048 0,061 0,718 1,115 0,100 1,177 0,866 1,630 0,028 0,030 Strona STR 0,039 0,073 1,422 1,951 0,234 2,024 1,696 2,457 0,033 0,046 Erno ERN 0,007 0,017 1,600 2,800 0,152 2,816 1,759 3,108 0,018 0,032 Vevera VEV 0,071 0,079 2,032 2,393 0,216 2,472 2,319 2,832 0,032 0,036 Bardello BAR 0,206 0,321 1,025 1,341 0,556 1,663 1,786 2,396 0,173 0,201 Boesio BOE 0,156 0,402 2,221 3,125 0,578 3,528 2,955 4,326 0,139 0,171 Tresa TRE 0,080 0,144 1,177 1,889 0,477 2,033 1,734 2,525 0,035 0,052 Giona GIO 0,026 0,062 1,304 1,791 0,179 1,854 1,509 2,222 0,026 0,040 Totale campionati 0,041 0,062 1,058 1,381 0,210 1,444 1,309 1,858 0,026 0,032

Ticino emissario TEM 0,022 0,026 1,042 1,409 0,246 1,435 1,310 1,787 0,017 0,025

Complessivamente gli apporti al lago dalle acque tributarie presentano contributi medi di fosforo totale e di azoto totale rispettivamente pari a 0,032 g P m-2 a-1 ed a 1,858 g N m-2 a-1 nel 2002 contro valori di 0,026 g P m-2 a-1 e 1,309 g N m-2 a-1 nel 2001. I maggiori apporti di fosforo per unità di superficie drenata si osservano sul Bardello (0,201 g P m-2 a-1) e sul Boesio (0,171 g P m-2 a-1) seguiti a grande distanza da Tresa (0,052 g P m-2 a-1) e S. Giovanni (0,051 g P m-2 a-1); i più bassi riguardano invece Ti- cino immissario (0,013 g P m-2 a-1), Cannobino (0,015 g P m-2 a-1) e Maggia (0,022 g P m-2 a-1). Un’analisi dei contributi di fosforo, azoto ammoniacale ed azoto organico misurati nell’ultimo decennio permette di cogliere qualche segnale di miglioramento per il Boe- sio, che nel triennio 2000-2002 ha presentato un significativo calo dei carichi inquinanti (Fig. 2.3.2c.). Nello stesso periodo si sono invece fortemente incrementati i già alti contributi di fosforo dal Bardello (Fig. 2.3.2d.), che tuttavia dovrebbero diminuire una volta terminati gli interventi di risanamento del Lago di Varese. In ogni caso entrambi i tributari presentano apporti di fosforo, oltre che di azoto ammoniacale ed organico, tuttora insostenibili che ne testimoniano il pesante stato di compromissione. I contributi areali di fosforo dal Tresa (Fig. 2.3.2e.) e dal Vevera (Fig. 2.3.2f.) sembrano essersi stabilizzati nell’ultimo quinquennio tra 0,03 e 0,06 g P m-2 a-1, valori ancora inaccettabili che segnalano situazioni parzialmente compromesse e di eccessivo impatto trofico sul lago. Ciò avviene anche per Strona, Toce Ossola e Giona che presentano contributi medi nel quinquennio 1998-2002 compresi tra 0,03 e 0,04 g P m-2 a-1, mentre i rimanenti tributari mostrano apporti del tutto compatibili con il mantenimento di buone condizioni ambientali (Fig. 2.3.2g.).

32 g N m-2 a-1 g P m-2 a-1 2,00 0,50

azoto ammoniacale 1,60 azoto organico 0,40 fosforo totale

1,20 0,30

0,80 0,20

0,40 0,10

0,00 0,00 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002

Fig. 2.3.2c. Lago Maggiore. Contributi areali annuali di fosforo totale, azoto ammoniacale e azoto organico dal Boesio dal 1993 al 2002.

g N m-2 a-1 g P m-2 a-1 1,20 azoto ammoniacale 0,24 azoto organico 1,00 fosforo totale 0,20

0,80 0,16

0,60 0,12

0,40 0,08

0,20 0,04

0,00 0,00 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002

Fig. 2.3.2d. Lago Maggiore. Contributi areali annuali di fosforo totale, azoto ammoniacale e azoto organico dal Bardello dal 1993 al 2002.

33 g N m-2 a-1 g P m-2 a-1 0,80 azoto ammoniacale 0,12 azoto organico fosforo totale 0,60 0,09

0,40 0,06

0,20 0,03

0,00 0,00 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002

Fig. 2.3.2e. Lago Maggiore. Contributi areali annuali di fosforo totale, azoto ammoniacale e azoto organico dal Tresa dal 1993 al 2002.

g N m-2 a-1 g P m-2 a-1 0,80 0,12

azoto ammoniacale azoto organico 0,60 0,09 fosforo totale

0,40 0,06

0,20 0,03

0,00 0,00 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002

Fig. 2.3.2f. Lago Maggiore. Contributi areali annuali di fosforo totale, azoto ammoniacale e azoto organico dal Vevera dal 1993 al 2002.

34 g P m-2 a-1 0,07 1998 0,06 1999 2000 0,05 2001 0,04 2002 1998-2002 0,03

0,02

0,01

0,00 STR TOC GIO ERN SGI TIM VER SBE MAG CAN

Fig. 2.3.2g. Lago Maggiore. Contributi areali di fosforo totale, annuali e medi, nel quinquennio 1998- 2002 dai singoli tributari esclusi Boesio, Bardello, Tresa e Vevera(le sigle sono riportate in Tab. 2.3.2d.).

35 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. Le acque dei fiumi Bardello e Boesio hanno avuto, come negli anni precedenti, concentrazioni di TOC più elevate di quelle delle acque pelagiche del Lago Maggiore. Le concentrazioni di TOC misurate nel corso del 2002 hanno in generale presentato valori più elevati di quelli misurati nello stesso corso d'acqua nell'anno precedente, com’è evidente dal confronto delle concentrazioni medie annue del 2001 e del 2002. Questa situazione è da imputare in gran parte alle pe- culiarità climatiche culminate con l'evento di piena del lago del Novembre 2002. Si può infatti vedere, esaminando la tabella, come in molti corsi d'acqua si sono misurate nel mese di Dicembre concentrazioni di TOC doppie rispetto al mese precedente.

-1 Tab. 2.3.3. Concentrazione di Carbonio Organico Totale (TOC mg l ) nei fiumi tributari del L. Maggiore. 2002 gen feb mar apr mag giu lug ago set ott nov dic av 02 av 01 Verzasca 0,75 1,24 0,63 0,86 1,12 0,89 1,44 1,01 1,26 0,68 0,72 1,45 1,0 0,6 Cannobino 0,73 1,39 0,76 0,78 0,88 0,89 1,42 1,49 1,84 0,84 1,08 1,26 1,1 0,6 Erno 0,94 1,45 0,69 1,34 1,17 1,39 1,47 1,26 1,23 1,06 1,24 1,62 1,2 0,7 Ticino E, 1,06 1,31 0,96 1,02 1,26 1,06 2,83 0,95 1,44 1,25 1,30 1,56 1,3 0,8 Giona 0,74 1,15 0,59 0,67 1,03 0,52 1,79 0,81 0,96 0,82 0,74 1,45 0,9 0,5 Maggia 0,62 1,21 0,44 0,53 1,19 0,73 1,99 1,11 1,12 0,99 0,78 1,59 1,0 0,5 Ticino I, 0,66 0,64 0,44 0,47 1,06 0,49 1,80 0,31 1,02 0,81 0,52 2,33 0,9 0,5 S, Giovanni 0,85 1,37 0,87 1,03 1,04 3,23 0,95 1,16 0,96 1,29 0,85 1,54 1,3 0,6 S, Bernardino 0,63 1,04 1,09 0,92 0,96 1,91 1,60 0,71 1,24 1,11 0,91 1,38 1,1 0,6 Toce 0,69 0,76 0,68 0,79 1,37 0,46 0,97 0,53 1,12 0,96 0,97 2,16 1,0 0,4 Strona 2,16 1,25 1,09 1,47 1,21 1,25 1,20 0,77 1,12 1,22 1,31 1,24 1,3 1,1 Tresa 1,50 1,48 1,45 1,55 1,64 1,34 1,95 1,52 1,80 1,71 1,76 2,29 1,7 1,5 Boesio 8,74 2,98 7,73 9,60 2,41 2,29 2,91 4,26 2,75 3,72 3,80 2,51 4,5 3,2 Bardello 4,70 3,97 3,88 4,98 3,79 3,95 4,06 3,41 3,33 3,52 2,74 2,57 3,7 3,5 Vevera 0,77 2,22 0,78 1,71 1,36 1,05 1,34 1,62 1,38 1,15 0,95 1,98 1,4 0,8

36 2.4. Utilizzo di bioindicatori per la valutazione del rischio potenziale dei tributari del Lago Maggiore

2.4.1. Introduzione Le analisi chimiche dei tributari del Lago Maggiore prevedono la determinazione dei soli parametri idrochimici e dei carichi che possono contribuire al chimismo generale ed all’eutrofizzazione del Lago Maggiore. Non vengono invece sistematicamente rilevati parametri quali metalli in traccia o microinquinanti organici. Risulta quindi ovviamente impossibile garantire l’assenza di situazioni a rischio (si veda il caso DDT) per le biocenosi lacustri. Anche se nel caso sulle acque dei tributari del Lago Maggiore fosse possibile effettuare determinazioni estemporanee sulla presenza di inquinanti inorganici ed organici, eventuali picchi di concentrazione, legati a fenomeni di inquinamento acuto ma pun- tuale, potrebbero facilmente sfuggire ai controlli periodici. Ovviamente, per lo stesso motivo anche momenti di particolare tossicità delle acque potrebbero non essere rilevati dai test ecotossicologici, se il campionamento non coincide esattamente con l’episodio di contaminazione. Per superare questa difficoltà, è stato deciso di ricorrere all’uso di muschi acquatici quali bioindicatori. I bioaccumulatori sono organismi, generalmente resistenti all’inquinamento, che hanno la capacità di concentrare nei propri tessuti i vari composti chimici presenti nell’ambiente, facilitandone il rilevamento e la quantificazione, in particolare per quelli tossici solitamente presenti in concentrazioni molto modeste nella fase acquosa (metalli in traccia, radionuclidi, microinquinanti organici). Tra i bioaccumulatori, le briofite offrono numerosi vantaggi: • non hanno vere radici, né un sistema vascolare sviluppato, quindi permettono di trascurare l’influenza del substrato e riflettono adeguatamente la qualità dell’acqua in cui vivono; • sono ubiquitarie, quindi facilmente reperibili; • sono bioindicatori attivi, che possono essere trasferiti da un luogo all’altro; • tollerano elevate concentrazioni di inquinanti organici ed inorganici; • la maggior parte degli inquinanti viene accumulato in un periodo di tempo di ore o giorni (mentre il rilascio richiede settimane o mesi); • il fattore di concentrazione rispetto al mezzo acquoso spesso è molto più elevato rispetto ad altri bioaccumulatori (plancton, molluschi, pesci, ...); • la variabilità tra esemplari della stessa popolazione è relativamente contenuta (inferiore al 20 % per metalli quali Cd, Cu, Hg, Pb e Zn); • il campionamento è semplice, rapido e non prevede attrezzature particolari; • la crescita è continua durante tutto l’anno.

Poiché le diverse specie di muschi operano il bioaccumulo in maniera differenziata [1] e negli ambienti da sottoporre ad indagine non è stato possibile confermare la presenza della stessa specie di muschio, in questa ricerca si è optato per il sistema dei tra- pianti, posizionando cioè la stessa specie di muschio, raccolto in una stazione inconta- minata (Parco del Ticino), nei tributari da controllare.

37 La metodica è stata ampiamente utilizzata per questo tipo di monitoraggio in sistemi fluviali francesi, inglesi ed italiani [2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 10, 11 e 12]. Dopo un mese di esposizione, i muschi devono essere raccolti e sottoposti ad analisi chimica per misurare il bioaccumulo dei tossici ed eventualmente osservarne gli effetti sugli organismi. La ricerca svolta nel 2001-2002, si è basata sull’esposizione e raccolta stagionale (4 volte/anno) dei muschi nei 10 tributari principali del L. Maggiore: Ticino immissario, Maggia, Cannobino, S. Giovanni, S, Bernardino, Toce, Vevera, Bardello, Boesio, Tresa.

V e rz as ca M a Locarno gg ia

no Lago Maggiore Tici Ascona

Magadino

Brissago

Cannobio 300

. Cannobino na

N Gio

0 1

0 0 0 L. di Luino Tresa Lugano

G M e a r r m g o i r g a n b L. di a b g ia a Mergozzo S . G Ghiffa io van S n . B i Caldé To e In ce r t na ra Pa rd ll in an o za

Laveno sa s B pe oe S Baveno sio va el S Cerro

Stresa

Bardello Belgirate L. di E rn Varese o Acquanera

Ispra

Meina L. di Monate Angera

Arona L. di Comabbio Vevera

Sesto Calende 0510km

Stazioni muschi T

i c 2001 - 2002 i n

Fig. 2.4.1. Ubicazione delle stazioni di campionamento sui 10 tributari del L. Maggiore.

38 2.4.2. Materiali e metodi Per tutti i tributari prescelti, è stata innanzi tutto identificata una stazione, immediatamente a monte della confluenza a lago, sufficientemente nascosta da prevenire la rimozione e/o distruzione accidentale dei muschi da parte di curiosi, e tale da assicurare che, nonostante le possibili escursioni di livello, i muschi fossero costantemente im- mersi in acqua ma recuperabili anche in periodi di piena. Secondo quanto previsto dal programma, nel mese di Gennaio 2001 è stata effettuata una ricognizione per individuare la stazione di riferimento nella quale reperire il muschio acquatico da trapiantare nelle dieci stazioni di monitoraggio. Su indicazioni del Dott. E. Bielli (ARPA Novara) la stazione di riferimento è stata identificata in un fontanile ubicato nel Parco del Ticino, in grado di assicurare un rifornimento costante del bioindicatore in condizioni di ottima qualità delle acque (completa assenza di fonti inquinanti). L’identificazione del muschio (Bryum sp. o Fontinalis antipyretica) è stata effettuata dal Prof. Carlo Andreis (Università di Milano). Per l’esecuzione della ricerca, nei periodi di seguito specificati un campione di circa 100 g (peso umido) di muschio è stato trapiantato, in speciali enclosure appositamente confezionate (Fig. 2.4.2.) secondo le indicazioni di Kelly et al. [11], in prossimità della foce dei fiumi: Vevera, Bardello, Boesio, Tresa, Ticino immissario, Maggia, Canno- bino, San Giovanni, San Bernardino e Toce. Dopo un mese dal trapianto i campioni di muschio sono stati recuperati, trasportati in laboratorio ed essiccati a 55°C per le successive analisi chimiche.

Fig. 2.4.2. Contenitori per l’esposizione dei muschi.

2.4.2.1. 1a esposizione Il 14 e 15 Febbraio 2001 dei campioni di muschio (Bryum sp.), raccolti in un fontanile del Parco del Ticino, sono stati posizionati nelle stazioni selezionate nei 10 tributari del Lago Maggiore e successivamente recuperati il 12 e 13 Marzo 2001. In tutte le stazioni il muschio era apparentemente cresciuto e si presentava in buone condizioni; nel caso del Tresa, tuttavia, la rete che li conteneva risultava completamente insabbiata (a causa delle piogge dei giorni precedenti il recupero).

39 2.4.2.2. 2a esposizione Effettuata il 2 Maggio 2001, utilizzando però campioni di un diverso muschio (Fon- tinalis antipyretica Hedw.), sempre raccolto in un fontanile del Parco del Ticino, poiché non è stato possibile rinvenire una quantità adeguata del muschio impiegato nella precedente esposizione. I muschi sono stati successivamente recuperati il 6 Giugno 2001. In 4 stazioni (Vevera, Bardello, Boesio e Tresa) il muschio era apparentemente sofferente e di colore marrone; la crescita era invece buona nel Cannobino, molto buona nel Ticino e nel S. Giovanni ed ancora superiore nel Maggia, S. Bernardino e Toce.

2.4.2.3. 3a esposizione Effettuata l’8 Agosto 2001, con Fontinalis antipyretica (stessa provenienza), con raccolta il 5 Settembre 2001. Il muschio era apparentemente sofferente e di colore marrone nel S. Bernardino, senza crescita nel Tresa, con crescita modesta nel Vevera, S. Giovanni, Toce e Boesio, migliore nel Ticino e molto buona nel Maggia. Le reti di Bardello e Cannobino risulta- vano invece vuote (vandalismo e/o onda di piena).

2.4.2.4. 4a esposizione Effettuata il 12 Novembre 2001, con Fontinalis antipyretica (stessa provenienza), con raccolta il 12 Dicembre 2001. Il muschio era apparentemente senza crescita nel Bardello e nel Ticino, con crescita modesta negli altri tributari; per il Tresa, la rete risultava completamente all’asciutto.

2.4.2.5. 5a esposizione Da Febbraio a Maggio 2002, sopralluoghi effettuati a cadenza quindicinale indica- vano l’impossibilità di realizzare l’esposizione, per il regime di magra estrema dei fiumi. La prima esposizione del 2002 ha così potuto essere effettuata con Fontinalis antipyretica (stessa provenienza), solo il 6 Giugno. Il recupero avveniva quindi il 5 Lu- glio, con buona crescita in tutte le stazioni. I campioni di Tresa e S. Giovanni risulta- vano persi per l’onda di piena verificatasi nel frattempo.

2.4.2.6. 6a esposizione Effettuata il 14 Agosto 2002 con Fontinalis antipyretica (stessa provenienza), recupero effettuato l’11 Settembre (il 26 Settembre per il Fiume Toce, perché in precedenza il livello delle acque aveva impedito il recupero). Massima crescita nel Ticino, buona nel Vevera, adeguata nel Boesio, Maggia, Cannobino, S. Bernardino e S. Giovanni; muschi visibilmente molto sofferenti in Bardello e Toce.

2.4.2.7. 7a esposizione Effettuata il 26 Settembre 2002 con Fontinalis antipyretica (stessa provenienza), recupero effettuato il 24 Ottobre per tutti i tributari, ad eccezione del Fiume Ticino (perso per un’onda di piena). Massima crescita nel Vevera, buona nel Tresa, adeguata nel Boe- sio, Maggia, Cannobino, Toce e S. Giovanni, molto scarsa nel S. Bernardino; muschi visibilmente molto sofferenti in Bardello e Tresa.

40 2.4.2.8. 8a esposizione L’esposizione del 24 Ottobre è andata completamente persa per le eccezionali precipitazioni del periodo immediatamente successivo. Una nuova esposizione è stata effettuata il 12 Dicembre 2002 con Fontinalis antipyretica (stessa provenienza), ed il recupero è avvenuto il 16 Gennaio 2003. Solo per il Ticino si è osservata una buona crescita, mentre il muschio si presentava ancora verde, ma senza nuovi apici, in Toce, Tresa, Maggia, Cannobino, S. Giovanni e S. Bernardino. In Vevera, Bardello e Boesio era invece di colore marrone e visibilmente molto sofferente.

2.4.3. Analisi Tutti i campioni di muschio sono stati essiccati in stufa a 55°C per 10 giorni, maci- nati in mortaio e suddivisi in aliquote da destinare all’analisi per:

9 elementi maggiori ed in traccia (Si, Al, Fe, Ti, Mn, Ca, Mg, Na, K, P, S, Cu, Cr, Ni, Zn, Pb, Na, Cl) mediante spettrometria di fluorescenza ai raggi X; 9 C e N mediante CHN Elemental Analyzer; 9 Hg mediante Spettrometria di Assorbimento Atomico ai Vapori Freddi (AAS- CV); 9 Al, Ti, Sc, V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, As, Mo, Cd, Sb, Pb, Tl, Bi mediante ICP-MS; 9 Ag, As, Au, Br, Cd, Ce, Co, Cr, Cs, Cu, Fe, Hf, Hg, La, Mg, Mn, Mo, Ni, Pb, Rb, Sb, Sc, Se, Sm, Ta, Th, Ti, U, V, W, Zn mediante NAA.

Le analisi XRF, CHN, AAS-CV, ICP-MS sono state effettuate presso l’Istituto dell’Ambiente e della Sostenibilità, Inland and Marine Waters Unit, Centro Comune di Ricerca della Commissione Europea di Ispra; quelle mediante NAA sono state effettuate presso l’Unità di Radiochimica e Spettroscopia del CNR Istituto di Metrologia, sede di Pavia. Accuratezza e precisione delle tecniche analitiche sono state verificate analizzando in parallelo campioni di Materiali di Riferimento Certificati NTIS e/o BCR.

2.4.4. Risultati e discussione I risultati analitici finora ottenuti sono riportati in appendice (il reattore nucleare utilizzato dall’Unità di Radiochimica e Spettroscopia del CNR Istituto di Metrologia, sede di Pavia, è stato fermato per manutenzione, e le relative analisi per NAA potranno essere completate solo nel mese di Giugno 2003). In Svezia, secondo le indicazioni della Swedish Environmental Protection Agency (SEPA), la concentrazione in muschi acquatici (Fontinalis antipyretica e Fontinalis dalecarlia) viene normalmente utilizzata per valutare l’eventuale contaminazione di corsi d’acqua da parte di elementi metallici (http://internat.environ.se/documents/legal/ assess/assedoc/lakedoc/metal2.htm). Sulla base delle evidenze ottenute, SEPA ha predisposto una scala di contaminazione per alcuni inquinanti prioritari (Tab. 2.4.4a.). Il confronto con tale scala dovrebbe essere effettuato utilizzando dati ricavati da un monitoraggio mensile protratto per almeno 3 anni, ma in prima approssimazione questa classificazione può essere utile anche per valutare i risultati ottenuti nella presente ricerca, con qualche precisazione.

41 Come si può osservare dalla tabella 2.4.4b., le concentrazioni osservate nel controllo, cioè in muschi raccolti in un fontanile del Parco del Ticino, sono normalmente superiori a quelle indicate come “background” per la Svezia, anche se rientrano nei range indicati da Bowen [13] per le briofite (Tab. 2.4.4a.). Secondo questo confronto, quindi, il muschio utilizzato come controllo dovrebbe già essere classificato come poco o moderatamente contaminato, ad eccezione del cromo, per il quale la concentrazione rilevata (da 8 a 58 mg Cr kg-1 peso secco) indicherebbe una contaminazione da moderata a molto elevata. In effetti, come precisato da vari Autori, i muschi possono raggiungere concentrazioni anche molto elevate, in assenza di un inquinamento, in funzione delle caratteristiche idrochimiche determinate dalla geochimica dei bacini imbriferi. È quindi ipotizzabile che le concentrazioni osservate siano dovute alla geochimica locale.

Tab. 2.4.4a. Scala della contaminazione dei muschi acquatici (Fontinalis antipyretica) secondo la Swe- dish Environmental Protection Agency. (http://internat.environ.se/documents/legal/assess/assedoc/lakedoc/metal2.htm). Scala contaminazione (Svezia) molto bassa bassa moderata alta molto alta Background Elemento Classe 1 Classe 2 Classe 3 Classe 4 Classe 5 Briofite (Bowen, 1979) Svezia Ag 0,01 - 0,88 Al 500 - 6000 As 2 < 0,5 0,5-3 3-8 8-40 > 40 0,2 - 7 Au 0,0022 Bi Br C Ca 0,15 - 10 % Cd 0,5 < 0,3 0,3-1 1-2,5 2,5-15 > 15 0,1 - 1,2 Ce 2,6 Cl 1200 Co 5 < 3 3-10 10-30 30-150 > 150 1,3 - 4,8 Cr 2 < 1,5 1,5-3,5 3,5-10 10-50 > 50 6 - 12 Cs 0,8 Cu 10 < 7 7-15 15-50 50-250 > 250 6 - 40 Fe 370 - 1400 Hf 0,16 Hg 0,07 < 0,04 0,04-0,1 0,1-0,3 0,3-1,5 > 1,5 K 0,67% La 1,3 Mg 0,30% Mn 50 - 360 Mo 0,33 - 2,6 N 0,9 - 1,5 % Na 800 Ni 5 < 4 4-10 10-30 30-150 > 150 12 P 1400 - 2000 Pb 5 < 3 3-10 10-30 30-150 > 150 8 - 25 Rb 21 S 1000 - 1900 Sb 0,05 - 0,9 Sc 0,7 Se Si 0,35%

Tab. 2.4.4a. Continuazione. Scala contaminazione (Svezia) molto bassa bassa moderata alta molto alta Background Elemento Classe 1 Classe 2 Classe 3 Classe 4 Classe 5 Briofite (Bowen, 1979) Svezia Sm 0,31 Ta Th(Pa) 0,3 - 1,7 Ti 300 Tl U(Np) 0,04 V 11 W 0,13 Zn 100 < 60 60-160 160-500 500-2500 > 2500 12 - 250

Tab. 2.4.4b. Classificazione del muschio “controllo” secondo la scala della Swedish Environmental Protection Agency (http://internat.environ.se/documents/legal/assess/assedoc/lakedoc/metal2.htm). Scala contaminazione (Svezia) molto bassa bassa moderata alta molto alta Classe 1 Classe 2 Classe 3 Classe 4 Classe 5 Controllo mar-01 giu-01 set-01 dic-01 lug-02 set-02 ott-02 dic-02 As 3 2 3 2 2 2 2 2 Cd 2 2 2 2 3 3 3 3 Co 3 2 3 2 1 1 1 1 Cr 4 3 4 4 5 4 4 5 Cu 3 2 3 3 2 2 3 3 Hg 3 2 2 2 3 2 2 2 Ni 3 2 2 2 3 2 2 3 Pb 3 2 3 3 2 2 2 2 Zn 3 2 3 2 2 2 2 2

Per eliminare l’influenza della variabilità dei valori di background, Mouvet et al. [14] e Lopez et al. [15] hanno pertanto suggerito di valutare il grado di contaminazione ottenuta al termine del periodo d’esposizione dei muschi trapiantati utilizzando la seguente formula:

CF = Cb/Cb0

dove Cb è la concentrazione nei muschi al termine dell’esposizione e Cb0 è la concentrazione di background nel controllo. Sulla base di questo fattore di contaminazione, si può quindi applicare la seguente scala:

CF < 2, nessuna contaminazione; 2 < CF < 6, contaminazione sospetta; 6 < CF < 18; contaminazione moderata; 18 < CF < 54; contaminazione severa; CF > 54, contaminazione estrema.

43 Questo tipo di calcolo è ovviamente solo indicativo, perché non può tener conto dello stato di salute dei muschi. Sia per il controllo che per tutti i tributari, le analisi effettuate indicano che esiste una correlazione statisticamente significativa tra le concentrazioni di carbonio, azoto e fosforo, cioè per elementi che costituiscono la biomassa dei muschi stessi. Inoltre, nel corso di questa indagine si è potuto constatare che le osservazioni dirette sul muschio (buona crescita, colorazione, ecc.) sono in ottimo accordo con il rapporto tra concentrazione di carbonio ed azoto (C/N), riportate in tabella 2.4.4c.: questo indice apparentemente tende a diminuire quando il muschio è in uno stato di sofferenza, ad esempio nei periodi più freddi o, presumibilmente, quando la contaminazione delle acque raggiunge livelli particolarmente elevati. Tenendo presente questa indicazione, nel seguito i risultati ottenuti per i vari tributari verranno esaminati caso per caso, sulla base dei fattori di contaminazione calcolati per ciascuna delle esposizioni effettuate. Nelle relative tabelle, le caselle evidenziate riportano in corsivo una contaminazione moderata; in grassetto quella severa; in grassetto corsivo quella estrema. In generale, per alcuni elementi, quali silicio, alluminio e titanio, il fattore di contaminazione potrebbe riflettere la presenza di particelle inorganiche minerali (ad esempio, argille) rimaste sul muschio nonostante l’accurato lavaggio. Inoltre, per alcuni elementi, per i quali le analisi per attivazione neutronica sono ancora in corso, il confronto relativo al 2001 dovrà essere successivamente verificato per i dati del 2002.

Tab. 2.4.4c. Rapporto C/N per controllo e tributari. C/N mar-01 giu-01 set-01 dic-01 CONTROLLO 10,0 16,5 14,1 13,8 VEVERA 9,7 14,2 14,8 12,1 BARDELLO 9,8 12,2 12,4 BOESIO 7,6 15,1 14,8 12,5 TRESA 9,2 16,2 14,8 13,5 TICINO 9,3 14,6 18,4 16,6 MAGGIA 7,5 15,5 15,1 14,7 CANNOBINO 7,5 15,0 12,4 S.GIOVANNI 8,6 14,4 13,4 12,4 S. BERNARDINO 10,1 15,7 13,0 13,2 TOCE 11,5 15,5 16,6 13,6 C/N lug-02 set-02 ott-02 dic-02 CONTROLLO 16,0 16,4 16,2 13,0 VEVERA 16,2 15,3 13,3 13,5 BARDELLO 14,1 13,7 12,7 BOESIO 15,6 15,2 13,3 13,1 TRESA 15,3 14,2 13,3 TICINO 12,5 14,6 15,4 MAGGIA 16,3 14,0 12,9 13,5 CANNOBINO 15,1 14,9 13,0 13,3 S.GIOVANNI 14,7 12,6 12,8 S. BERNARDINO 16,2 13,5 13,0 13,2 TOCE 16,3 16,3 16,3 13,9

44 Tab. 2.4.4c. Continuazione. C/N Media min max CONTROLLO 14,5 10,0 16,5 VEVERA 13,6 9,7 16,2 BARDELLO 12,5 9,8 14,1 BOESIO 13,4 7,6 15,6 TRESA 13,8 9,2 16,2 TICINO 14,5 9,3 18,4 MAGGIA 13,7 7,5 16,3 CANNOBINO 13,0 7,5 15,1 S.GIOVANNI 12,7 8,6 14,7 S. BERNARDINO 13,5 10,1 16,2 TOCE 15,0 11,5 16,6

2.4.4.1. Bardello Nessun elemento raggiunge costantemente concentrazioni così elevate da far presup- porre una contaminazione cronica moderata o di livello superiore. Per alcuni, come Ag ed Au, i fattori di contaminazione probabilmente riflettono un apporto geochimico naturale, piuttosto che antropogenico. Per altri, quali As, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb, Sb e Zn, un eventuale inquinamento sembra invece possibile. Infatti, mentre la cluster analysis (Fig. 2.4.4.1a.) indica un’associazione del As con il Fe e dei due con Al e Si, suggerendo una possibile origine minerale, Co, Mo, Zn, Sb, Ni, e Mn sono al contrario associati alla sostanza organica (C – N –P), mentre Cr, Cu, Pb e Hg formano un cluster separato, solo secondariamente legato alla sostanza organica. Un tale com- portamento indica un probabile uptake attivo per questi elementi da parte dei muschi, con conseguente arricchimento nella biomassa. Le associazioni riscontrate sono, infatti, notevolmente differenti da quelle del controllo (in assenza di contaminazione, Fig. 2.4.4.1b.).

45 Tab. 2.4.4.1. Fattore di contaminazione per il Bardello (le caselle evidenziate riportano in corsivo la contaminazione moderata; in grassetto quella severa; in grassetto corsivo quella estrema). Bardello mar-01 giu-01 set-01 dic-01 lug-02 set-02 ott-02 dic-02 Ag 4,0 4,9 9,0 Al 1,8 5,3 3,2 2,0 1,4 1,0 As 1,0 4,1 2,7 11,9 8,1 3,1 Au 2,4 9,9 2079,6 Bi 2,5 8,1 5,3 2,5 2,7 3,1 Br 4,3 0,4 0,2 C 1,0 0,4 0,5 0,3 0,4 0,4 Ca 1,4 1,6 1,6 1,1 1,9 1,2 Cd 1,0 0,6 0,9 0,7 2,4 1,0 Ce 0,9 5,8 4,1 Cl 0,5 0,5 1,2 0,2 0,4 0,2 Co 1,3 3,1 1,6 2,8 3,4 2,4 Cr 2,2 9,1 5,4 1,3 1,5 1,2 Cs 1,2 5,7 9,0 Cu 3,2 18,2 5,3 5,7 6,1 4,3 Fe 0,9 7,2 4,4 2,7 2,2 3,0 1,7 Hf 0,9 0,7 0,6 Hg 1,8 4,5 4,9 1,5 4,3 3,8 K 1,1 0,7 1,2 0,9 1,0 0,8 La 1,0 2,8 1,1 Mg 1,2 3,4 2,1 2,5 2,0 1,7 1,9 Mn 4,6 92,6 57,6 3,3 6,1 10,3 3,1 Mo 0,5 0,6 0,7 0,3 1,0 1,0 N 1,0 0,5 0,6 0,4 0,4 0,5 Na 2,7 3,4 1,2 1,4 1,4 2,0 Ni 2,0 12,7 10,5 2,9 3,7 3,2 P 1,4 1,5 1,0 0,7 1,1 0,7 Pb 0,9 6,0 2,6 3,6 4,2 4,2 Rb 0,7 4,8 5,1 S 0,0 1,0 0,4 0,8 0,5 91,3 Sb 2,2 3,8 4,0 4,0 3,1 2,5 Sc 0,9 4,4 3,7 1,7 2,2 2,0 0,3 Se 1,2 2,0 1,7 Si 1,9 2,8 1,8 2,3 1,3 2,3 Sm 0,9 3,1 1,1 Ta 0,7 6,1 41,9 Th(Pa) 1,0 8,0 5,3 Ti 1,1 5,8 3,9 3,1 3,1 3,0 2,8 Tl 0,7 1,2 0,4 2,1 2,8 2,5 U(Np) 0,5 0,4 0,4 V 0,6 2,5 1,8 1,9 2,3 1,6 W 3,1 2,0 1,1 Zn 3,3 8,8 9,3 1,9 2,4 3,0 1,5

46 Tree Diagram for 29 Variables Ward`s method 1-Pearson r

AL BI AS FE CD S TI TL SI V NA SC C N P CL MO CA CO ZN SB NI MN CR CU PB MG HG K

0 20406080100120 (Dlink/Dmax)*100

Fig. 2.4.4.1a. Cluster analysis per i muschi esposti nel Bardello.

Tree Diagram for 29 Variables Ward`s method 1-Pearson r

AL TI NA CD CR FE MN V SC AS S SI TL BI NI HG ZN C CA N MG SB K P CO MO PB CL CU

0 20406080100120 (Dlink/Dmax)*100

Fig. 2.4.4.1b. Cluster analysis per i muschi del controllo.

47 2.4.4.2. Boesio I fattori di contaminazione calcolati per il Boesio sono riassunti in tabella 2.4.4.2.

Tab. 2.4.4.2. Fattore di contaminazione per il Boesio (le caselle evidenziate riportano in corsivo la contaminazione moderata; in grassetto quella severa; in grassetto corsivo quella estrema). Boesio mar-01 giu-01 set-01 dic-01 lug-02 set-02 ott-02 dic-02 Ag 28,8 1,1 1,9 Al 1,1 1,8 2,2 2,6 1,2 1,3 0,9 0,9 As 0,9 1,8 1,5 1,9 2,4 5,4 0,6 2,2 Au 2,5 12,6 25,6 2060,7 Bi 2,5 5,9 5,2 7,1 1,7 2,1 2,6 2,4 Br 2,1 0,2 0,5 1,1 C 1,1 0,7 0,5 0,8 0,4 0,4 0,5 0,5 Ca 2,1 2,1 2,0 2,8 2,1 2,5 2,3 Cd 0,7 0,7 0,8 1,2 0,6 2,0 1,2 0,3 Ce 0,7 2,7 4,1 2,0 Cl 0,6 0,3 1,5 0,9 0,2 0,4 0,4 Co 1,3 1,1 0,6 1,0 2,5 3,0 1,8 1,7 Cr 2,1 7,4 6,1 6,2 1,3 0,9 0,9 0,7 Cs 1,8 2,1 4,4 6,0 Cu 1,5 5,7 4,7 3,7 2,7 2,0 3,0 2,1 Fe 0,8 3,2 2,3 2,5 2,3 3,1 2,9 1,9 Hf 0,6 0,9 1,2 0,5 Hg 1,3 5,7 9,5 3,2 1,0 2,1 4,8 1,5 K 0,8 0,7 0,8 1,0 0,6 0,8 0,8 La 0,8 1,7 2,3 2,1 Mg 0,7 2,0 1,8 1,6 2,6 1,6 1,3 2,2 Mn 2,5 2,6 1,4 2,5 10,3 2,0 2,0 1,2 Mo 0,4 0,2 0,3 0,5 0,3 0,9 0,5 1,9 N 1,5 0,7 0,5 0,8 0,4 0,5 0,7 0,5 Na 1,3 1,8 2,7 1,7 1,9 1,0 1,4 Ni 1,0 2,7 2,7 3,2 1,7 3,1 2,4 2,3 P 1,3 1,0 1,5 0,7 0,9 1,2 1,1 Pb 1,3 6,4 5,6 4,2 4,7 4,3 5,0 5,0 Rb 0,7 1,7 2,5 2,9 S 0,0 1,0 1,0 0,7 0,9 0,4 1,0 Sb 2,1 3,0 5,5 3,9 2,6 4,8 4,6 2,3 Sc 0,7 1,8 2,2 1,8 1,6 0,2 0,2 0,2 Se 3,7 1,3 1,5 1,9 Si 1,5 2,3 2,5 1,8 2,0 1,3 1,8 Sm 0,7 1,6 2,2 2,2 Ta 0,8 2,7 4,8 17,3 Th(Pa) 0,9 3,7 5,0 2,2 Ti 0,8 2,0 1,7 2,0 2,5 2,9 1,9 2,1 Tl 1,3 1,3 2,6 0,6 2,8 3,5 1,8 1,1 U(Np) 0,3 0,3 0,4 0,8 V 0,9 1,7 2,6 1,3 1,7 2,1 1,7 1,3 W 2,3 1,5 0,8 2,3 Zn 1,6 2,6 1,8 3,5 2,2 1,4 2,1 1,8

48 È evidente una notevole differenza tra il 2001 ed il 2002, che riflette l’anormale situazione idrologica del secondo anno di studio, quando cioè livelli e portate dei fiumi sono state notevolmente superiore che l’anno precedente e quindi hanno comportato una maggiore “diluizione” degli elementi studiati nelle acque. Infatti, per il cromo nel 2001 si sono ottenuti fattori di contaminazione sempre superiori a 6 con Fontinalis antipyretica (il minor arricchimento di Bryum potrebbe essere legato a differenze fisiologiche tra le due specie), mentre nel 2002 i fattori calcolati sono indicativi di una completa assenza di contaminazione. Per il piombo, invece, in entrambi gli anni i fattori di contaminazione indicano una sospetta contaminazione, seppure in un solo caso venga raggiunto il livello di contaminazione moderata. L’esame del dendrogramma della cluster analysis (Fig. 2.4.4.2.) evidenzia però che solo alcuni elementi (V, Ni, Cd, As) tendono a formare un’associazione con la matrice minerale (Al, Fe, Si, …), mentre Co, Mo, Cu, Sb, Cr, Pb, Zn e Hg costituiscono un cluster separato, legato piuttosto agli elementi C, N e P. Per questi elementi l’analisi suggerisce quindi una possibile associazione alla biomassa dei muschi piuttosto che al parti- colato minerale eventualmente incorporato dai muschi stessi. La loro origine è pertanto da ritenersi più probabilmente artificiale piuttosto che geochimica.

Tree Diagram for 29 Variables Ward`s method 1-Pearson r

AL V NI FE TI CD AS SC SI MN NA S TL BI CO MO CU MG SB CA CR PB ZN HG C N CL P K

0 20406080100120 (Dlink/Dmax)*100

Fig. 2.4.4.2. Cluster analysis per i muschi esposti nel Boesio.

2.4.4.3. Cannobino I fattori di contaminazione per il Cannobino (Tab. 2.4.4.3.) indicano una contaminazione da sospetta a moderata per arsenico, cobalto e nichel. I primi due elementi in effetti risultano tra loro strettamente associati (Fig. 2.4.4.3.) e legati in un cluster che comprende zolfo e silicio, a sua volta solo molto debolmente collegato ai cluster che identificano la matrice minerale. Va sottolineato che, in questo

49 torrente, tra gli elementi potenzialmente inquinanti solo Mo e Sb risultano associati alla sostanza organica (C, N, P).

Tab. 2.4.4.3. Fattore di contaminazione per il Cannobino (le caselle evidenziate riportano in corsivo la contaminazione moderata; in grassetto quella severa; in grassetto corsivo quella estrema). Cannobino mar-01 giu-01 set-01 dic-01 lug-02 set-02 ott-02 dic-02 Ag 1,1 Al 0,9 3,1 1,3 1,1 1,1 0,7 1,0 As 1,2 7,8 7,5 7,4 7,9 1,8 3,9 Au 1,3 0,7 147,3 Bi 1,4 3,6 2,3 1,4 2,6 2,9 1,5 Br 2,1 1,3 1,3 C 1,4 0,7 0,9 0,8 0,6 1,3 1,1 Ca 0,9 1,0 1,2 1,0 1,4 1,0 Cd 3,8 1,2 4,1 0,9 2,8 1,5 1,0 Ce 0,7 3,5 1,3 Cl 2,6 0,9 3,4 0,6 1,7 1,3 Co 1,9 3,6 1,8 6,5 8,2 5,4 4,1 Cr 1,0 3,0 1,7 1,6 1,6 1,2 1,5 Cs 0,6 4,3 3,7 Cu 0,8 2,1 1,4 2,4 2,3 2,4 1,5 Fe 0,5 4,2 1,9 2,6 2,8 2,8 1,8 Hf 1,8 1,1 0,4 Hg 0,9 1,0 1,3 0,7 1,5 2,5 1,1 K 1,3 0,9 1,3 0,8 1,0 1,1 La 2,0 1,6 Mg 0,8 2,4 1,4 3,5 2,3 1,7 1,6 Mn 1,1 3,8 2,4 3,3 2,3 2,7 1,5 Mo 0,6 0,8 2,2 0,4 1,0 0,7 5,7 N 1,8 0,8 1,0 0,9 0,6 1,7 1,1 Na 1,7 1,2 0,7 1,5 1,0 0,8 Ni 1,9 8,3 6,5 5,4 6,6 5,1 4,7 P 0,8 1,0 0,9 0,8 1,4 1,3 Pb 0,7 3,1 1,9 2,7 4,2 3,9 2,9 Rb 0,4 2,7 1,3 S 2,3 1,0 1,1 1,7 0,0 1,0 Sb 0,6 1,0 1,2 1,4 1,4 1,4 5,4 Sc 0,5 2,8 1,4 0,8 0,2 0,1 0,1 Se 1,2 1,7 1,8 Si 1,5 1,6 1,0 1,7 0,7 0,8 Sm 0,8 2,0 1,7 Ta 0,2 2,8 11,6 Th(Pa) 0,6 4,1 1,3 Ti 0,8 3,7 2,0 2,4 2,2 1,4 2,1 Tl 1,0 1,1 0,5 1,3 2,1 1,5 0,7 U(Np) 1,0 0,7 1,7 V 0,7 1,9 1,0 2,3 2,3 1,8 1,3 W 38,7 0,6 1,7 Zn 1,9 2,1 1,9 1,5 2,0 3,6 2,3

50 Tree Diagram for 29 Variables Ward`s method 1-Pearson r

AL FE V NI CR TI CU MN BI HG TL NA PB CD ZN AS CO S SI SC MG C N P CA MO CL SB K

0 20406080100120 (Dlink/Dmax)*100

Fig. 2.4.4.3. Cluster analysis per i muschi esposti nel Cannobino.

2.4.4.4. Maggia Come per il Boesio, è evidente una notevole differenza nei fattori di contaminazione tra il 2001 ed il 2002 (Tab. 2.4.4.4.). In particolare, andranno verificati con i dati del secondo anno, quando saranno disponibili, i risultati relativi ad elementi quali Ce, Cs, Ta e Th, per i quali i fattori di contaminazione suggeriscono che in questo fiume la disponibilità per l’uptake nei muschi acquatici è relativamente più elevata che nel controllo e negli altri tributari del Lago Maggiore. È invece rassicurante la constatazione che, tra i potenziali contaminanti metallici, nessuno sia associato alla sostanza organica, cioè al complesso C - N - P; solo il nichel fa registrare dei valori di sospetta contaminazione, ed anche per questo elemento l’analisi dei cluster (Fig. 2.4.4.4.) suggerisce un’associazione di tipo geochimico (con gli elementi maggiori della matrice minerale).

51 Tab. 2.4.4.4. Fattore di contaminazione per il Maggia (le caselle evidenziate riportano in corsivo la contaminazione moderata; in grassetto quella severa; in grassetto corsivo quella estrema). Maggia mar-01 giu-01 set-01 dic-01 lug-02 set-02 ott-02 dic-02 Ag 0,9 Al 1,4 4,1 2,7 1,1 1,3 1,5 1,0 1,1 As 1,1 1,4 1,0 1,4 1,4 1,7 0,4 1,1 Au 1,4 0,2 1,3 125,2 Bi 2,5 10,0 4,5 1,6 2,6 3,0 4,8 1,2 Br 1,9 0,4 0,1 1,2 C 0,9 0,2 0,4 0,9 0,8 0,4 0,8 1,1 Ca 0,9 0,9 1,0 1,3 0,9 1,3 1,1 Cd 1,2 0,4 1,1 1,2 0,9 2,1 1,2 0,7 Ce 1,1 7,6 4,7 1,7 Cl 0,6 0,7 1,2 3,8 0,3 1,1 1,5 Co 1,2 2,9 1,4 1,2 3,6 4,1 3,6 1,8 Cr 1,0 4,1 1,7 1,5 0,2 0,2 0,2 0,1 Cs 2,1 7,0 5,6 2,1 Cu 0,9 1,4 1,7 1,2 3,3 2,5 2,2 1,7 Fe 0,9 7,0 2,7 1,4 2,0 2,7 2,2 1,9 Hf 1,5 1,0 1,8 0,2 Hg 0,8 0,4 1,2 0,8 0,9 1,6 1,7 1,0 K 1,5 0,9 1,0 1,4 1,0 1,1 1,1 La 1,1 3,3 2,5 1,3 Mg 1,0 3,9 1,7 1,0 2,8 2,4 1,9 1,4 Mn 1,8 7,3 3,1 2,3 2,5 2,6 2,4 2,1 Mo 0,8 1,6 2,0 1,8 0,3 1,4 0,6 2,4 N 1,2 0,2 0,4 0,8 0,8 0,4 1,1 1,1 Na 3,8 3,0 1,3 1,3 1,7 1,4 1,6 Ni 1,1 6,7 3,1 3,0 3,0 4,6 3,6 2,1 P 0,4 0,5 0,8 0,8 0,6 1,0 1,3 Pb 0,8 1,7 1,8 1,0 2,5 3,6 2,6 2,3 Rb 1,1 7,4 3,6 1,4 S 1,8 201,6 1,0 1,3 1,5 1,0 1,0 Sb 1,6 0,5 1,8 0,7 2,2 2,1 2,5 2,8 Sc 0,7 5,2 2,4 1,2 1,2 0,2 0,1 0,2 Se 2,0 1,4 1,7 1,1 Si 2,2 2,7 2,3 1,2 2,2 1,1 0,9 Sm 1,0 3,6 3,1 1,7 Ta 1,0 10,6 7,8 14,7 Th(Pa) 1,5 11,9 6,5 2,0 Ti 1,1 9,1 4,3 1,7 2,1 2,2 1,8 1,8 Tl 1,6 2,1 2,7 0,4 2,1 3,8 2,4 1,9 U(Np) 1,1 2,2 3,3 2,9 V 0,5 2,3 2,1 0,5 1,3 2,0 0,9 1,2 W 2,3 32,8 1,9 0,1 Zn 1,0 1,7 0,9 1,5 1,2 1,4 2,1 1,6

52 Tree Diagram for 29 Variables Ward`s method 1-Pearson r

AL FE TI TL NI PB NA V BI S CD CU HG MN ZN SB AS CO MO CR MG SC SI C N CL P CA K

0 20406080100120 (Dlink/Dmax)*100

Fig. 2.4.4.4. Cluster analysis per i muschi esposti nel Maggia.

2.4.4.5. S. Bernardino L’unico elemento che presenta un consistente fattore di “contaminazione moderata” è il Pb (Tab. 2.4.4.5.), mentre per altri elementi (Co, Fe, Ni) il superamento del valore corrispondente ad una contaminazione “sospetta” e limitato ad un solo campionamento nei due anni di studio. Tutti e quattro questi elementi risultano comunque associati alla matrice minerale (Fig. 2.4.4.5.), mentre la sostanza organica risulta legata solo a Zn, Mo e Sb, elementi per i quali le analisi non fanno supporre episodi di contaminazione.

2.4.4.6. S. Giovanni Per due elementi, i fattori CF (Tab. 2.4.4.6.) indicano una condizione di contaminazione da moderata (As) a severa (Hg). Per entrambi, ed analogamente per Co, Pb, Cu, Mo e Zn (CF corrispondenti ad una contaminazione “sospetta”), l’analisi dei cluster indica un’assenza di associazione tanto con la matrice minerale che con la sostanza organica, lasciando supporre una possibile contaminazione di tipo antropico (da verificare con indagini successive).

53 Tab. 2.4.4.5. Fattore di contaminazione per il S. Bernardino (le caselle evidenziate riportano in corsivo la contaminazione moderata; in grassetto quella severa; in grassetto corsivo quella estrema). S. Bernardino mar-01 giu-01 set-01 dic-01 lug-02 set-02 ott-02 dic-02 Ag Al 1,3 3,9 1,3 1,1 1,4 1,2 1,2 1,6 As 1,3 4,4 1,7 2,4 4,1 5,7 3,1 Au 2,6 2,2 15,1 210,7 Bi 3,3 10,6 2,4 1,2 3,1 3,2 2,4 Br 5,5 0,6 1,2 1,0 C 1,2 0,5 0,8 0,8 0,6 0,5 1,2 1,0 Ca 1,2 1,1 0,9 1,1 1,2 1,5 1,1 Cd 3,3 1,3 4,4 0,9 2,2 1,1 Ce 0,8 4,6 2,3 1,1 Cl 1,3 1,2 1,0 7,5 0,5 1,9 1,1 Co 2,0 4,8 1,6 1,7 5,0 10,8 5,5 Cr 0,9 4,3 1,3 1,3 1,0 1,9 1,8 Cs 1,2 5,7 3,2 2,8 Cu 1,2 3,8 3,6 1,5 4,2 4,4 3,6 Fe 0,8 7,5 1,7 1,7 2,6 3,3 2,9 2,1 Hf 1,6 0,7 1,1 0,5 Hg 1,3 1,8 4,5 1,1 1,8 3,9 3,9 1,2 K 1,1 0,8 0,9 1,2 0,9 1,1 1,1 La 1,1 2,4 1,5 1,0 Mg 1,2 4,1 1,3 1,0 2,7 2,9 1,6 1,7 Mn 1,6 7,0 2,0 2,3 2,1 3,3 2,6 1,7 Mo 1,0 1,2 0,6 0,9 0,6 1,2 0,7 N 1,1 0,6 0,9 0,9 0,6 0,6 1,5 1,0 Na 2,1 1,2 1,3 1,6 0,9 1,1 0,9 Ni 1,5 7,5 4,8 3,7 2,8 5,5 3,3 P 0,7 0,9 0,8 0,7 0,8 1,6 1,3 Pb 1,3 6,1 4,7 1,4 4,8 7,6 6,2 Rb 0,7 3,1 1,6 1,9 S 2,4 1,0 1,0 1,1 1,4 0,0 1,0 Sb 1,8 2,9 3,6 1,6 4,3 4,0 4,8 Sc 1,1 6,2 1,7 1,7 1,3 0,2 0,1 0,2 Se 1,4 0,8 2,2 1,8 Si 1,6 1,9 2,3 1,4 1,7 0,8 1,1 Sm 1,1 2,9 1,5 1,1 Ta 0,6 5,4 2,2 12,6 Th(Pa) 1,0 6,4 2,4 1,3 Ti 1,0 8,0 2,0 2,1 2,6 3,6 2,4 1,9 Tl 1,6 1,3 1,5 0,3 2,2 2,9 1,2 U(Np) 1,3 1,0 1,6 0,9 V 0,6 3,9 1,6 1,4 2,2 3,7 1,8 W 3,1 1,0 0,9 0,5 Zn 1,4 2,8 1,9 1,6 1,8 2,3 3,3 1,9

54 Tree Diagram for 29 Variables Ward`s method 1-Pearson r

AL CR MN FE TI AS K CD CU HG TL NI V BI S SI CL NA CA MG SC CO PB C N P ZN MO SB

0 20406080100120 (Dlink/Dmax)*100

Fig. 2.4.4.5. Cluster analysis per i muschi esposti nel S. Bernardino.

Tree Diagram for 29 Variables Ward`s method 1-Pearson r

AL BI FE MN TI TL CR NI S V SI AS CO MG SC HG PB SB CU MO NA ZN C N CA P K CD CL

0 20406080100120 (Dlink/Dmax)*100

Fig. 2.4.4.6. Cluster analysis per i muschi esposti nel S. Giovanni.

55 Tab. 2.4.4.6. Fattore di contaminazione per il S. Giovanni (le caselle evidenziate riportano in corsivo la contaminazione moderata; in grassetto quella severa; in grassetto corsivo quella estrema). S. Giovanni mar-01 giu-01 set-01 dic-01 lug-02 set-02 ott-02 dic-02 Ag 0,7 0,8 Al 1,7 3,6 2,6 1,6 1,1 0,9 1,4 As 2,6 8,3 14,2 2,8 7,3 2,2 6,3 Au 0,5 2,6 3,9 584,3 Bi 2,4 5,5 3,3 2,9 3,0 2,8 2,2 Br 3,6 0,4 0,1 0,9 C 0,9 0,4 0,2 0,9 0,3 1,2 0,5 Ca 0,8 0,7 1,0 0,8 1,3 0,8 Cd 2,5 0,8 0,7 3,0 1,0 1,1 0,3 Ce 1,4 6,4 8,4 1,3 Cl 1,0 0,3 1,1 0,3 2,4 0,5 Co 1,5 3,4 1,2 1,1 4,6 3,1 3,1 Cr 1,0 3,1 1,6 1,3 1,3 0,6 0,8 Cs 1,9 6,0 6,4 2,8 Cu 1,3 3,4 2,7 2,3 2,5 2,7 1,3 Fe 1,3 6,9 3,6 1,9 2,0 1,9 1,7 Hf 1,1 1,2 1,3 0,5 Hg 1,8 13,5 49,1 3,7 18,2 6,2 2,2 K 1,2 0,9 1,0 0,8 1,3 1,0 La 1,4 3,3 4,3 1,1 Mg 1,6 2,8 2,6 1,4 1,9 1,7 1,6 Mn 1,5 5,5 3,1 1,7 2,0 1,9 1,1 Mo 1,0 1,4 0,9 1,0 0,6 1,3 1,6 N 1,1 0,5 0,2 1,0 0,3 1,5 0,5 Na 2,9 3,8 1,2 0,7 1,6 1,1 Ni 1,3 4,4 2,7 3,0 3,0 2,1 2,4 P 0,9 0,6 1,3 0,6 1,4 0,7 Pb 1,3 4,9 4,0 1,8 4,1 3,0 1,4 Rb 0,9 4,6 4,5 1,8 S 1,3 94,3 1,0 1,5 0,0 105,4 Sb 1,7 1,7 2,0 1,5 1,4 0,8 3,1 Sc 0,9 4,7 4,1 1,3 0,2 0,1 0,1 Se 1,8 1,4 1,5 1,3 Si 1,9 2,6 1,7 2,2 0,7 2,1 Sm 1,3 3,5 4,4 1,2 Ta 0,8 6,4 7,7 8,5 Th(Pa) 1,4 8,1 9,8 1,3 Ti 1,7 6,4 4,3 2,7 3,0 2,7 2,2 Tl 1,7 1,3 2,3 0,5 3,0 1,8 1,7 U(Np) 1,4 1,3 0,7 1,2 V 0,9 2,8 3,4 0,9 2,5 1,1 1,8 W 1,8 1,9 2,2 0,1 Zn 1,1 2,1 1,5 1,9 1,4 2,7 1,3

56 2.4.4.7. Ticino I fattori di contaminazione per il Ticino, riportati in tabella 2.4.4.7., evidenziano solo una contaminazione da sospetta a moderata per l’As.

Tab. 2.4.4.7. Fattore di contaminazione per il Ticino (le caselle evidenziate riportano in corsivo la contaminazione moderata; in grassetto quella severa; in grassetto corsivo quella estrema). Ticino mar-01 giu-01 set-01 dic-01 lug-02 set-02 ott-02 dic-02 Ag 2,4 2,0 1,0 Al 1,4 3,4 3,7 5,2 1,5 1,1 1,0 As 1,1 3,1 3,6 4,2 10,3 3,8 4,8 Au 0,5 0,7 1,6 170,6 Bi 1,5 3,9 5,2 4,7 2,6 3,2 1,2 Br 3,5 0,5 0,1 0,7 C 0,9 0,4 0,1 0,6 0,5 0,5 0,3 Ca 1,2 1,6 1,3 2,1 1,4 1,7 Cd 0,9 0,6 0,5 1,0 0,9 1,5 0,8 Ce 1,2 5,4 7,2 3,3 Cl 1,3 0,2 0,4 0,8 0,7 0,3 Co 1,0 3,2 1,1 2,0 3,8 4,9 3,3 Cr 0,8 2,5 1,9 2,6 1,1 1,2 1,5 Cs 1,9 6,7 8,4 11,8 Cu 1,0 1,6 1,5 1,7 3,9 2,3 1,7 Fe 1,0 6,1 4,3 5,0 3,2 2,3 1,9 Hf 1,7 0,8 1,0 1,3 Hg 0,7 0,5 0,5 0,7 0,8 1,2 0,3 K 1,3 0,9 0,8 1,5 1,1 1,0 La 1,2 2,6 3,5 2,2 Mg 1,5 3,6 4,5 2,7 5,1 2,8 3,8 Mn 1,6 7,6 3,6 3,1 1,9 3,3 1,3 Mo 0,8 0,8 0,6 1,2 1,1 1,1 5,0 N 1,0 0,4 0,1 0,5 0,7 0,6 0,3 Na 2,5 3,4 4,4 1,1 1,0 1,6 Ni 0,9 3,6 3,2 3,5 3,0 2,9 2,8 P 0,7 0,4 0,5 0,7 0,9 0,5 Pb 0,8 1,7 2,0 1,4 2,8 2,2 2,5 Rb 0,8 5,1 4,3 5,0 S 2,4 111,4 192,0 1,2 1,2 160,3 Sb 1,3 0,6 1,1 1,3 2,1 1,3 1,3 Sc 1,1 4,8 4,9 3,3 1,3 0,2 0,2 Se 1,6 1,1 1,5 1,4 Si 1,8 2,5 3,2 1,3 1,6 2,0 Sm 1,1 3,0 3,9 2,5 Ta 0,6 7,1 6,6 46,5 Th(Pa) 1,5 8,0 8,7 4,6 Ti 0,8 5,3 5,7 7,7 3,0 2,5 2,0 Tl 1,0 1,0 2,5 1,4 2,6 3,1 0,7 U(Np) 0,8 1,4 1,0 1,2 V 0,9 2,6 5,0 1,9 1,9 2,2 1,2 W 2,1 2,4 0,2 1,5 Zn 1,0 1,4 0,9 1,9 1,2 1,5 1,1

57 L’analisi dei cluster (Fig. 2.4.4.7.) del resto conferma che nessuno dei contaminanti è legato alla sostanza organica, mentre elementi metallici e metalloidi sono variamente associati alla matrice minerale silicatica (cluster di Co e Mo con Si e Na), al Fe (Ni, Ti, Cr, Cd e, in minor misura, Hg e Tl), o all’Al (Zn, V, As, Pb e Sb).

Tree Diagram for 29 Variables Ward`s method 1-Pearson r

AL BI ZN V AS PB CA SB CD CR CU FE NI TI HG TL C N P S CL K MN CO MO MG SC NA SI

0 20406080100120 (Dlink/Dmax)*100 Fig. 2.4.4.7. Cluster analysis per i muschi esposti nel Ticino.

2.4.4.8. Toce Per questo tributario i fattori di contaminazione evidenziano un potenziale problema per As, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb ed Sb (Tab. 2.4.4.8.). La probabile origine antropica è del resto confermata dall’analisi dei cluster (Fig. 2.4.4.8.), dove spiccano molte associazioni tra metalli non riconducibili ad una matrice minerale comune. Particolarmente significativi potrebbero essere i cluster tra C, N e Cu, Sb, Cd, Pb e quello tra P e Cr e Mn, potenzialmente indicativi di un uptake nella biomassa dei muschi.

2.4.4.9. Tresa Anche in questo tributario, l’As raggiunge fattori di contaminazione moderata (Tab. 2.4.4.9.), mentre per altri inquinanti (Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Sb) sporadicamente si rilevano dei valori di contaminazione sospetta. L’analisi dei cluster (Fig. 2.4.4.9.), in particolare, puntualizza come Hg, Pb, As, Ni, Tl e Zn non siano correlati a nessuno degli altri elementi, lasciando quindi ipotizzare una loro origine antropica. Solo il Cu tende ad essere associato alla sostanza organica, mentre gli altri potenziali contaminanti risultano più o meno strettamente legati alla matrice minerale

2.4.4.10. Vevera Di nuovo l’As si segnala per la sua contaminazione moderata (Tab. 2.4.4.10.), as- sieme a Cu e Pb; anche Co, Cr, Hg, Ni, Sb, V e Zn raggiungono però talvolta livelli di

58 contaminazione sospetta o moderata. Si osservano numerose associazioni (Fig. 2.4.4.10.), più o meno forti, con la matrice minerale (Cd, Cr, V, As, Tl, Ni, Hg e Zn), mentre Sb e, in misura via via minore, Co, Mo, Pb e Cu risultano tendenzialmente legati alla sostanza organica.

Tab. 2.4.4.8. Fattore di contaminazione per il Toce (le caselle evidenziate riportano in corsivo la contaminazione moderata; in grassetto quella severa; in grassetto corsivo quella estrema). Toce mar-01 giu-01 set-01 dic-01 lug-02 set-02 ott-02 dic-02 Ag 1,7 12,4 1,3 Al 1,3 4,2 5,1 5,3 1,5 1,2 1,0 1,4 As 2,3 12,9 6,2 16,5 7,4 7,8 3,1 16,9 Au 1,0 0,4 2,7 283,6 Bi 2,0 63,1 6,6 7,8 2,6 3,1 3,0 2,3 Br 3,7 0,1 0,1 0,7 C 1,1 0,4 0,3 0,5 0,6 0,7 1,3 0,9 Ca 1,2 0,8 0,9 1,5 1,1 1,4 1,1 Cd 1,4 0,7 0,5 1,1 0,7 2,0 1,1 0,6 Ce 1,1 6,9 17,2 4,4 Cl 1,0 0,2 0,4 3,6 0,8 0,6 1,3 Co 1,6 4,8 2,9 2,6 5,6 5,8 3,6 3,3 Cr 1,0 10,3 4,0 8,2 1,6 2,0 1,9 1,9 Cs 1,6 10,0 30,3 19,9 Cu 1,5 4,5 2,4 2,9 4,4 4,9 10,6 3,7 Fe 1,4 9,4 5,2 8,1 3,0 3,0 2,0 2,2 Hf 3,3 1,0 2,8 0,5 Hg 1,2 3,5 5,2 3,5 2,3 2,2 3,7 2,3 K 1,5 1,3 1,1 1,6 1,2 1,1 1,2 La 1,1 3,6 8,7 2,5 Mg 0,9 8,5 4,1 5,7 4,3 3,9 2,3 2,0 Mn 3,1 9,1 0,8 4,8 4,0 3,3 2,6 4,1 Mo 1,3 2,2 1,2 1,5 0,8 1,5 1,4 2,8 N 1,0 0,4 0,2 0,5 0,6 0,7 1,3 0,9 Na 2,9 3,5 3,8 1,5 1,6 0,9 1,1 Ni 1,9 14,3 6,7 13,1 4,6 7,1 5,2 6,6 P 0,8 0,4 0,5 0,6 0,8 1,0 1,2 Pb 0,8 4,1 3,7 6,3 4,8 6,2 10,8 5,8 Rb 0,9 6,6 14,0 9,1 S 1,2 198,4 129,0 1,2 1,7 1,5 1,0 Sb 1,1 1,2 5,8 1,8 1,6 7,9 29,5 27,0 Sc 1,0 7,2 9,6 5,0 1,2 1,3 0,9 1,2 Se 1,3 0,7 4,0 0,7 Si 1,7 2,5 3,0 1,3 1,4 0,7 1,1 Sm 1,2 4,0 8,5 2,8 Ta 0,7 8,2 17,9 49,6 Th(Pa) 1,1 10,8 22,4 6,3 Ti 0,9 9,4 5,9 9,7 3,7 2,5 1,7 1,1 Tl 1,1 1,9 4,9 1,7 2,1 2,9 1,8 1,0 U(Np) 1,2 2,1 3,1 1,4 V 0,6 3,7 1,4 3,2 2,4 2,6 2,4 1,4 W 3,1 3,2 1,9 3,7 Zn 1,8 1,9 1,8 2,0 1,3 1,8 2,5 2,3

Tab. 2.4.4.9. Fattore di contaminazione per il Tresa (le caselle evidenziate riportano in corsivo la contaminazione moderata; in grassetto quella severa; in grassetto corsivo quella estrema). Tresa mar-01 giu-01 set-01 dic-01 lug-02 set-02 ott-02 dic-02 Ag 4,8 0,5 0,3 Al 1,8 3,4 1,9 2,7 1,3 0,9 1,0 As 2,1 12,2 7,0 10,9 4,3 0,9 1,8 Au 0,7 1,0 2,4 95,3 Bi 1,4 4,3 2,2 3,0 2,1 1,8 1,9 Br 2,1 0,4 0,1 0,6 C 0,5 0,4 0,5 0,5 0,3 1,2 0,7 Ca 0,8 0,8 0,8 1,7 1,6 1,1 Cd 3,9 0,4 0,7 0,6 2,0 1,0 0,4 Ce 1,5 4,9 5,2 4,5 Cl 0,4 0,5 0,5 0,2 2,4 1,0 Co 1,7 2,0 0,9 1,8 3,0 1,6 2,4 Cr 2,1 3,3 1,4 2,1 0,9 1,0 1,4 Cs 1,3 6,2 7,6 14,0 Cu 0,6 1,9 2,1 1,5 2,0 2,5 2,1 Fe 1,5 7,5 3,0 5,1 3,1 2,7 2,1 Hf 1,0 1,1 1,2 1,4 Hg 0,4 2,5 2,8 1,4 1,6 3,2 0,9 K 1,1 0,9 0,8 0,9 1,2 1,2 La 1,4 2,5 3,0 2,1 Mg 2,5 2,0 1,8 1,6 3,0 1,7 2,2 Mn 2,3 6,4 1,4 3,6 2,7 2,7 2,1 Mo 0,2 0,5 1,3 0,5 0,9 0,5 4,4 N 0,5 0,4 0,5 0,5 0,3 1,3 0,7 Na 2,6 2,0 3,9 1,1 1,1 1,1 Ni 1,8 2,5 2,1 2,8 3,1 4,8 3,8 P 0,6 0,8 0,5 0,6 1,5 1,2 Pb 0,6 5,9 3,2 3,6 4,3 5,2 4,3 Rb 1,0 4,6 3,4 6,4 S 3,8 59,8 176,7 1,4 0,0 1,0 Sb 1,0 2,6 4,1 3,7 4,8 4,4 7,8 Sc 2,7 5,2 3,2 4,3 0,2 0,1 0,2 Se 1,2 1,0 2,4 1,7 Si 2,1 2,0 3,4 2,1 0,8 1,4 Sm 1,3 2,6 3,0 2,2 Ta 0,9 5,4 5,4 41,2 Th(Pa) 1,7 7,4 6,1 5,8 Ti 2,1 2,7 1,9 2,9 1,7 1,2 1,0 Tl 1,4 0,9 1,7 0,6 3,5 1,6 1,2 U(Np) 0,3 0,9 1,6 0,7 V 2,3 2,4 1,1 1,7 2,1 2,1 1,5 W 4,4 0,8 2,1 1,5 Zn 0,6 1,6 1,2 1,8 1,3 2,5 1,6

60 Tab. 2.4.4.10. Fattore di contaminazione per il Vevera (le caselle evidenziate riportano in corsivo la contaminazione moderata; in grassetto quella severa; in grassetto corsivo quella estrema). Vevera mar-01 giu-01 set-01 dic-01 lug-02 set-02 ott-02 dic-02 Ag 2,9 Al 1,5 8,7 6,2 4,2 1,6 1,3 1,3 1,1 As 3,7 21,3 9,4 10,3 6,4 9,1 4,0 16,7 Au 2,5 0,2 8,0 640,5 Bi 4,0 12,2 6,4 5,4 2,7 2,7 4,6 2,6 Br 2,5 0,4 0,1 1,1 C 0,8 0,3 0,2 0,6 0,4 0,2 0,4 0,4 Ca 0,7 0,7 0,8 0,9 0,8 1,0 0,9 Cd 1,5 1,1 1,1 1,1 0,8 2,2 1,2 0,4 Ce 1,6 9,6 9,2 5,2 Cl 0,5 0,2 0,7 1,3 0,1 0,5 0,4 Co 1,3 3,1 0,9 1,3 2,3 3,1 2,1 2,2 Cr 1,4 6,3 3,0 3,5 0,8 0,9 0,9 0,8 Cs 3,0 12,2 9,8 8,4 Cu 9,8 8,6 9,2 11,5 5,0 4,4 4,8 2,6 Fe 1,2 9,2 4,6 4,5 1,0 1,1 0,9 1,3 Hf 0,7 0,8 1,0 0,9 Hg 1,6 2,8 4,1 2,7 1,2 1,7 3,7 1,2 K 1,5 1,1 0,9 1,7 1,0 1,2 1,1 La 1,6 4,4 4,5 2,5 Mg 1,7 3,8 3,1 1,8 3,2 2,0 1,8 2,5 Mn 2,9 9,9 3,2 5,2 2,2 2,7 2,4 1,7 Mo 0,2 1,3 0,9 0,5 0,3 0,8 0,9 3,4 N 0,8 0,4 0,2 0,6 0,4 0,3 0,5 0,4 Na 2,3 2,5 3,0 0,9 1,3 1,3 1,8 Ni 1,2 4,9 3,7 2,7 1,2 2,5 2,3 2,0 P 0,8 0,6 1,0 0,7 0,5 0,9 0,8 Pb 2,0 6,9 6,4 4,1 4,9 4,7 5,5 6,8 Rb 1,2 6,6 5,3 5,5 S 1,0 109,1 1,0 0,7 1,2 0,7 55,2 Sb 4,5 4,7 5,5 4,1 0,7 0,6 1,0 0,8 Sc 1,5 6,3 4,4 3,5 1,3 0,1 0,1 0,1 Se 1,7 1,6 1,3 1,8 Si 2,0 2,5 3,1 1,7 2,4 1,4 2,0 Sm 1,3 4,5 4,7 2,5 Ta 1,1 5,6 9,8 37,0 Th(Pa) 2,2 12,8 14,8 7,1 Ti 1,1 5,4 3,7 2,8 2,7 3,0 2,3 2,4 Tl 1,5 2,2 4,1 0,5 3,5 4,3 3,5 1,4 U(Np) 0,3 1,0 1,2 0,9 V 1,1 2,4 3,6 1,7 1,0 2,1 1,0 1,3 W 4,2 4,4 1,8 1,8 Zn 2,4 3,5 2,0 3,4 1,9 1,7 2,6 1,9

61 Tree Diagram for 29 Variables Ward`s method 1-Pearson r

AL ZN SC AS MG K MO CO SI NA BI CA HG NI V FE TI S TL C N CU SB CD PB CL P CR MN

0 20406080100120 (Dlink/Dmax)*100

Fig. 2.4.4.8. Cluster analysis per i muschi esposti nel Toce.

Tree Diagram for 30 Variables Ward`s method 1-Pearson r

AL HG CR FE MG SI S MN NA V PB AS K CO N CD CL C SB NI BI TI SC TL CA CS CU P MO ZN 0 20406080100120 (Dlink/Dmax)*100

Fig. 2.4.4.9. Cluster analysis per i muschi esposti nel Tresa.

62 Tree Diagram for 29 Variables Ward`s method 1-Pearson r

AL BI HG AS CR FE K CO MG SB SC ZN MO PB CD TL TI NA NI V S SI C N P CU CA CL MN

0 20406080100120 (Dlink/Dmax)*100

Fig. 2.4.4.10. Cluster analysis per i muschi esposti nel Vevera.

2.4.4.11. Confronto tra tributari I valori medi dei fattori di contaminazione dei muschi nel periodo 2001-2002 (Tab. 2.4.4.11.) non evidenziano situazioni particolarmente preoccupanti, poiché elementi tradizionalmente considerati come potenziali inquinanti (Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, V, Zn) raggiungono valori CF classificabili al massimo come “contaminazione sospetta”. I dati relativi a Au, Cs, S, Ta e Th piuttosto suggeriscono che il muschio ha elevate capacità di uptake per questi elementi, di probabile origine naturale. In alcuni sporadici casi è comunque consigliabile un approfondimento dello studio: As in S. Giovanni, Toce, Tresa e Vevera; Cu nel Bardello; Hg nel S. Giovanni; Ni in Bardello e Toce; Sb nel Toce; W in Cannobino e Maggia.

63 Tab. 2.4.4.11. Fattori di contaminazione dei muschi mediati sul periodo 2001-2002 per i vari tributari (in grassetto, contaminazione moderata o superiore). Bardello Boesio Cannobino Maggia S. Bernardino S. Giovanni Ticino Toce Tresa Vevera Ag 6 11 1 1 1 2 5 2 3 Al 2 2 1 2 2 2 2 3 2 3 As 5 2 5 1 3 6 4 9 6 10 Au 697 525 50 32 58 148 43 72 25 163 Bi 4 4 2 4 4 3 3 11 2 5 Br 2 1 2 1 2 1 1 1 1 1 C 0 1 1 1 1 1 0 1 1 0 Ca 1 2 1 1 1 1 2 1 1 1 Cd 1 1 2 1 2 1 1 1 1 1 Ce 4 2 2 4 2 4 4 7 4 6 Cl 0 1 2 1 2 1 1 1 1 1 Co 2 2 5 2 5 3 3 4 2 2 Cr 3 3 2 1 2 1 2 4 2 2 Cs 5 4 3 4 3 4 7 15 7 8 Cu 7 3 2 2 3 2 2 4 2 7 Fe 3 2 2 3 3 3 3 4 4 3 Hf 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 Hg 3 4 1 1 2 14 1 3 2 2 K 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 La 2 2 2 2 1 3 2 4 2 3 Mg 2 2 2 2 2 2 3 4 2 2 Mn 25 3 2 3 3 2 3 4 3 4 Mo 1 1 2 1 1 1 2 2 1 1 N 1 1 1 1 1 1 1 1 1 0 Na 2 2 1 2 1 2 2 2 2 2 Ni 6 2 5 3 4 3 3 7 3 3 P 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 Pb 4 5 3 2 5 3 2 5 4 5 Rb 4 2 1 3 2 3 4 8 4 5 S 16 1 1 30 1 34 78 48 40 24 Sb 3 4 2 2 3 2 1 9 4 3 Sc 2 1 1 1 2 2 2 3 2 2 Se 2 2 2 2 2 1 1 2 2 2 Si 2 2 1 2 2 2 2 2 2 2 Sm 2 2 1 2 2 3 3 4 2 3 Ta 16 6 5 9 5 6 15 19 13 13 Th 5 3 2 5 3 5 6 10 5 9 Ti 3 2 2 3 3 3 4 4 2 3 Tl 2 2 1 2 2 2 2 2 2 3 U 0 0 1 2 1 1 1 2 1 1 V 2 2 2 1 2 2 2 2 2 2 W 2 2 14 9 1 2 2 3 2 3 Zn 4 2 2 1 2 2 1 2 2 2

64 2.4.5. Conclusioni Un primo esame dei dati conferma, come atteso, che:

• esistono delle differenze di uptake tra le due specie di muschi (Bryum sp. e Fontinalis antipyretica Hedw.); • esistono delle differenze stagionali nell’accumulo degli elementi analizzati, in funzione del ciclo vitale dei muschi, delle condizioni meteoclimatiche ed idrologiche e, possibilmente, della variabilità temporale della contaminazione dei corsi d’acqua.

Le variazioni stagionali ovviamente interessano anche il muschio “controllo”, prele- vato in un fontanile del Parco del Ticino e trapiantato nei diversi tributari. In effetti, per i diversi elementi analizzati mediamente si è osservato un coefficiente di variazione percentuale del 60 % (Fig. 2.4.5a.).

250

225

200

175

150

125 CV %

100

0 P V K C Tl Bi Cl Hf Zn Cr As Ag Na Rb Sb Se Cu Cd Mg Mo Sm Th(Pa)

Fig. 2.4.5a. Variabilità (coefficiente di variazione %) dei dati di concentrazione dei diversi elementi nel controllo nel periodo 2001-2002.

Un’elevata variabilità è stata osservata anche per gli elementi maggiori (Fe, Al, K, ecc.) costitutivi della matrice minerale del materiale particellato sospeso nell’acqua in cui il muschio è cresciuto, e quindi potrebbe essere almeno in parte dovuta, oltre che alla variabilità stagionale, ad una contaminazione casuale del muschio da parte del materiale particellato, risultante da un imperfetto lavaggio dei campioni. Per minimizzare l’influenza di questa variabilità, come descritto nei Risultati, per ogni periodo d’esposizione i dati relativi ai tributari sono stati “corretti” dividendoli per la corrispondente concentrazione nel relativo controllo, calcolando cioè i fattori di contaminazione [14].

65 Tuttavia, questi rapporti da soli potrebbero portare a conclusioni fuorvianti, nel caso ad esempio che le concentrazioni degli elementi considerati in un tributario fossero particolarmente elevati semplicemente in funzione della geochimica del bacino imbrifero. In questo caso, infatti, il fattore di contaminazione evidenzierebbe comunque un accumulo rispetto al muschio controllo, ma l’incremento non potrebbe essere sicuramente imputato ad un inquinamento a seguito di attività antropiche. In una precedente ricerca sui sedimenti del Lago Maggiore raccolti nel 1999 [16], sono state analizzate le concentrazioni degli elementi qui considerati anche in campioni di sedimento raccolti nella zona prospiciente la foce dei tributari del Lago Maggiore. Pertanto, utilizzando questi dati, è stato possibile calcolare un fattore di arricchimento dei muschi rispetto ai sedimenti, utilizzando la seguente formula:

[elemento X] muschio dopo l' esposizione SEF = [elemento X] nei sedimenti

Assumendo che la concentrazione nei sedimenti prospicienti le foci sia prevalentemente determinata dalla composizione chimica del materiale particellato trasportato dai tributari, fattori di arricchimento (SEF) superiori all’unità indicherebbero: a) che le concentrazioni rilevate nei muschi non dipendono da una contaminazione dei muschi stessi da parte del materiale particellato; b) che i muschi risultano arricchiti per adsorbimento e/o uptake degli stessi elementi veicolati dai tributari in forma disciolta. I valori medi dei fattori di arricchimento così ottenuti sono riassunti in tabella 2.4.5. Per evitare di sovrastimare l’arricchimento, vengono riportati solo i valori maggiori o uguali a 2 e, per facilitare la lettura, non vengono indicati gli elementi (As, Bi, Ce, Co, Cr, Cs, Fe, K, La, Mg, Na, Ni, Pb, Rb, S, Sc, Si, Sm, Th, Ti, Tl, V, Zn) per i quali nessun campione raggiungeva tale valore. Il confronto con la precedente tabella 2.4.4.11. conferma l’elevato bioaccumulo per elementi poco studiati, quali Au, Hf, Ta e U, di probabile origine geochimica, mentre suggerisce un approfondimento per Cd (Cannobino, S. Bernardino, S. Giovanni, Toce, Tresa), Cu (Maggia, Vevera), Hg (Cannobino, Maggia, Ticino, Tresa), Mo (tutti tranne il Boesio), Sb (tutti tranne Bardello e Boesio) e W (tutti i tributari); si tratta, infatti, di metalli che trovano impiego in diverse attività industriali ed il fatto che la concentrazione rilevata nei muschi sia almeno doppia di quella misurata nei sedimenti potrebbero quindi indicare un potenziale inquinamento. A questo proposito, è il caso di ribadire che il monitoraggio dell’inquinamento fluviale tramite il trapianto di muschi dovrebbe essere effettuato con una frequenza mensile e per un periodo di almeno tre anni; questa ricerca, per la ridotta frequenza e durata ed in conseguenza di avverse condizioni meteo-idrologiche, potrebbe pertanto sottosti- mare la reale gravità delle condizioni dei tributari controllati. In effetti, i risultati ottenuti confermano solo in parte le conclusioni raggiunte nello studio precedentemente citato sui sedimenti del Lago Maggiore [16], che avevano indi- viduato alcuni “hot spots”, riportati in figura 2.4.5b. Ovviamente, in questo caso i fattori di arricchimento del muschio rispetto ai sedimenti (SEF) tendono a sottovalutare il problema, perché i valori delle concentrazioni degli elementi nei sedimenti utilizzati per il calcolo derivano proprio da queste aree “sospette”. I fattori di contaminazione, al contrario, in qualche caso avallano le conclusioni di Baudo et al.[16]: ad esempio, nel caso di Co e Ni nella zona prospiciente il Cannobino,

66 per il Hg davanti al S. Giovanni, per As, Pb e forse Zn alla foce del Vevera, i dati ottenuti in questa ricerca sono in accordo con l’ipotesi di un possibile inquinamento veicolato da tali tributari. Per numerosi altri elementi, per i quali si ha una “contaminazione sospetta” (elementi in parentesi in Fig. 2.4.5b.) sono invece necessarie ulteriori con- ferme.

Tab. 2.4.5. Fattori di arricchimento rispetto ai sedimenti (SEF) nei campioni di muschio. Bardello Boesio Cannobino Maggia S. Bernardino Ag 2 Al 2 Au 152 84 104 Br 2 3 Ca 2 Cd 3 4 Cu 2 Hf 86 76 201 535 127 Hg 2 6 Mn 9 3 2 Mo 11 14 30 32 P 2 3 3 3 Sb 3 4 3 Ta 17 24 1 91 14 U 5 9 22 7 W 4 13 5 24 7 S. Giovanni Ticino Toce Tresa Vevera Ag 2 2 Al 2 Au 41 16 23 Br 10 549 Ca Cd 2 2 2 Cu 3 Hf 137 404 331 118 110 Hg 2 2 Mn 2 2 2 Mo 22 14 35 30 17 P 3 2 2 2 3 Sb 2 2 18 10 3 Ta 13 59 48 42 33 U 9 12 19 7 3 W 14 9 45 42 15

67 Au S M Ta W a gg ia o As Ticin Au S Ta Th (As)

Au W (As Co Cs Ni Pb Ta) Fe Ni Cannobino Co V

As Au Cs S Ta (Ce Fe Mn Ni Pb Rb Sb Sm As Au Hg S Ta Ti Tl W) Au (Bi Ce Co Cs Fe Tresa (As Bi Co La Ni Pb Rb Sm Cs Cu Fe Mn Ni S. Giovanni Th Ti) Mn Pb Sb Ta Th Ti) S . B e rn T ar oc di e Al no Hg Se As Au Bi Ce Cs Ni Sc B P oe Ag Au Ta Rb S Sb Ta Th sio (Bi Cr Cs Cu Hg (Al Co Cr Hg La Mn Pb Sb Th) Mg Mn Pb Sc Hg Sm Ti W)

Ag Au Cu Mn Ni S Ta Hg Bardello (As Bi Ce Cr Cs Hg Pb Rb Sb Th Ti Zn)

Se Co Cr Cu

As Au Ce Cs Sc Cd Cu Cu S Ta Th Vevera (Ag Al Bi Fe La As Cd Pb Sb Zn Mn Ni Pb Rb Sb Sm Ti Tl W) Cr

Fig. 2.4.5b. Aree a concentrazione particolarmente elevata di elementi nei sedimenti del Lago Maggiore (tratta da Baudo et al. [16], ridisegnata) e contaminazione rilevata tramite i muschi per i diversi tributari (contaminazione moderata o superiore; in parentesi, contaminazione sospetta).

68 3. INDAGINI SULL’AMBIENTE PELAGICO

3.1. Limnologia fisica L’analisi dei principali parametri fisici che hanno caratterizzato le acque del lago Maggiore durante il 2002 consentirà di verificare, in prosecuzione ed in continuità con quanto svolto negli anni precedenti, gli aspetti più importanti dell’idrodinamica lacustre; in particolar modo sarà possibile accertare la profondità raggiunta dal mescolamento tardo invernale, valutare le conseguenze di eventi idrologici rilevanti e definire i meccanismi di stratificazione e destratificazione termica delle acque. Verranno valutati anche il bilancio termico della massa lacustre su scala mensile, nonché i flussi di calore attraverso le singole superfici isobatimetriche. Tutte queste problematiche hanno potuto essere affrontate grazie alla disponibilità dei dati, completi nel ciclo stagionale, riguar- danti le caratteristiche fisiche e chimico-fisiche delle acque lacustri, con riferimento particolare alle variazioni di temperatura lungo l’intera colonna d’acqua, alla distribuzione verticale della concentrazione di ossigeno disciolto ed alla variazione nel tempo del livello del lago, utilizzato quest’ultimo come parametro di sintesi idrologica. Tutto questo complesso di dati è stato considerato anche alla luce delle caratteristiche meteorologiche locali, soprattutto per quanto attiene agli elementi che con maggiore efficacia intervengono nell’idrodinamica lacustre; si veda a questo proposito quanto riportato nel capitolo 2.

3.1.1. Livello del lago

2002 1952-2001 (m s.l.m.) (m s.l.m.) livello medio annuo 193,89 193,88 livello minimo 192,81 2 Gen 192,38 18 Mar 1956 livello massimo 196,61 29 Nov 197,94 17 Ott 2000 livello medio invernale 193,59 193,91 livello medio primaverile 193,80 193,86 livello medio estivo 194,02 193,91 livello medio autunnale 194,08 193,85 escursione massima giornaliera 1,53 15-16 Nov 1,57 2-3 Nov 1968 escursione massima mensile 3,38 Nov 4,04 Set 1981 escursione massima annua 3,80 5,14 2000

Nonostante che nel 2002 il lago abbia superato per due volte (Maggio e Novembre) quota 195,50 m s.l.m., livello oltre il quale si ha l’esondazione in piazza a Pallanza, raggiungendo come massimo i 196,65 m s.l.m. (29 Novembre), quello medio si è stabilizzato a 193,89 m s.l.m. una quota perfettamente in linea con la media del periodo 1952- 2001 (193,88 m s.l.m.). Ciò in conseguenza del fatto che il livello si è mantenuto nella stagione invernale (-33 cm) e primaverile (-6 cm) su quote inferiori a quelle medie mentre nel periodo estivo ed autunnale la quota media è stata rispettivamente di +11 e +33cm.

69 Il confronto fra i regimi mensili del 2002 e del periodo precedente (Fig. 3.1.1a.) evidenzia come l’anno in corso il livello del lago si sia posto nei primi quattro mesi, con l’eccezione di Marzo, decisamente al di sotto della media. Particolarmente bassi i valori di Gennaio 192,96 m s.l.m. ed Aprile 193,17 m s.l.m., per i quali dobbiamo risalire al 1987 (192,91 m) per il primo mese e addirittura al 1965 (192,82 m s.l.m.) per il secondo per trovare quote inferiori; da rilevare che anche il livello di Aprile risulta il secondo livello più basso dal 1952. Nella seconda metà dell’anno i soli mesi di Luglio e Ottobre risultano inferiori a quelli medi del periodo di confronto, ma ampiamente entro i limiti già registrati in precedenza. Molto elevati risultano invece i valori medi di Maggio (194,57 contro 194,07 m s.l.m.), Novembre (194,77 contro 194,02 m s.l.m.) e Dicembre (194,73 contro 194,06 m s.l.m.); mentre i primi due risultano tra i quattro valori medi più alti per i rispettivi periodi di confronto, il livello dell’ultimo mese dell’anno costituisce il nuovo massimo assoluto di Dicembre da quando sono entrate in funzione le registrazioni continue a Pal- lanza. Da rilevare infine che il livello idrometrico minimo si è raggiunto il 2 Gennaio 192,81 m s.l.m. mentre quello massimo il 29 Novembre con 196,61 m s.l.m. con un’escursione annua di 3,80 metri, molto lontana però dal massimo assoluto del 2000 (5,14 m) in occasione di questa piena “secolare.”

m s.l.m Media (2002) Max (2002) Min (2002) 199 Media (1952-2001) Max (1952-2001) Min (1952-2001)

198

197

196

195

194

193

192 GFMAMGLASOND Fig. 3.1.1a. Lago Maggiore 2002. Regimi mensili dei livelli, valori estremi di ciascun mese e confronto con il periodo 1952-2001.

Come detto in precedenza le precipitazioni intense di Maggio (676 mm) e Novembre (824,4 mm), che costituiscono i nuovi massimi assoluti di questi mesi registrati alla stazione di Pallanza nell’ultimo cinquantennio, hanno determinato nel corso del 2002 due esondazioni sopra quota 195,50 m s.l.m. La prima, quella di Maggio, ha superato il giorno 5 alle ore 11:00 di soli 3 cm la soglia di fuoriuscita delle acque sul lungolago di Pallanza. Su questo “modesto” valore idrometrico raggiunto dalla piena primaverile (195,53 m s.l.m.), ha inciso il fatto che la quota di partenza del lago (192,92 m s.l.m.), era molto bassa, quasi 1 metro sotto la me-

70 dia del periodo per cui anche se l’incremento totale di livello di 2,61 m in tre giorni è risultato elevato, l’esondazione è stata contenuta e non ha provocato danni nelle zone rivierasche. Da rilevare comunque che l’incremento orario è stato elevato ed ha raggiunto 11 cm tra le 4:00 e 5:00 del giorno 3 Maggio. Il secondo evento, molto più consistente del primo, si è verificato nel tardo autunno ed ha preso inizio verso la metà di Novembre a seguito dell’ingresso sul Mediterraneo di una depressione che ha sospinto masse d'aria umide e calde dal Mediterraneo e Nord Africa a ridosso dello sbarramento alpino, dove l'umidità si è condensata in pioggia, determinando sul versante meridionale della catena alpina una serie di rovesci anche di forte intensità. Il 14 Novembre, giorno in cui sono iniziate le precipitazioni, la superficie del lago si trovava ad una quota di 193,23 m. s.l.m. cioè circa 80 cm al di sotto del suo valore medio mensile di 194,02 m s.l.m. La risposta del lago a quello che è stato il primo consistente evento dopo l’estate (359,8 mm di pioggia dal 14 al 17 Novembre) è stata una re- pentina ripresa del suo livello fino ad una quota di 196,61 m s.l.m. verificatasi il 17 No- vembre alle ore 9:00, con un incremento di 3,38 m: la fase di maggior crescita del livello lacustre va collocata nella giornata del 16 tra le ore 11:00 e le 17:00 con velocità di risalita dell’acqua di 11 cm all’ora. La diminuzione di livello dopo il primo colmo, è avvenuta ad un ritmo pressoché costante di circa 1 cm h-1 tanto che la quota del lago si trovava alle ore diciassette del 24 Novembre a 195,48 m s.l.m. per poi riprendere una nuova fase di crescita: anche in questo caso l’incremento fu rapido e in tre giorni il lago aumentò di più di un metro (196,57 m alle ore18 del giorno 27) con una velocità, che ha raggiunto i 5 cm all’ora il giorno 26. Dopo una breve discesa nel giorno 28 a quota 196,52 m il lago riprende a salire raggiungendo il valore massimo di piena di 196,65 m s.l.m. alle ore 15:00 del 29 Novembre, un livello di soli 4 cm superiore a quello del 17 Novembre. Da questo momento, cessate le precipitazioni entro il bacino imbrifero del lago, ha inizio il progressivo abbassamento del livello del lago con il ritmo consueto di circa 1 cm h-1 e con tendenza a leggero rallentamento man mano che vengono raggiunte quote più basse.

71 199 300

198 Massimo livello registrato 250 il 17/10/2000 (197.94)

Precipitazione 197 giornaliera 200

Livello attuale pioggia di mm 196 150 Livello di esondazione a 195 Pallanza(195.5) 100

Livello medio

Livello Lago Maggiore (m s.l.m.) (m Lago Maggiore Livello 194 50

193 0 1 dic 2 dic 3 dic 4 dic 5 dic 6 dic 15 nov 15 nov 16 nov 17 nov 18 nov 19 nov 20 nov 21 nov 22 nov 23 nov 24 nov 25 nov 26 nov 27 nov 28 nov 29 nov 30

Fig. 3.1.1b. Lago Maggiore 2002. Andamento del livello del lago durante la piena del Novembre 2002.

3.1.2. Trasparenza delle acque lacustri

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

Fig. 3.1.2. Lago Maggiore 2002. Andamento della trasparenza (disco di Secchi).

Il quadro annuale riguardante la trasparenza delle acque del lago Maggiore è stato definito, come di consueto, sulla base di rilevamenti della profondità di scomparsa del disco di Secchi, eseguiti con frequenza all’incirca decadica. La variazione di detto parametro nell’arco annuale segue, per grandi linee, quello che è il suo andamento normale, essenzialmente legato, come è noto, al ciclo della produzione algale. La massima profondità nel 2002 è stata di 16,5 metri in Febbraio (Fig. 3.1.2.), una profondità abbastanza ragguardevole, che non si riscontrava dal 1999, mentre i valori minimi compresi tra 2,5 e 3,5 m si sono misurati a Marzo e Maggio; essi sono probabilmente dovuti, per il primo mese, alla produzione algale della prima primavera, verificatasi in anticipo rispetto al normale ciclo stagionale come si è già riferito nel capitolo riguardante la meteorologia (temperatura atmosferica e radiazione solare sopra la norma), e senz’altro dovuti, per il secondo mese, alla piena del lago che ha caratterizzato questo periodo dell’anno. Le profondità del disco di Secchi si sono mantenute nella media sino ad Ot- tobre mentre negli ultimi due mesi dell’anno, quando solitamente si assiste ad una ripresa della trasparenza del lago, si sono misurati valori molto bassi (4 metri). Anche questi vanno senza dubbio attribuiti, come quelli di Maggio, alla grande quantità d’acqua torbida pervenuta al lago a seguito dei citati eventi alluvionali, con il notevole carico di materiale in sospensione di cui tali masse d’acqua erano dotate.

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 (0-20 metri di profondità) nel corso del 2002 e a quella media del periodo 1962-2001. Il confronto consente di rilevare per il 2002 un generale riscaldamento, in tutto lo spessore d’acqua, nei primi cinque mesi dell’anno: infatti le temperature che si riscontrano in questo strato a Gennaio e Febbraio sono superiori ai 6,65°C che caratterizzano il periodo di confronto, e le isolinee comprese tra 8,0 e 11,0°C anticipano nel tempo il loro approfondimento verso i livelli più bassi, tanto che quella quotata 9°C la troviamo a 20 metri già in Aprile, mentre solitamente scende sotto questo livello in Maggio; così è anche per la 10°C che è presente a questi livelli a Maggio anziché a Giugno. Da quest’ultimo mese sino ad Ottobre si assiste ad un raffreddamento dello strato superficiale, infatti le isolinee 14°C, 15°C e 16°C nel 2002 si fermano tra i 10 e i 15 metri di profondità, , mentre solitamente si spingono più in basso. Quasi identiche a quelle misurate in passato le temperature dei primissimi strati d’acqua in Agosto (intorno ai 24°C), mentre l’andamento delle isoterme negli ultimi due mesi dell’anno, durante la fase di destratificazione termica, indicano un minor raffreddamento in quanto l’isoterma 8°C non risulta presente, come consuetudine, in Dicembre.

73 . Prof. (m) 0

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

. Fig. 3.1.3.1a. Lago Maggiore 2002. Isoterme nello strato superficiale (°C).

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Gen Feb Mar Apr Mag Giu Lug Ago Set Ott Nov Dic Fig. 3.1.3.1b. Lago Maggiore 1962-2001. Isoterme nello strato superficiale (°C).

3.1.3.2. Acque profonde

La situazione termica riscontrata nell’intera colonna d’acqua del Lago Maggiore durante il 2002 è indicata dalle isoterme di figura 3.1.3.2., quali risultano dalle elabora- zioni grafiche dei dati raccolti nel corso dei sopralluoghi effettuati con frequenza all’incirca decadica nella porzione centrale del lago, al largo di Ghiffa, dove il fondale raggiunge 370 m di profondità. In termini generali il confronto con la situazione dell’anno precedente evidenzia nel 2002 un leggero riscaldamento della massa d’acqua sotto i 200 metri di profondità da Giugno in avanti. Infatti l’isolinea 6,60°C che si mantiene sino a Maggio tra i 150 e i 200 m di profondità come nel 2001, a Giugno del 2002 si porta sul fondo e nel restante periodo dell’anno non sale al di sopra dei -250 m risultando così di 100 metri più profonda che non nell’anno precedente. Anche la 6,65°C su-

74 bisce un lieve abbassamento portandosi sotto i 150 m da Maggio in poi. Quasi identico negli ultimi due anni è stato invece l’andamento delle altre temperature del lago sopra i 50 metri di profondità. Un’altra considerazione riguarda la situazione termica dei mesi del tardo inverno che pone in evidenza come la profondità del mescolamento sia stata, anche questo anno, molto modesta in quanto un gradiente verticale indicato dalle isoterme tra 6,6 e 6,7°C è individuabile intorno ai 110 m di profondità; da rilevare infine che nel 2002, in Gennaio, l’isolinea 6,8°C è risalita in superficie mentre nell’anno precedente si collocava intorno a - 40 metri.

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-50

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-300

-350 Gen Feb Mar Apr Mag Giu Lug Ago Set Ott Nov Dic Fig. 3.1.3.2. Lago Maggiore 2002. Isoterme lungo l’intera colonna (°C).

3.1.4. Ossigenazione delle acque lacustri

I dati di ossigeno, qui utilizzati unicamente come indicatori delle vicende idrodinamiche che hanno interessato la massa lacustre, sono stati raccolti in concomitanza con i dati di termica lacustre a Ghiffa e hanno consentito la costruzione delle isolinee di ugual concentrazione riportate in figura 3.1.4. Prescindendo dagli strati più superficiali, ove le fluttuazioni sono legate alle produzioni algali, l’ossigeno mostra nei livelli più profondi una leggera diminuzione rispetto all’anno precedente: ad esempio nel 2001 l’isolinea 8,0 mgl-1che compariva a Gennaio a 300 metri di profondità e si manteneva successivamente attorno ai 250 m di profondità, nel 2002 compare a - 250 m ma si ferma per tutto il resto dell’anno a -150 m. Quella quotata 7,5 mg l-1, che si presentava saltuariamente tra i 300m e il fondo del lago, si colloca quest’anno stabilmente tra i 200 e 320 m. Già da Gennaio compare l’isolinea 7,3 che a Luglio e nell’ultima parte dell’anno risale tra i 250 e i 300 m di pro- fondità, mentre in Febbraio ed Agosto compare sul fondo qualche traccia dell’isolinea 7,0 mg l-1; da considerare che quest’ultima era totalmente assente nelle acque del lago dal Febbraio del 1999. Evidentemente questa situazione, come si è più volte sottolineato, è una conseguenza del fatto che l’ossigenazione invernale, legata ai moti convettivi ha interessato nel 2002 solo gli strati più superficiali e sono venuti a mancare gli apporti di acqua più densa dai tributari con conseguente ossigenazione in profondità, come spesso è successo negli anni precedenti. Da rilevare infine un ripiegamento verso l’alto delle

75 isolinee a Novembre, probabilmente dovuto a materiale biologico in fase di degrada- zione portato dalla piena di cui si è detto in precedenza.

Prof. (m) 0 a

-50

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-300

-350 Gen Feb Mar Apr Mag Giu Lug Ago Set Ott Nov Dic Fig. 3.1.4. Lago Maggiore 2002. Andamento delle concentrazioni di ossigeno disciolto lungo l’intera colonna (mg l-1).

3.1.5. Bilancio termico Il bilancio calorico del Lago Maggiore è stato determinato anche per il 2002 su base mensile con la metodica usuale (4) e (1) già descritta nei precedenti rapporti annuali. Essa elabora i dati meteorologici raccolti nella stazione di Pallanza, nonché quelli limnologici misurati direttamente in lago e l’equazione generale del bilancio può essere espressa come segue:

Qs – Qr – Qb – Qe – Qh ± Qt = 0

Dove: Qs = radiazione solare globale; Qr = radiazione solare riflessa; Qb = netto dello scambio energetico ad onda lunga; Qe = calore utilizzato nei processi evaporativi; Qh = calore sensibile di conduzione; Qt = calore immagazzinato o perso dal lago.

I valori di questi parametri per il 2002 unitamente a quelli relativi alla radiazione solare effettiva Qse = Qs - Qr, alla radiazione netta QN = Qs - Qr - Qb ed a R = Qh / Qe (rapporto di Bowen) sono riportati, nella tabella che segue.

76 Tab. 3.1.5. Lago Maggiore 2002. Quantità energetiche del bilancio calorico (cal cm-2 d-1). Qs Qr Qse Qb QN Qt Qe Qh R Gen 136 19 117 186 -70 -270 117 84 0,71 Feb 202 22 180 147 33 -115 126 22 0,17 Mar 325 29 296 116 180 84 302 -207 -0,68 Apr 363 29 334 80 254 202 169 -117 -0,69 Mag 389 27 362 90 272 206 110 -45 -0,40 Giu 507 35 472 80 391 308 170 -87 -0,51 Lug 476 33 443 102 340 98 263 -21 -0,08 Ago 419 29 390 121 268 106 151 11 0,07 Set 308 28 280 141 140 -35 149 25 0,17 Ott 210 21 189 158 31 -55 70 16 0,23 Nov 91 12 9 129 -50 -227 130 47 0,36 Dic 82 12 70 135 -65 -288 151 73 0,48

Rispetto ai corrispondenti valori degli anni precedenti è possibile verificare come nei mesi di Marzo e Giugno del 2002, Qse, pur non raggiungendo i valori massimi assoluti del periodo 1963-2001, si è presentato su valori molto alti. In particolare la concomi- -2 -1 tanza in Giugno di un basso Qb (80 cal cm d ), superiore solo al minimo assoluto verificatosi nel 1986 (77 cal cm-2 d-1), ha favorito un notevole assorbimento di energia nella massa d’acqua (QN), molto vicino al massimo assoluto del periodo di confronto (403 cal cm-2 d-1 del 1986). Ciò ha determinato un notevole immagazzinamento di calore nel lago anche perché i processi evaporativi e di conduzione sono risultati in questo mese alquanto ridotti (84 cal cm-2 d-1). Alti immagazzinamenti di calore, pur non raggiungendo i massimi assoluti, si sono avuti anche in Marzo ed Aprile; nel primo mese ciò è dovuto soprattutto all’elevata radiazione solare di cui si è detto nel capitolo riguardante la me- -2 -1 teorologia che ha determinato un elevato QN (180 cal cm d ), mentre in Aprile (202 -2 -1 -2 -1 cal cm d ) la causa va ricercata nei bassi valori di Qb (80 cal cm d ) e di Qh+Qe (52 cal cm-2 d-1); da rilevare che entrambi i mesi si pongono al terzo posto in ordine decrescente nella serie riferita al periodo 1963-2002. Per contro, un immagazzinamento ridotto si è verificato in Luglio (98 cal cm-2 d-1), il valore più basso della serie dopo quello del 2001 (86 cal cm-2 d-1) è imputabile oltre che -2 -1 ad una ridotta radiazione solare, soprattutto ad un elevato Qh+Qe (242 cal cm d ). Da rilevare infine che nella seconda parte dell’anno si è verificata una bassa perdita di calore in Ottobre (-55 cal cm-2 d-1), quarto valore più elevato per questo mese, mentre tutte le quantità mensili delle altre componenti caloriche sono risultate comprese entro i limiti già riscontrati in passato. Il bilancio termico di quest’anno è rappresentato in figura 3.1.5a.; dal suo esame è possibile rilevare come l’energia netta assorbita dal lago QN sia stata, come consuetudine, positiva da Febbraio ad Ottobre, con una flessione a Maggio e l’immagazzinamento di calore, con l’irregolarità di Luglio di cui si è detto, si sia protratto da Marzo ad Agosto. I fenomeni evaporativi e quelli legati alla conduzione di calore sono stati molto attivi in Luglio e molto ridotti in Aprile e Giugno.

77 cal cm-2 d-1

350

250 +Qt Qh+Qe 150 -Qt -Qt Qh 50

-50 QN

-150

-250 Gen Feb Mar Apr Mag Giu Lug Ago Set Ott Nov Dic

Fig. 3.1.5a. Lago Maggiore 2002. Bilancio termico.

Le perdite di calore (Qt) su valori medio alti in Gennaio e Febbraio hanno portato il contenuto entro tutta la colonna d’acqua alla fine di quest’ultimo mese a 118.234 cal cm-2 valore più basso del 2002 ed inferiore di 1.365 cal cm-2 a quello minimo dell’anno precedente (119.598 cal cm-2). Dopo gli elevati immagazzinamenti in Marzo e Giugno e quello molto ridotto in Luglio il contenuto totale entro la massa d’acqua ha raggiunto il suo massimo in Agosto con 148.861 cal cm-2, valore di 4613 cal cm-2 inferiore al massimo assoluto del 1998 (153.474 cal cm-2). Le perdite nei mesi successivi, piuttosto contenute, hanno portato l’immagazzinamento energetico alla fine di Dicembre a 130.370 cal cm-2, il più elevato degli ultimi tre anni; bisogna infatti risalire al 1998 per trovare un valore superiore, il che denota una ripresa nel riscaldamento delle acque del lago che si era interrotto dopo il Dicembre del 1998. Il bilancio termico dell’anno è risultato di 30.627 cal cm-2, tra i valori più elevati di tutto il periodo di confronto, a testi- monianza dell’intensa attività di perdite e accumuli di calore nel corso dell’anno entro i primi 50 metri della massa d’acqua. Il quadro di sintesi dei flussi di calore che hanno attraversato, durante l’anno ciascun piano batimentrico del lago è rappresentato in figura 3.1.5b; l’immagazzinamento è come al solito rappresentato da aree a fondo chiaro, mentre quelle scure sono indice di perdita di calore. Il predominare delle prime conferma come nel corso del 2002 sia ripreso l’accumulo di energia entro la massa d’acqua, soprattutto al di sotto dei 150 m metri di profondità, accumulo che aveva subito una stasi con il 1999.

78 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 2002. Flussi di calore. La isolinee sono quotate in cal cm-2 d-1

3.1.6. Profondità di mescolamento Anche nel 2002 il mescolamento convettivo invernale ha raggiunto una profondità assai modesta, superando di poco i 100 metri di profondità. Si è ormai tornati a quella “consuetudine” che ha caratterizzato gli anni dal 1971 al 1998 quando i mescolamenti erano solo parziali e molto limitati in profondità. Una tale profondità è confermata oltre che dall’analisi dei dati di temperatura e di ossigeno disciolto rilevati sulla colonna d’acqua nel punto di massima profondità, anche dall’applicazione della formulazione del coefficiente M del quale si è detto nelle precedenti relazioni e che indica una profondità di 112 m (1). Le cause di questo limitato mescolamento risiedono nel generale riscaldamento delle acque del lago di cui si è detto in precedenza ed a una serie di condizioni esterne “sfavorevoli “ nei tre mesi invernali: una ventosità molto bassa, una differenza tra temperatura dell’aria e dell’acqua relativamente modesta ed una radiazione solare molto elevata che non hanno favorito lo sviluppo di moti convettivi con conseguente mescolamento entro la massa d’acqua solo parziale. Da rilevare la totale assenza di vento nel mese di Gennaio, infatti in un solo giorno si è superata quota di 50 km percorsi, quantità minima giornaliera ritenuta indispensabile agli effetti della circolazione delle acque del lago.

79 3.2. Chimica lacustre

3.2.1. Chimismo di base Come negli anni precedenti le indagini sull’idrochimica del Lago Maggiore sono state effettuate con frequenza mensile nella zona di massima profondità (bacino di Ghiffa) alle seguenti quote: superficie, -5, -10, -20, -30, -50, -100, -150, -200, -250, - 300, -360 metri. La tabella 3.2.1. illustra gli andamenti nell’ultimo decennio delle diverse specie ioniche nonché del pH e della conducibilità a 20°C. I rispettivi valori sono calcolati come medie ponderate sui volumi dalla superficie al fondo e sono relativi a campioni raccolti nel periodo stagionale di massima estensione verticale del mescolamento tardo invernale.

Tab. 3.2.1. Bilancio ionico (meq l-1), pH e conducibilità (µS cm-1 a 20°C) alla circolazione primaverile delle acque del Lago Maggiore dal 1993 al 2002 (valori medi ponderati sui volumi nella stazione di massima profondità a Ghiffa). specie ioniche 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002

HCO3¯ 0,78 0,79 0,79 0,81 0,78 0,79 0,79 0,80 0,82 0,82 SO4¯ ¯ 0,62 0,62 0,61 0,62 0,61 0,63 0,63 0,63 0,59 0,61 Cl¯ 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 NO3¯ 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 Σ anioni 1,52 1,53 1,52 1,55 1,51 1,54 1,54 1,55 1,54 1,56 Ca ++ 1,10 1,09 1,06 1,08 1,09 1,08 1,08 1,06 1,08 1,10 Mg ++ 0,30 0,30 0,29 0,30 0,30 0,30 0,30 0,29 0,30 0,29 Na + 0,11 0,11 0,11 0,11 0,11 0,11 0,11 0,11 0,11 0,12 K + 0,04 0,04 0,03 0,04 0,04 0,04 0,04 0,04 0,04 0,04 Σ cationi 1,55 1,54 1,49 1,53 1,54 1,53 1,53 1,50 1,53 1,54 Σ ioni 3,07 3,07 3,01 3,08 3,05 3,07 3,07 3,05 3,07 3,10 pH 7,34 7,38 7,36 7,39 7,32 7,37 7,15 7,40 7,41 7,34 Conducibilità 146 146 146 146 145 147 149 148 147 146

Nel decennio considerato i contenuti medi delle principali specie ioniche sono rimaste pressoché costanti. Soltanto i bicarbonati sembrano indicare una certa tendenza all’incremento, perché nell’ultimo quinquennio si sono mantenuti tra 0,79 e 0,82 meq l-1 contro valori compresi tra 0,78 e 0,81 meq l-1 del quinquennio precedente. La variazione osservata tra il minimo e il massimo è comunque piuttosto bassa. Essa corrisponde al 5% del valore medio nel decennio e potrebbe essere in gran parte dovuta alla variabilità analitica dei metodi impiegati nel corso dell’intero periodo. Le analisi successive al Marzo 2002 hanno infatti mostrato tenori più bassi, dell’ordine di 0,79 meq l-1. A ulteriore riprova di quest’ipotesi vi è anche il fatto che all’interno del bilancio ionico non si sono osservate diminuzioni di anioni o incrementi di cationi da mettere in relazione con l’andamento dei bicarbonati. Il contenuto ionico è piuttosto basso, nel quinquennio 1998-2002 resta compreso tra 3,05 e 3,10 meq l-1, cui corrisponde un ambito di variazione della conducibilità tra 146 e 149 µS cm-1. Lo spettro ionico è costituito in larga prevalenza da calcio (35%), bicarbonati (26%), solfati (20%) e magnesio (10%), mentre i contributi di sodio, cloruri, nitrati e potassio sono minimi (Fig. 3.2.1a.).

potassio magnesio bicarbonati sodio 1% 10% 26% 4%

cloruri 2%

calcio solfati 35% nitrati 20% 2%

Contenuto ionico totale = 3,07 meq l-1 Conducibilità a 20 °C = 147 µS cm-1

Fig. 3.2.1a. Lago Maggiore: ripartizione media percentuale dello spettro ionico e valori medi di pH e conducibilità del quinquennio 1998-2002 (valori medi ponderati sui volumi alla circolazione primaverile nella stazione di massima profondità a Ghiffa).

Poiché gli andamenti stagionali di pH e ossigeno nel corso del 2002 non hanno messo in luce particolari differenze con gli anni precedenti, si è scelto di documentare i risultati delle indagini effettuate nell’ultimo decennio, dal 1993 al 2002, vale a dire il periodo che ha contrassegnato la lunga fase durante la quale il Lago Maggiore è andato incontro ad un rapido processo di riduzione della sua trofia. Mentre il pH nell’intero decennio presenta in ipolimnio variazioni assai contenute comprese tra 7,2 e 7,5 unità, i suoi valori medi epilimnetici oscillano tra 7,2 e 8,6 mostrando andamenti annuali del tutto simili a quelli di saturazione di ossigeno, con massimi toccati tra Maggio ed Agosto in corrispondenza dei periodi di sintesi algale più intensa e minimi raggiunti alla circolazione primaverile (Fig. 3.2.1b.). Ma le variazioni più accentuate riguardano lo strato superficiale, cioè i primi cinque metri d’acqua dove sono più evidenti gli effetti della sintesi algale: il pH presenta massimi annuali sempre superiori a 8,5 con punte di 9,2-9,5 unità, così come i massimi di ossigeno toccano o superano il 120% di saturazione (Fig. 3.2.1c.). Nel 2002, come è avvenuto anche negli anni precedenti, i valori medi nell’intero lago di alcalinità totale e conducibilità tendono a diminuire tra Maggio e Giugno per poi re- cuperare da Settembre a Novembre (Fig. 3.2.1d.). Le stesse variazioni sono nettamente più marcate nello strato epilimnico dove la diminuzione è indotta principalmente dalla precipitazione di carbonato di calcio durante i processi di sintesi algale. I minimi vengono raggiunti all’inizio dell’estate e si mantengono fino alla fine di Settembre quando, a fronte del forte rallentamento della crescita algale, i tenori epilimnetici delle due variabili si incrementano gradualmente per effetto degli apporti dai tributari.

81 pH pH epilimnio pH ipolimnio ossigeno epilimnio O2 % sat 9,0 125

8,5 100

8,0 75

7,5 50

7,0 25 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003

Fig. 3.2.1b. Lago Maggiore nel periodo 1993-2002: pH nello strato epilimnico (0-25 m) ed ipolimnico (25-370 m) e saturazione d’ossigeno nello strato epilimnico (valori medi ponderati sui volumi nella stazione di massima profondità a Ghiffa).

pH pH % O2 10,0 % ossigeno 140

9,5 120

9,0 100

8,5 80

8,0 60

7,5 40

7,0 20 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003

Fig. 3.2.1c. Lago Maggiore nel decennio 1993-2002: pH e saturazione d’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).

82 Cond. (µS cm-1) Alc. tot. (meq l-1) 150 0,86

145 0,82

140 0,78

135 0,74

130 0,70 Cond. (epilimnio) Cond. (lago) 125 0,66 Alc. tot. (epilimnio) Alc. tot. (lago) 120 0,62 gen feb mar apr mag giu lug ago set ott nov dic

Fig. 3.2.1d. Lago Maggiore (Ghiffa). Andamento stagionale nel corso del 2002 dei valori medi ponderati sui volumi d’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 Anche nel 2002 le concentrazioni di azoto nitroso ed ammoniacale continuano ad essere trascurabili essendo entrambe dell’ordine di pochi microgrammi per litro, mentre le concentrazioni medie di azoto organico si mantengono sempre sotto 0,16 mg N l-1. Nell’arco dell’anno i contenuti medi nell’intera massa lacustre di azoto nitrico e totale risultano compresi rispettivamente tra 0,84 e 0,87 mg N l-1 e tra 0,90 e 1,00 mg N l-1, valori molto simili a quelli accertati nell’ultimo decennio, durante il quale si è costatata una relativa stabilità delle concentrazioni (Fig. 3.2.2a.). Anche gli andamenti stagionali delle concentrazioni medie epilimniche dei vari composti dell’azoto sono pressoché analoghi lungo tutto il periodo 1993-2002 (Fig. 3.2.2b.): mentre l’azoto organico presenta massimi primaverili ed estivi (0,22 mg N l-1) e minimi invernali (0,07 mg N l-1), l’azoto totale mostra massimi al termine dell’inverno (1,04 mg N l-1) seguiti da cali estivi, con minimi d’inizio autunno (0,86 mg N l-1) principalmente legati ai consumi algali di nitrati cumulati da Maggio a Settembre, cui si assommano le fluttuazioni degli apporti alloctoni, generalmente più limitati nel periodo estivo per effetto del trattenimento dei sali di azoto operato dalla copertura vegetale nel bacino imbrifero. Tuttavia nel caso dell’azoto nitrico l’andamento è simile agli anni precedenti soltanto qualitativamente, risultando invece diverso in termini quantitativi. In effetti, il minimo stagionale viene sempre raggiunto verso la fine dell’estate, ma su livelli decisamente meno pronunciati dei precedenti perché si attesta a 0,76 mg N l-1 contro minimi storici solitamente compresi tra 0,60 e 0,70 mg N l-1. Ciò è probabilmente da mettere in relazione con le precipitazioni verificatesi nel 2002. Difatti, poiché le concentrazioni in lago dipendono anche dai volumi degli afflussi meteorici e quindi dalle variazioni del carico di azoto dal bacino imbrifero, occorre considerare che il 2002 è stato caratteriz-

83 zato da precipitazioni annuali abbondanti (2330 contro 1446 mm nel 2001) che sono risultate particolarmente intense in Maggio (520 mm) e Agosto (202 mm), determinando così apporti a lago di azoto più consistenti e tali da ricompensare quasi completamente la frazione consumata dalla sintesi algale.

-1 mg N l azoto nitrico azoto totale 1,05

1,00

0,95

0,90

0,85

0,80

0,75 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003

Fig. 3.2.2a. Lago Maggiore: concentrazioni di azoto totale e nitrico nel decennio 1993-2002 (valori medi ponderati sui volumi dalla superficie al fondo nella stazione di massima profondità a Ghiffa).

-1 mg N l azoto organico azoto nitrico azoto totale 1,20

1,00

0,80

0,60

0,40

0,20

0,00 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003

Fig. 3.2.2b. Concentrazioni di azoto nitrico, organico e totale nello strato epilimnico (0-25 m) nel decennio 1993-2002 (valori medi ponderati sui volumi nella stazione di massima profondità a Ghiffa).

84 3.2.3. Composti del fosforo L’analisi dei contenuti medi di fosforo in lago riscontrate nell’ultimo decennio nella stazione di massima profondità mostra che il Maggiore ha raggiunto e mantenuto stabilmente valori intorno a 6 µg P l-1 di fosforo reattivo e di 10 µg P l-1 di fosforo totale (Fig. 3.2.3.). In effetti, fino al 1998 le concentrazioni medie di fosforo totale sono rimaste comprese tra 8 e 10 µg P l-1, mentre nel triennio successivo sono risultate leggermente più alte, tra 10 e 12 µg P l-1. Nell’ultimo biennio (2001-2002) si è invece costatata una maggior variabilità, con contenuti medi tra 8 e 12 µg P l-1, che sembra la risultante di una possibile sequenza costituita da valori più alti tra Marzo ed Agosto e tenori più bassi negli altri mesi dell’anno. Ovviamente tale ipotesi potrà essere confermata o smentita soltanto nei prossimi anni, tuttavia sembra ragionevole ritenere che tali differenze siano la risultante della distribuzione stagionale dei carichi di fosforo in arrivo dal bacino imbrifero piuttosto che variazioni associate a consumi e/o produzioni interne. Del resto il grafico di figura 3.2.3. evidenzia che l’andamento di fosforo reattivo è rimasto pressoché simile nell’intero decennio mostrando contenuti medi che si sono mantenuti prevalentemente tra 4 e 8 µg P l-1. In ogni caso va sottolineato come le concentrazioni lacustri di questo elemento, che controlla la produzione algale del Maggiore, siano tuttora rassicuranti sotto l’aspetto della sua trofia. Difatti per un lago profondo che abbia le caratteristiche morfometriche ed idrologiche del Maggiore è possibile stimare sulla base dei valori riportati comunemente in letteratura e dei diagrammi statistici dell’OCDE che sia proprio questo l’ambito di variazione delle concentrazioni di fosforo entro il quale il lago si può mantenere in condizioni oligotrofe.

µg P l-1 Fosforo totale 14 Fosforo reattivo

2 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003

Fig. 3.2.3. Lago Maggiore: andamento delle concentrazioni di fosforo reattivo e totale nel decennio 1993- 2002 (valori medi ponderati sui volumi dalla superficie al fondo nella stazione di massima profondità a Ghiffa).

85 3.2.4. Ossigeno disciolto Come si visto precedentemente, l’andamento stagionale dei contenuti medi di ossigeno in epilimnio (Fig. 3.2.1b.) e nelle acque più superficiali (Fig. 3.2.1c.) è risultato sostanzialmente analogo nel decennio considerato. L’evoluzione storica delle sue concentrazioni medie nello strato al di sotto dei 200 di profondità mostra un progressivo calo di ossigeno dopo il 1999, anno nel quale si è verificata una circolazione completa -1 della massa lacustre. Dal Marzo 2000 al Marzo 2002 si è infatti passati da 9 a 7 mg O2 l con una corrispondente diminuzione della percentuale di saturazione dal 75 al 59% (Fig. 3.2.4a.). Tali valori indicano un’ossigenazione accettabile delle acque più profonde, confermata anche in modo significativo dai valori medi storici di saturazione nell’intero ipolimnio (strato 30-370 m), che si sono mantenuti dopo gli anni ’70 tra il 60 e l’80% e che nel 2002 sono risultati superiori al 65% (Fig. 3.2.4b.).

-1 mg O2 l % O2 sat. 11 85

10 75

9 65

8 55

7 45

contenuto medio 6 35 % di saturazione 5 25 1955 1960 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005

Fig. 3.2.4a. Lago Maggiore, stazione di Ghiffa. Andamento storico delle concentrazioni medie di ossigeno e dei corrispondenti tenori di saturazione nello strato 200-370 m (valori ponderati sui volumi).

86 -1 mg O2 l % O2 sat. 11 85

10 75

9 65

8 55

7 45

contenuto medio 6 35 % di saturazione 5 25 1955 1960 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005

Fig. 3.2.4b. Lago Maggiore, stazione di Ghiffa. Andamento storico delle concentrazioni medie di ossigeno e dei corrispondenti tenori di saturazione nello strato ipolimnico (30-370 m) (valori ponderati sui volumi).

3.2.5. Silicati reattivi Le concentrazioni medie di silicati reattivi nell’intera massa lacustre nell’ultimo decennio risultano comprese tra 1,2 e 1,7 mg Si l-1, mentre in epilimnio si sono osservati massimi tardo invernali seguiti con regolarità da minimi estivi, prodotti dalle fioriture primaverili di diatomee e generalmente compresi tra 0,4 e 0,6 mg Si l-1 (Fig. 3.2.5.). Nel corso del 2001 e 2002, i minimi epilimnetici sono meno pronunciati rispetto al biennio precedente, mentre le concentrazioni medie lacustri mostrano i valori più elevati dell’intero decennio, con punte alla circolazione primaverile di 1,8 mg Si l-1. Questa situazione non dipende dalla trofia lacustre in quanto nell’ultimo quinquennio non si sono evidenziati cali significativi della produzione di diatomee (al riguardo, si veda il successivo capitolo 3.3.); essa sembra invece legata agli aumenti di apporti al lago di silice associati alle piene verificatesi nel 2000 e 2002 che hanno veicolato nella massa idrica lacustre grandi quantità di particellato inorganico fine di ridottissima sedimentabilità.

87 mg Si l-1 2,0 epilimnio lago

1,6

1,2

0,8

0,4

0,0 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003

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 (0-370 m) nel decennio 1993-2002.

88 3.3. Popolamenti planctonici

3.3.1. Indagini sul fitoplancton

3.3.1.1. Struttura dei popolamenti Lo schema dei campionamenti per il fitoplancton si è uniformato, anche per il 2002, alla serie storica dei campionamenti sul Lago Maggiore. Nella stazione al largo di Ghiffa sono stati effettuati, tra il 16 Gennaio e l’11 Dicembre, 20 sopralluoghi con pre- levamento di campioni d'acqua nello strato 0-20 m, con frequenza mensile nei mesi di Gennaio, Febbraio, Novembre e Dicembre, all’incirca quindicinale nella restante parte dell'anno. I campioni sono stati analizzati in laboratorio seguendo le tecniche standard utilizzate negli anni passati, per quanto riguarda i conteggi, l'identificazione delle specie e il calcolo della biomassa (biovolume). Per la determinazione della concentrazione della clorofilla a e dei feopigmenti si è seguita, nella maggior parte dei casi la metodica di estra- zione e lettura spettrometrica utilizzata solitamente. Il numero totale dei taxa censiti durante il 2002 è stato di 79 unità, dato che rispecchia perfettamente la tendenza del quinquennio 1998-2002, durante il quale il popolamento algale era rappresentato, mediamente, da 80 specie (Fig. 3.3.1.1.). Non viene quindi confermato l’aumento fatto registrare nel 2001, anzi, il dato del 2002 sembra indicare il raggiungimento di una certa stabilità, dal 1997 ad oggi, nel valore di questo indice di biodiversità.

0 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002

N.di specie Specie per campione Specie dominanti

Fig. 3.3.1.1. Evoluzione del numero totale di specie censite, del numero medio di specie per campione e del numero di specie significative (v. testo).

89 Nel 2002 il numero medio di specie per campione è risultato uguale a 33 (Fig. 3.3.1.1.), valore assolutamente in linea con la media del periodo 1995-2001, risultata di circa 32. Le piccole oscillazioni che occasionalmente sono state osservate negli ultimi 7 anni (dalle 27 specie del 1997 alle 35 del 1999) devono essere quindi interpretate come fluttuazioni casuali. D’altro canto, il numero di specie significative (dominanti in quanto concorrenti a formare almeno l'80% del biovolume totale almeno una volta nel corso dell'anno) risulta il secondo più elevato degli ultimi cinque anni (36; Fig. 3.3.1.1.), sebbene rientri anch’esso nell’ambito dei valori tipici della seconda metà degli anni ’90, valori significativamente più elevati di quelli osservati nel decennio precedente, quando lo stato trofico del lago era più elevato. Un grande numero di specie dominanti è indicativo di una ripartizione decisamente omogenea degli individui tra le specie presenti di volta in volta nel corso della successione stagionale e testimonia un’alta biodiversità dell’ambiente. Le specie o generi censiti globalmente durante l'anno mostrano alcune differenze rispetto al 2001 nella loro ripartizione numerica tra le categorie sistematiche maggiori. La classe con il maggior numero di taxa è ancora quella delle diatomee, che contano nel 2002 23 unità tassonomiche (erano 26 nel 2001, ma solo 20 nel 2000), seguite dalle cloroficee, sebbene decisamente ridimensionate (17 contro 24 nel 2001), quindi dalle criso- ficee insieme ai cianobatteri, entrambi i gruppi passati da 12 a 13 unità, dalle criptoficee e dalle dinoficee, che con 8 e 5 unità tassonomiche rispettivamente, sono, come di consueto, i gruppi meno rappresentati nella flora pelagica del Lago Maggiore. La successione stagionale si è svolta, nel 2002, con una dinamica decisamente peculiare rispetto a quanto osservato negli anni più recenti: il 2002, infatti, si potrebbe definire un anno “a diatomee”, essendo stati questi gli organismi algali costantemente dominanti, in termini di biomassa, durante l’arco dell’intero anno (Fig. 3.3.1.2a.). Una successione con queste caratteristiche è alquanto anomala nel Lago Maggiore, poiché usualmente altri gruppi, quali i cianobatteri o le cloroficee hanno sempre dato, in certi momenti stagionali, un contributo significativo al biovolume della comunità. Lo sviluppo primaverile dei popolamenti algali ha inizio, nel 2002, verso la metà di Marzo, con un primo picco di sviluppo delle diatomee, seguito da un significativo calo, cui fa seguito la ripresa di Aprile, un nuovo decremento ed una nuova ripresa in Mag- gio. L’alternanza di riduzioni e ricrescite delle diatomee prosegue fino a fine Lu- glio/inizio Agosto, quando si registrano gli ultimi evidenti picchi dell’anno. La prima fase di crescita delle diatomee è risultata, nel 2002, leggermente anticipata rispetto agli anni passati, probabilmente anche a seguito di condizioni meteorologiche particolarmente favorevoli, con temperature atmosferiche e radiazione solare del periodo tardo- invernale superiori alla norma (si veda il capitolo sulla meteorologia di Ambrosetti, Barbanti, Ferrari e Rolla nel presente rapporto). La dinamica del popolamento a diatomee è stata caratterizzata da una successione di specie di cui si discuterà in dettaglio nel paragrafo successivo: qui è rilevante sottolineare come concausa di questa costante dominanza delle diatomee nel 2002 potrebbero essere, ancora una volta, eventi meteorologici eccezionali. Infatti, il mese di Maggio è stato caratterizzato da precipitazioni di eccezionale entità (676 mm, massimo assoluto per questo mese nell’ultimo cinquantennio secondo Ambrosetti, Barbanti, Ferrari e Rolla, rapporto presente), che probabilmente hanno portato al lago notevoli quantità di silice. Questo elemento, il cui esaurimento durante lo sviluppo primaverile rappresenta di solito il principale fattore limitante per il proseguimento della crescita delle diatomee, sarebbe risultato quindi presente in concentrazioni tali da sostenere un’abbondante produzione di diatomee fino all’estate, come

90 sembrano confermare anche i risultati delle analisi chimiche, che indicano, nelle acque epilimniche, concentrazioni di silicati prossime ad 1 mg l-1 fino alla metà di Luglio (Calderoni, Pranzo e Tartari, rapporto presente), mentre questa concentrazione solitamente scende a valori inferiori a 0,6 mg l-1 già alla fine di Aprile. A seguito del forte sviluppo delle diatomee, la crescita dei cianobatteri risulta decisamente ridimensionata rispetto al 2001 (Fig. 3.3.1.2a.). Planktothrix (Oscillatoria) rubescens, Aphanizomenon flos-aquae, Pseudanabaena limnetica e Snowella lacustris sono i cianobatteri dominanti in termini di biovolume, mentre risultano trascurabili le Chroococcales di piccole dimensioni, appartenenti al genere Aphanothece (A. clathrata, A. floccosa e A. smithii), le quali da qualche anno caratterizzavano il popolamento algale estivo del Lago Maggiore.

3.3.1.2. Variazioni della biomassa Dal 1981, cioè dall’inizio del processo di oligotrofizzazione del Lago Maggiore si è osservata una diminuzione costante dei valori medi annui del biovolume complessivo del fitoplancton e della concentrazione della clorofilla a: nel 2002 il biovolume si è attestato poco sotto l cm3 m-3 (precisamente a 0,97 cm3 m-3) e la clorofilla a 2,30 mg m-3. Nel rapporto precedente è stata discussa l’ipotesi secondo cui la diminuzione del biovolume e della clorofilla osservata negli anni 1999 e 2000 poteva essere il risultato di una sottostima del biovolume nella zona eufotica, provocata dal trascinamento profondo dei popolamenti algali e dalla loro conseguente diluizione nello strato 0-20 a seguito dell’evento di completa circolazione e di un fenomeno di approfondimento di masse d’acqua fredda originatesi dal disgelo, che hanno interessato il Lago Maggiore rispettivamente nei due inverni 1998-’99 e 1999-’00. Le medie annue di biovolume e clorofilla misurate nel 2002 sembrano tuttavia indicare che la diminuzione osservata negli anni più recenti non sia stata influenzata dagli eventi idrologici, anche se eccezionali, ma rappresenti la prosecuzione di un fenomeno iniziato nei primi anni ’80, in relazione al processo di oligotrofizzazione del lago. In effetti, fenomeni come le piene del 2000 e del 2002 e la circolazione del 1999, hanno probabilmente contribuito a determinare una riduzione temporanea della biomassa algale nella zona eufotica, ma sembra non abbiano provocato variazioni tali da influenzare il valore medio annuo di biovolume e clorofilla. Infatti, in occasione della circolazione del 1999 una diluizione invernale dei popolamenti algali è stata seguita da un picco primaverile di crescita algale, che ha prodotto una compensazione dell’evento precedente, dopodiché l’effetto del completo mescolamento si è esaurito [17], mentre le piene del 2000 e del 2002 hanno avuto luogo in periodi in cui le popolazioni algali già si avviavano verso il termine del loro ciclo stagionale. Nel corso del 2002 il picco massimo di biovolume totale è stato registrato all’inizio di Aprile (circa 3300 mm3 m-3) e rappresenta il picco più elevato tra quelli registrati nell’intero quinquennio 1998-2002. A questo fanno seguito altri due picchi degni di nota, il primo alla fine di Maggio, con oltre 2000 mm3 m-3 ed il secondo alla fine di Lu- glio, che ha superato la soglia dei 3000 mm3 m-3 (Fig. 3.3.1.2a.). Come detto in precedenza, il 2002 è stato un anno caratterizzato dalla presenza costante e quasi esclusiva delle diatomee, di conseguenza la successione delle specie di diatomee riflette quasi esattamente la successione stagionale del fitoplancton.

91 4000

3500

3000 ) -3 2500 m 3

2000

Biomassa (mm 1500

1000

500

0 ott-02 dic-02 giu-02 lug-02 set-02 feb-02 apr-02 nov-02 gen-02 mar-02 ago-02 mag-02

Ultraplancton CYANOBACTERIA BACILLARIOPHYCEAE CHRYSOPHYCEAE CRYPTOPHYCEAE DINOPHYCEAE CHLOROPHYTA

Fig. 3.3.1.2a. Biovolumi cumulati dei principali raggruppamenti sistematici per il 2002.

La prima fase di sviluppo del popolamento a diatomee, che si verifica durante il mese di Marzo, vede la dominanza di Aulacoseira islandica morf. elvetica e Cyclotella pseudostelligera (indicata nei rapporti precedenti come Cyclotella comensis/gordonensis). Fragilaria crotonensis è presente come co-dominante. Dalla fine di Marzo le due diatomee dominanti declinano bruscamente e vengono sostitute da Asterionella formosa e Fragilaria crotonensis, che assume il ruolo di specie dominante in questa fase della successione, mantenendo poi biovolumi significativi fino alla fine di Giugno, mentre in Maggio Asterionella formosa è sostituita da Diatoma tenuis, che manterrà una certa importanza fino alla fine di Agosto (Fig. 3.3.1.2b.). Questa ultima specie, che è ricomparsa nel 2001 tra le dominanti, dopo un periodo di scarsissima abbondanza (1998-2000), è comunemente associata [18 e 19] a condizioni di trofia medio-alta, analogamente a Fra- gilaria crotonensis: poiché il pelago del Lago Maggiore non presenta le caratteristiche chimiche e biotiche di un ambiente meso-eutrofo, è stata avanzata l’ipotesi [20] che queste specie, tipiche delle associazioni fitoplanctoniche della tarda primavera o estate, siano associate allo strato metalimnetico, dove trovano un gradiente termico che ne ral- lenta la sedimentazione e dove si concentrano quantità più elevate di nutrienti. A partire da Maggio ha inizio lo sviluppo di Tabellaria flocculosa, che andrà au- mentando gradualmente, fino ad assumere una posizione largamente dominante nel campionamento del 22 Luglio. Questa specie, che aveva subito una flessione nel 2001, è tornata ad avere, nel 2002, l’importanza che aveva acquisito negli anni più recenti, dopo la sua ricomparsa nel 1999 come elemento caratteristico del fitoplancton del Lago Mag- giore a partire dal 1990. La fase autunnale della successione vede nuovamente la dominanza di Cyclotella pseudostelligera.

92 3500

3000

2500 ) -3 m 3 2000

1500 Biomassa (mm 1000

500

0 ott-02 dic-02 giu-02 lug-02 set-02 feb-02 apr-02 nov-02 gen-02 ago-02 mar-02 mag-02

Totale Dinophyceae Pla. rub. Altre Cyanophyceae Aul. isl. morf. hel. Ast. for. Cyc. pseud. Dia. ten. Fra. cro. Tab. flo. Altre Bacillariophyceae Totale Cryptophyceae Totale Crysophyceae

Fig. 3.3.1.2b. Biovolumi cumulati di entità sistematiche particolarmente significative. Ast. for.: Asterio- nella formosa; Tab. flo.: Tabellaria flocculosa; Pla. rub.: Planktothrix rubescens; Cyc. pseud.: Cyclotella pseudostelligera; Dia. ten.: Diatoma tenuis; Aul.isl.morf.hel.: Aulacoseira islandica morf. elvetica; Fra. cro.: Fragilaria crotonensis.

Vale la pena di spendere qualche parola in più sulla insolita successione a diatomee osservata nel corso del 2002. Sebbene la dinamica osservata sia probabilmente imputabile all’azione contemporanea di diverse variabili (mescolamento verticale, adattamento a diversi regimi di illuminazione, flussi dei diversi nutrienti, pressione di grazing), che possono avere influito sui tassi di crescita e di perdita delle specie coinvolte, tuttavia l’alternanza di specie osservata coincide abbastanza bene con alcune osservazioni tratte dalla letteratura, con particolare riferimento all’analisi della successione delle diatomee in termini di esclusione competitiva e limitazione da nutrienti [21]. Alcune osservazioni riportate in Tilman et al. [21] indicano, infatti, come la successione Asterionella- Fragilaria-Diatoma sia guidata da rapporti decrescenti Si:P. Questa stessa sequenza, osservata nel passaggio dalla primavera all’estate nel Lago Maggiore, potrebbe rispec- chiare una riduzione del rapporto Si:P. Il declino di Fragilaria crotonensis, che si so- vrappone al graduale sviluppo di Tabellaria flocculosa, è inoltre in buon accordo con le osservazioni di Kilham [22], secondo il quale la successione delle due specie sarebbe in buona parte ascrivibile ad una riduzione della disponibilità dei silicati, evento che probabilmente si verifica nell’ipolimnio del Lago Maggiore durante l’estate, come sembrano indicare i dati disponibili sulla concentrazione di silice nello strato 0-25 m (Cal- deroni, Pranzo e Tartari, rapporto presente). Tabellaria, inoltre, è, tra le diatomee, una delle specie meno sensibili all’aumento di intensità della radiazione luminosa subacquea che si verifica nei mesi estivi [18]. Per quanto riguarda gli altri gruppi algali, rimane poco da dire: i cianobatteri si ritrovano soprattutto in estate, seppure con biovolumi modesti: la specie prevalente è Planktothrix rubescens. I dinoflagellati assumono un’importanza rilevante alla fine dell’estate, grazie allo sviluppo di Ceratium hirundinella, mentre le Cryptophyta danno

93 un contributo degno di nota nel mese di Luglio e nei mesi autunnali (Fig. 3.3.1.2b.), con Rhodomonas minuta e Cryptomonas erosa. La presenza delle Chrysophyceae è più marcata in autunno ed inverno, prevalentemente con Chrysochromulina parva, cui si ag- giungono alcune specie di Mallomonas, con importanza variabile nei diversi campionamenti. Da segnalare il drastico ridimensionamento delle Chlorophyta e, soprattutto, di Mou- geotia sp., cloroficea rappresentativa delle associazioni fitoplanctoniche tardo primaverili nel Lago Maggiore [20]. La serie dei dati relativi alla concentrazione della clorofilla a mostra i valori mediamente più alti nel periodo della tarda primavera - estate, con il massimo assoluto registrato il 22 Luglio (7,78 mg m-3). I valori estivi, mediamente intorno a 4 mg m-3, sono allineati con quelli misurati negli ultimi due anni e non evidenziano sviluppi eccezionali di biomasse fitoplanctoniche. In conclusione, le osservazioni compiute nell’anno 2002 confermano, in generale, le tendenze evolutive delle comunità algali che hanno accompagnato l’oligotrofizzazione del Lago Maggiore nell’arco dell’ultimo decennio, ma, allo stesso tempo, evidenziano, una volta di più, come la dinamica del fitoplancton nel Lago Maggiore sia strettamente dipendente dalle vicende meteorologiche, molto probabilmente responsabili della varia- bilità interannuale osservata a carico di alcune componenti della biocenosi algale. Di conseguenza, si sottolinea l’importanza degli studi di lungo termine, in quanto permettono, da un lato, di discriminare gli effetti di fenomeni occasionali e, dall’altro, di valutare se le modificazioni osservate siano il risultato di cambiamenti profondi dell’ecosistema.

3.3.1.3. Produzione primaria Negli ecosistemi pelagici la produzione primaria è regolata da diversi fattori: la quantità e la qualità della radiazione luminosa subacquea [23]; [24], la dinamica stagionale del rimescolamento delle acque [25], nonché quantità, tempi e modalità con cui i nutrienti si rendono disponibili per la crescita algale [26]. Quest'ultimo aspetto è sicuramente il più complesso, poiché l'apporto d’azoto e fosforo per lo sviluppo del fitoplancton è regolato da un insieme di fenomeni, tra loro interagenti, la cui importanza relativa mostra una grande variabilità, sia in relazione allo spettro di condizioni trofiche che alla stagionalità. Secondo uno schema generale [27], in sistemi eutrofi la produzione algale è regolata in prevalenza da flussi di nutrienti provenienti o dall'esterno del bacino o dalle sue acque ipolimniche, mentre in sistemi oligotrofi è soprattutto il riciclo dei nutrienti nelle acque epilimniche che favorisce la crescita algale. La prevalenza di produzione “rigenerata” in sistemi a trofia minore è spesso associata a modificazioni sensibili a carico delle comunità fitoplanctoniche, poiché l’accoppiamento più stretto tra rigenerazione dei nutrienti e produzione favorisce alghe con particolari strategie di crescita e con una ben precisa morfologia funzionale. Il processo di oligotrofizzazione cui è andato incontro il Lago Maggiore è stato accompagnato da cambiamenti sensibili nella struttura della comunità algale, per quanto riguarda la composizione specifica, la diversità e, soprattutto, la taglia delle alghe, significativamente ridottasi nel periodo 1989-’95 [28]. Soprattutto quest’ultimo fenomeno può avere avuto ripercussioni sensibili sull’attività fisiologica del fitoplancton: è infatti noto (vedi per es. [29]) come le dimensioni cellulari siano legate a numerose funzioni

94 del metabolismo algale, tra cui tassi ed efficienze fotosintetiche, tassi di crescita, velo- cità e strategie di assimilazione dei nutrienti. Prima della metà degli anni ’90, le misure più recenti di produzione primaria eseguite nel Lago Maggiore, risalivano agli anni 1978-1981 [30], cioè ad un periodo in cui le condizioni trofiche del lago erano sensibilmente diverse da quelle attuali. Sulla base delle misure allora effettuate fu elaborato un modello di stima della produzione primaria, che fu validamente utilizzato nella prima metà degli anni ’80 per calcolare la produzione giornaliera a partire da misure di clorofilla nella zona eufotica e di radiazione solare giornaliera. Attorno alla metà degli anni ’90, tuttavia, fu elaborato un analogo modello, che dimostrò come fossero cambiate, rispetto al passato, le relazioni tra le variabili coinvolte, sebbene clorofilla a e radiazione incidente restassero i fattori più importanti nel determinare le variazioni della produzione giornaliera [31 e 32]. Inoltre, uno studio a lungo termine sui dati di produzione disponibili per il Lago Maggiore [31], ha mostrato come questo parametro sia estremamente sensibile alle variazioni di trofia lacustre, rispondendo a queste in tempi più rapidi di altre variabili classicamente prese come indicatrici di stato trofico (clorofilla a, biomassa algale). In quest’ottica, l’applicazione di modelli previsionali che consentano di stimare l’ammontare della produzione primaria a partire da altri parametri più semplici da misurare, consentirebbe di ottenere immediatamente un indice dello stato trofico del bacino lacustre. Per questi motivi la misura della produzione primaria è stata nuovamente inclusa come ricerca accessoria nel programma di monitoraggio del Lago Maggiore, con la previsione di effettuare due anni di sperimentazione (1998 e 1999) allo scopo di raccogliere i dati necessari per l’elaborazione di un nuovo modello previsionale. La metodica utilizzata nel 1998-’99 è pressoché identica a quella impiegata per le misure di produzione primaria sul Lago Maggiore fin dagli anni ’60: ciò ha permesso di confrontare direttamente i dati più recenti con quelli ottenuti in passato. In entrambi gli anni i valori di produzione nella zona eufotica nei singoli esperimenti e quelli della produzione giornaliera hanno mostrato, com’è logico attendersi una certa variabilità stagionale e fluttuazioni legate alle condizioni meteorologiche. Peraltro, dai dati ottenuti è possibile ricavare degli indici sintetici, che permettono di effettuare un confronto immediato tra il 1998 ed il 1999, nonché di comparare questi due anni con l’andamento della produzione nel passato. Il primo di questi indici è il rapporto tra la produzione totale integrata nella zona eufotica ed il valore massimo di produzione misurato sulla verticale (ΣA/Amax), che de- scrive la forma delle curve di produzione: di norma, più questo rapporto è elevato, più è omogenea la distribuzione della produzione algale lungo la verticale, vale a dire maggiore è la penetrazione della radiazione luminosa nell’acqua, ciò indica che non vi sono estese fioriture di fitoplancton nelle acque superficiali: queste infatti, in laghi eutrofi, as- sorbono una frazione elevata della PAR, limitando lo spessore della zona eufotica. La forma della curva è dunque indicativa dello stato trofico ed il valore del rapporto ΣA/Amax viene comunemente preso come indice di trofia. Il rapporto medio ΣA/Amax calcolato per il 1980 era 8,4 [30], mentre per il 1998 e per il 1999 tale valore era pari a 9,9 e 9,4 rispettivamente, a conferma del miglioramento delle condizioni trofiche del Lago Maggiore. Il secondo indice è dato dal valore della produzione annua, calcolata per integrazione dei valori di produzione giornaliera: tale parametro, nella cui stima la variabilità giornaliera della misura risulta attenuata, consentendo un confronto più obiettivo tra anni dif-

95 ferenti, assumeva, alla fine degli anni ‘70, valori prossimi a 300 g C m-2 a-1, mentre per il 1998 ed il 1999 si è collocato attorno a 190 ed a 180 g C m-2 a-1 rispettivamente. È opportuno ricordare, ancora una volta, che nell’inverno 1999 ha avuto luogo una piena circolazione del Lago Maggiore, evento che può agire da forte stimolo alla produzione primaria, con effetti che possono perdurare anche per diversi mesi, come osservato da Tonolli in occasione del completo mescolamento del 1963 [33]. Nel 1999, l’apporto di nutrienti alle acque superficiali, favorito da questo fenomeno, ha portato ad un forte incremento della produzione in Marzo, con picchi sulla verticale che hanno raggiunto circa 20 mg C m-3 h-1, sensibilmente più elevati di quelli registrati nel Marzo 1998 e paragonabili ai valori misurati nell’Agosto di quell’anno. Una approfondita indagine del fenomeno [34] ha, peraltro, messo in luce come la circolazione del 1999 abbia esaurito rapidamente il suo effetto: infatti, nonostante i valori di produzione molto elevati misurati nel mese di Marzo, l’intera produzione del periodo -2 primaverile ammontava a 61 g C m , in linea con i valori misurati nel 1998. Passando ora all’argomento che aveva stimolato la realizzazione di questa ricerca accessoria, ovvero la possibilità di costruire un’equazione revisionale valida per l’attuale condizione trofica del Lago Maggiore, la procedura seguita è stata analoga a quella adottata in passato da Ruggiu, Panzani e Candido [30]: ponendo come variabile dipendente la produzione giornaliera e come variabili indipendenti tutte quelle potenzialmente influenzanti lo svolgimento dei processi produttivi, vale a dire i nutrienti algali e la temperatura nella zona eufotica, la radiazione globale giornaliera e la biomassa algale (espressa come clorofilla a) nello strato eufotico, è stata calcolata un’equazione di regressione multipla allo scopo di individuare le variabili guida del processo di produzione. Relativamente ai dati raccolti nel 1998-’99, è stata ottenuta un’equazione di regressione lineare multipla nella quale la radiazione luminosa e la clorofilla a sono le uniche due variabili indipendenti che spiegano una frazione significativa della variabilità della produzione giornaliera e, come tali, sono state incluse nell’equazione di regressione ri- portata di seguito:

PPg = -45,32 + 0,051 I + 6,75 CHL (n=37; r=0,81; p<0,00001) (1)

dove: -2 -1 PPg è la produzione primaria giornaliera (mg C m g ) I è la radiazione globale incidente giornaliera (kcal m-2 g-1) CHL è la clorofilla a nella zona eufotica (mg m-2)

Sia nell’equazione utilizzata nel 1978-’81 che in quella calcolata con i dati raccolti nel periodo 1994-’95, la radiazione luminosa e la clorofilla comparivano tra le principali variabili guida della produzione primaria, riepilogate in tabella 3.3.1.3.: la cosa è del tutto logica, se pensiamo che lo svolgimento della fotosintesi è strettamente dipendente dall’intensità della radiazione luminosa e che il processo è mediato dalla concentrazione intracellulare della clorofilla a.

96 Tab. 3.3.1.3. Variabili dipendenti e rispettivi coefficienti di regressione per il calcolo della produzione primaria con le equazioni ottenute nel 1978-’81[30], nel 1994-’95 [31] e nel 1998-’99. COST è l’intercetta della curva, T è la temperatura media ponde- rata nello strato eufotico, I e CHL come nell’equazione (1).

COST I CHL T 1978-‘81 -361,00 0,16 1,74 32,6 1994-‘95 -192,33 0,091 7,09 n.s. 1998-‘99 -45,32 0,051 6,75 n.s.

Ciò che, invece, appare interessante mettere in evidenza è il valore assunto dai coefficienti di regressione nelle equazioni ottenute per i diversi periodi. Infatti, il coefficiente che lega produzione giornaliera e radiazione luminosa risulta molto simile in tutte le tre equazioni (vedi Tab. 3.3.1.3.), ad indicare che la forma della relazione tra queste due variabili si è mantenuta costante nel tempo, come del resto è ragionevole attendersi, poiché questa relazione non è influenzata da variazioni dello stato trofico. Al contrario, il coefficiente di regressione tra produzione giornaliera e clorofilla mostra, per il periodo 1978-’81, un valore nettamente inferiore rispetto a quelli calcolati negli anni più recenti. Se ne può dedurre che è cambiata la relazione che lega clorofilla nella zona eufotica e produzione, verso una maggiore dipendenza della produzione giornaliera dalla biomassa algale negli anni recenti, indice di un accoppiamento più stretto tra la fotosintesi e la biomassa. Questo sembrerebbe indicare che, in passato, poteva verificarsi un di- saccoppiamento tra produzione e clorofilla e che fattori diversi dalla clorofilla esercita- vano un maggior controllo sull’entità della produzione (per esempio i fattori fisici). Oggi, al contrario, il raggiungimento di un certo tasso di produzione è strettamente con- dizionato dalla presenza in lago di una certa quantità di clorofilla. La sorprendente so- miglianza dei coefficienti di regressione con la clorofilla stimati per il 1994-’95 e 1998- ’99 sembra confermare quest’ipotesi. L’esistenza di una relazione più stretta tra produzione e clorofilla sarebbe indice anche di una maggiore efficienza dell’intero sistema, fatto che si accorda anche con una riduzione della taglia media dei popolamenti algali, mentre la relazione meno significativa osservata nel periodo 1978-’81 starebbe ad indicare un accumulo di biomassa con una bassa efficienza di fotosintesi. Si può ipotizzare che il cambiamento di queste relazioni sia imputabile al miglioramento dello stato trofico, in accordo con quanto sostiene [26]: in condizioni di meso-eutrofia, infatti, l’aumento della biomassa è elevato, mentre è scarso il flusso di carbonio attraverso il sistema, contrariamente a quanto si osserva in condizioni oligotrofe, dove la biomassa è meno abbondante, ma i flussi di carbonio sono molto elevati, favoriti anche dalla maggiore presenza di fitoplancton di piccole dimensioni e di organismi del cosid- detto microbial loop, che contribuiscono al rapido flusso del carbonio. Alcuni studi sui cambiamenti avvenuti nelle catene alimentari del Lago Maggiore nel corso dell’evoluzione trofica sembrano confermare questo quadro [28, 35 e 36]. In conclusione, la misura della produzione primaria si è rivelata valida per valutare le modificazioni dello stato trofico del sistema, non solo come indice quantitativo di valutazione dello stato trofico, ma anche come indicatore, se opportunamente correlato con altri parametri, della qualità dei processi ecosistemici che vedono coinvolte le popolazioni fitoplanctoniche ed il trasferimento del carbonio organicato.

97 3.3.2. Indagini sullo zooplancton

3.3.2.1. Dinamica stagionale Anche per l’anno 2002 sono stati effettuati prelievi di materiale zooplanctonico con cadenza all’incirca mensile presso la stazione ubicata nel punto di massima profondità del lago (Ghiffa), e rappresentativa della situazione del pelago.

Copepodi Cladoceri Rotiferi (colonie escluse) 90000

60000 -3 ind m

30000

0 GFMAMGLASOND

Fig. 3.3.2.1a. Densità di popolazione dei diversi gruppi costituenti il popolamento zooplanctonico pelagico del Lago Maggiore nel corso del 2002.

Nel complesso, il popolamento mesozooplanctonico ha raggiunto valori di densità numerica molto elevati, raffrontabili a quelli del 2001, anno che fu a suo tempo segnalato per la sua eccezionalità [37]. La fase di crescita primaverile è stata limitata ai soli mesi di Aprile e Maggio, in quanto la densità numerica del popolamento è risultata diminuire fin dal mese di Giugno. Degno di nota è il forte sviluppo numerico del mese di Agosto, nel quale si sono registrati i valori di picco della densità di popolazione (Fig. 3.3.2.1a).

98 Keratella spp Trichocerca spp Polyarthra spp

Kellicottia longispina Filinia longiseta Asplanchna priodonta

Conochilus Euchlanis dilatata altri

totale colonie colonie coniche 60000 9000

40000 6000 m colonie -3 ind m 20000 3000 -3

0 0 GFMAMGLASOND

Fig. 3.3.2.1b. Densità di popolazione dei Rotiferi nel corso del 2002; la scala a sinistra si riferisce alla densità numerica delle colonie (sia sferiche che coniche) di Conochilus unicornis-hippocrepis.

A determinare le variazioni numeriche sono stati, come di consueto, i Rotiferi, i quali hanno rappresentato la componente dominante del popolamento zooplanctonico nei mesi di Aprile-Maggio, quando abitualmente si ha la transizione da una comunità a copepodi (all’interno della quale dominano gli stadi di sviluppo naupliari e quelli a cope- podite delle popolazioni delle diverse specie), ad una comunità a rotiferi (Fig. 3.3.2.1b.). Durante la fase di sviluppo primaverile il numero di specie presenti è dell’ordine di 12- 13; la massima presenza si ha in Agosto, con 14 specie in totale. Il contributo maggiore alla densità di popolazione è stato dato da Conochilus unicornis-hippocrepis, inizial- mente presente in forma di individui singoli e successivamente di colonie sia sferiche che coniche. La densità numerica delle colonie è risultata ragguardevole soprattutto a Luglio, quando erano 3-4 specie a determinare le basse densità numeriche presenti. Le colonie di questi organismi, che nel Lago Maggiore possono raggiungere il millimetro di diametro, sono molto efficienti nel rimuovere dal mezzo acquoso le particelle alimentari, convogliate all’apparato boccale attraverso una sorta di centrifugazione pro- dotta dal vorticoso movimento rotatorio delle cilia; la clearance sembra sia funzione non lineare, ma esponenziale, del numero di individui costituente la colonia [38, 39 e 40]. In Agosto, il contributo numerico di Conochilus non è stato rilevante; le specie maggiormente rappresentate sono state quelle appartenenti ai generi Keratella, Euchlanis e Po- lyarthra. I copepodi rappresentano la componente dominante del popolamento zooplanctonico durante i mesi invernali, quando le densità numeriche sono ancora basse. Nel corso dell’anno 2002 i valori del semestre Gennaio-Giugno sono stati, nel complesso, inferiori rispetto a quelli del semestre successivo, più caldo (Fig. 3.3.2.1c. e Fig. 3.3.2.1d.). Il massimo rigoglio del popolamento si è, infatti, avuto in Agosto, e un secondo picco di minore entità è stato registrato in Ottobre. La mancanza del picco primaverile può, con tutta probabilità ascriversi all’evento di piena verificatosi a Maggio. A determinare la

99 crescita numerica del periodo estivo-autunnale è stata, in aggiunta ad Eudiaptomus padanus, la specie Mesocyclops leuckarti. Negli ultimi anni, la presenza numerica di questo organismo si è notevolmente accresciuta, mentre nettamente in declino è risultata quella di Cyclops abyssorum, il ciclopide di grosse dimensioni che abita le acque profonde e fredde del lago [41]. Al contrario, M. leuckarti viene ritenuta specie di acque relativamente calde. Il L. Maggiore rappresentava in passato un tipico esempio di lago nel quale, durante l’anno, si osservava la transizione da un ciclopide di acque fredde (Cyclops) ad uno di acque calde (Mesocyclops) [42]. L’accresciuta presenza di quest’ultimo a scapito del primo rappresenta una riduzione delle dimensioni, in quanto Mesocyclops è di taglia decisamente ridotta rispetto a Cyclops. Pur essendo entrambi, allo stadio adulto predatori o razziatori di uova (nel caso di Mesocyclops[43]), allo stadio naupliare essi sono “suspension feeders” vale a dire uti- lizzatori, alla pari dei diaptomidi, di particelle in sospensione, all’interno delle quali essi sono in grado di selezionare, in base al gusto (“taste selection”) quelle più fresche [44]. Le dimensioni delle particelle utilizzate sono funzione della loro taglia, e dunque una transizione dimensionale all’interno della loro comunità comporta necessariamente degli effetti sulle dimensioni delle particelle in sospensione.

Copepodi Cladoceri Rotiferi (colonie escluse) 100%

50%

0% GFMAMGL ASOND

Fig. 3.3.2.1c. Ripartizione percentuale dei gruppi costituenti il popolamento zooplanctonico del Lago Mag- giore nel corso del 2002.

100 Mixodiaptomus laciniatus Eudiaptomus padanus Megacyclops viridis Cyclops abyssorum Mesocyclops leuckarti 40000

30000 -3 20000 ind m

10000

0 GFMAMGLASOND

Fig. 3.3.2.1d. Densità di popolazione delle differenti specie di Copepodi zooplanctonici nel corso del 2002.

D. hyalina galeata E. longispina D. brachyurum B. longimanus Totale predatori 10000 300

7500 m ind predatori,

-3 200

ind m 5000

100 -3 2500

0 0 GFMAMGLASOND

Fig. 3.3.2.1e. Densità di popolazione delle differenti specie di Cladoceri zooplanctonici nel corso del 2002.

101 Così come osservato da alcuni anni (precisamente dal 1998), la presenza numerica dei Cladoceri nel pelago del lago è aumentata [45, 46 e 47]; essi hanno rappresentato un’importante componente numerica del popolamento autunnale del 2002 (Fig. 3.3.2.1e.). Il popolamento primaverile è stato caratterizzato da Daphnia hyalina galeata (della quale sono da tempo rappresentate sia le specie parentali che l’ibrido fra esse[9]) e, in misura minore, da Eubosmina longispina; quest’ultima, quasi scomparsa dal pelago del lago negli ultimi anni, ha raggiunto nel 2002 densità apprezzabili soprattutto a Set- tembre-Ottobre. Nei mesi da Agosto ad Ottobre la specie dominante è risultata Diapha- nosoma brachyurum che ha raggiunto valori di densità di popolazione ragguardevoli, da tempo non registrati. È altresì da notare una fase di crescita numerica di Daphnia nel mese di Novembre. Tra la fase che potremmo definire “a Daphnia” e quella “a Diapha- nosoma” vi è stato un periodo (Giugno e soprattutto Luglio) di ridotta presenza numerica dei Cladoceri erbivori o “particle feeders”, durante il quale si è avuto il primo picco in densità dei predatori Leptodora kindtii e Bythotrephes longimanus. Domina in questa fase B. longimanus, mentre è L. kindtii il predatore dominante nel mese di Agosto. La presenza media annua di quest’ultima specie è risultata paragonabile a quella dell’anno scorso, a conferma che di quanto osservato negli ultimi quattro anni [37, 45, 46 e 47].

102 3.4. Carbonio organico e popolamenti batterici eterotrofi Le concentrazioni di carbonio organico totale misurate lungo la colonna d'acqua nel corso dell'anno sono presentate nella tabella 3.4. insieme ai valori medi relativi alla zona eufotica (0-20 m) ed afotica (20-350 m). Da essa si può costatare che nel 2002 la concentrazione del TOC si è mantenuta, in generale, su valori simili a quelli misurati a fine anni 80 ed inizio anni 90, confermando il progredire del processo di oligotrofizzazione del Lago Maggiore, fino all'autunno. Gli apporti di carbonio conseguenti agli eventi climatici ed idrologici culminati nella piena del Novembre 2002 hanno poi determinato un’elevata concentrazione in lago del TOC. Però già dal campionamento del mese seguente la concentrazione del TOC ha assunto valori prossimi a quelli consueti per la stagione invernale. Quanto detto è evidente in figura 3.4a. dove è presentata l’evoluzione delle concentrazioni del TOC negli anni 2001 e 2002 nella zona eufotica del Lago Maggiore. Nella figura è pure presentata l'evoluzione della densità del popolamento batterico nello stesso periodo. Questa si è mantenuta su valori elevati durante il periodo estivo per raggiungere poi il valore di quasi 10 milioni di cellule per ml in Otto- bre. Vale la pena di notare che questo valore rispecchia la reale densità batterica nella zona fotica in quella data perché in campioni prelevati a 2.5m, 9m e 20 m si sono con- tate 11,5, 9,7 e 8,1 milioni di cell/ml, rispettivamente. L'assenza di una causa ovvia che possa spiegare un valore così cospicuo sottolinea l'importanza di approfondire la cono- scenza dei meccanismi che regolano l'evoluzione della catena alimentare microbica.

1.8 11

1.6 10 TOC euf BATT euf 9 1.4 8 1.2 7 cell 10 cell

-1 1 6 6 ml mg l 0.8 5 -1 4 0.6 3 0.4 2

0.2 1

0 0 g fmamgl asondg fmamg l as ond 2001 2002

Fig. 3.4a. Valori della concentrazione di carbonio organico totale (TOC: mg l-1) e della densità dei popolamenti batterici eterotrofi (cell 106 ml-1): confronto tra gli anni 2001 e 2002.

103 Dal confronto biennale risulta pure evidente l'influenza del fenomeno di piena sulla concentrazione del particellato totale (seston) (Tab. 3.4.). Questa ha raggiunto valori assai elevati in concomitanza con l'evento di piena di fine Novembre 2002 per poi scen- dere già nel mese seguente l'evento. Questa evoluzione temporale è ben visibile nella figura 3.4b. dove sono confrontati i trend stagionali del TOC e del seston nella zona eufotica del Lago Maggiore. La rapida diminuzione della concentrazione di seston e di TOC dopo l'evento di piena mostra che l'apporto alloctono attribuibile alla piena stessa è stato rapidamente rimosso dal lago già ad un mese di distanza dall'evento.

TOC seston 2.5

2 -1 1.5 mg l

0.5

0 gfmamglasogfmamglas nd o nd 2001 2002

Fig. 3.4b.Valori della concentrazione del carbonio organico totale (TOC: carbonio disciolto e particellato con dimensioni > 1,2 µm; linea continua) e del seston (particellato organico ed inorganico con dimensioni > 1,2 µm; linea tratteggiata) nella zona eufotica del Lago Maggiore nel 2001 e nel 2002.

104

Tab. 3.4. 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 micro- scopico diretto (CMD: cell 106 ml-1) misurate nel 2002. 2002 16 gen 13 feb 12 mar 25 mar 09 apr 23 apr 06 mag 22 mag 12 giu 24 giu 09 lug 22 lug 07 ago 21 ago 04 set 18 set 09 ott 22 ott 27 nov 11 dic Seston mg l-1 zona eufotica 0,31 0,23 1,03 0,43 2,30 1,19 2,05 1,87 1,47 1,30 0,82 1,94 1,93 0,86 0,69 0,40 0,60 0,73 1,92 1,56 zona afotica 0,17 0,16 0,22 0,19 0,37 0,32 1,21 0,56 0,59 0,47 0,34 0,36 0,33 0,23 0,24 0,29 0,24 0,16 0,53 0,42

POC µg l-1 zona eufotica 95 108 293 135 435 302 300 386 271 309 197 425 413 213 222 175 185 192 270 97 zona afotica 55 34 55 59 81 80 149 73 52 57 55 58 66 54 62 71 53 47 68 44

TOC mg l-1 20 m 0,595 0,822 0,825 0,619 0,795 0,646 0,711 0,599 0,699 0,740 0,621 0,974 0,638 0,895 1,034 1,044 1,286 1,019 0,817 1,075 50 m 0,811 0,786 0,853 0,589 0,838 0,529 0,659 0,500 0,573 0,487 0,44 0,709 0,678 0,806 0,847 0,794 1,230 0,916 0,796 0,924 100 m 0,820 0,768 0,968 0,609 0,943 0,634 0,607 0,480 0,557 0,424 0,323 0,615 0,715 0,725 0,853 0,980 1,225 0,819 0,592 0,851 200 m 0,589 0,661 0,911 0,626 0,998 0,517 0,570 0,492 0,521 0,435 0,364 0,682 0,501 0,754 0,778 0,771 1,157 0,859 0,611 0,942 300 m 0,592 0,686 0,943 0,575 1,017 0,524 0,521 0,497 0,669 0,392 0,31 0,61 0,627 0,813 0,774 0,755 1,32 0,827 0,585 1,041 350 m 0,598 0,666 0,921 0,646 1,081 0,615 0,547 0,468 0,654 0,413 0,325 0,671 0,625 0,803 0,849 0,787 1,336 0,885 0,648 1,168 zona eufotica 0,575 1,019 1,028 0,754 0,787 0,668 0,890 0,817 0,870 0,860 0,781 1,143 0,895 1,080 1,176 1,121 1,091 1,079 1,645 1,060 zona afotica 0,539 0,797 0,825 0,598 0,787 0,558 0,675 0,488 0,511 0,479 0,410 0,747 0,476 0,729 0,886 0,732 1,104 0,815 0,578 0,806

CMD cell 106 ml-1 zona eufotica 1,93 1,58 2,67 1,32 2,55 3,69 3,14 3,98 3,92 4,28 4,77 4,79 6,65 5,10 4,49 3,90 9,95 7,42 6,12 2,22 zona afotica 0,99 0,85 1,43 1,10 1,14 1,21 1,55 2,20 0,97 2,03 0,70 1,80 1,33 1,21 0,92 0,96 1,12 1,48 2,94 0,89

4. OSSERVAZIONI CONCLUSIVE SULL’EVOLUZIONE DEL LAGO MAGGIORE ANALIZZATO ATTRAVERSO ALCUNI PARAMETRI SIGNIFICATIVI

4.1. Inquadramento generale

Il Lago Maggiore, secondo lago italiano per superficie (212,5 km2), si trova ad una altitudine di 193,5 m s.l.m., a sud delle Alpi. La sua profondità massima, 370 m, corrisponde ad una criptodrepressione di 177 m; la sua profondità media è di 177,4 m. Il bacino imbrifero del lago ha una superficie di 6599 km2 che per il 50% è ad una quota superiore ai 1283 m s.l.m. e per l'l% circa è coperta da ghiacciai. Politicamente il bacino imbrifero appartiene in parti quasi uguali all'Italia (3229 km2) ed 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 d’acqua. Due dei più grandi laghi naturali contenuti nel bacino (Lugano e Varese) sono fortemente inquinati e mostrano condizioni di trofia ancora estremamente elevata. Un terzo grande lago, il Lago d'Orta, che per alcuni decenni ha subito un pesante inquinamento industriale da rame ed ammoniaca, recentemente è stato recuperato ed è ora in uno stato qualitativamente buono. A causa delle elevate profondità massima e media del lago e delle condizioni meteorologiche per esso caratteristiche, il mescolamento completo delle acque del Lago Mag- giore 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 termica. Questo fatto ha una notevole influenza sui tempi di ricambio delle acque: infatti la presenza della stratificazione termica colloca vicino a 14,5 anni il reale tempo di rinnovo delle acque che, in assenza di stratificazione, sarebbe prossimo ai 4,5 anni. E' evidente che importanti variazioni di spessore degli strati mescolati, come sono quelle imputabili alla modificazione del clima che sta interessando il pianeta, influenzeranno il reale tempo di rinnovo delle acque con conseguenze non trascurabili sull'ecosistema limnico.

106 4.2. Lineamenti idrologici del quinquennio 1998-2002 Le precipitazioni medie del bacino idrografico del Lago Maggiore nel quinquennio 1998-2002 sono state di 1905 mm, superiori di circa il 20% rispetto a quelle dei periodi di confronto 1921-1977 e 1978-1997, che presentano una quantità di precipitazione quasi identica, rispettivamente di 1709 mm e 1684 mm. Le precipitazioni, nel quinquennio, evidenziano un andamento ciclico simile a quello dei periodi precedenti (Fig. 4.2a.), con un’accentuazione dei valori minimi e massimi registrati, il primo in inverno, e il secondo nel tardo autunno, spostato di un mese rispetto a quello dei periodi di confronto. Analizzando gli anni del quinquennio, tabella 4.2a., si nota che il 1998 e il 1999 rientrano, con i loro valori annui, perfettamente in quelli medi pluriennali, mentre il 2000, 2001 e 2002, si sono caratterizzati per la presenza di fenomeni estremi. Le elevate precipitazioni di questi ultimi tre anni hanno causato tre eventi di piena, Ottobre 2000, Novembre e Maggio 2002, mentre la scarsità di pioggia ha determinato un lungo periodo siccitoso iniziato nel Dicembre 1999 e proseguito fino alla fine del mese di Marzo 2000 con 87 giorni senza pioggia rilevante. Da sottolineare che gli anni più piovosi sono stati il 2002 con 2330 mm seguito dal 2000 con 2263 mm, nei quali si sono avute esondazioni sia del Lago Maggiore che dei corsi d’acqua del bacino imbrifero, mentre l’anno meno piovoso è stato il 2001 con 1446 mm.

Tab. 4.2a. Regimi delle precipitazioni del bacino del Lago Maggiore. Gen Feb Mar Apr Mag Giu Lug Ago Set Ott Nov Dic ANNO

1998 56 21 10 387 185 166 105 106 317 198 13 22 1615 1999 94 36 143 150 201 227 110 186 346 229 89 59 1870 2000 8 18 73 310 142 118 195 109 299 524 380 88 2263 2001 117 88 182 78 150 203 203 165 89 146 18 7 1446 2002 16 117 62 56 520 195 185 202 125 87 684 49 2330

1998-2002 58 56 94 196 239 182 160 153 235 237 237 45 1905 Medie di bacino bacino Medie di 1978-1997 85 65 110 175 213 166 131 152 188 205 109 77 1684 1921-1977 63 75 103 163 199 168 142 172 180 183 178 83 1709

Per quanto riguarda la regimazione mensile (Fig. 4.2a.), essa pone in evidenza che i valori medi del quinquennio risultano inferiori a quelli dei periodi di riferimento nei mesi di Gennaio, Febbraio, Marzo e Dicembre, mentre nei restanti mesi dell’anno, in particolare nel trimestre autunnale, si sono registrati valori superiori rispetto alla media pluriennale. Inoltre, dalla tabella 4.2a., si può notare un’estrema variabilità nei valori di precipitazione nei mesi iniziali e finali dell’anno che denotano il verificarsi di fenomeni estremi, probabilmente legati ai mutamenti climatici attualmente in atto sulla Terra.

107 300

250

200

1998-2002 150 1978-1997 1921-1977 Pioggia (mm)

100

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

Fig. 4.2a. Regime delle precipitazioni del bacino del Lago Maggiore per il quinquennio 1998-2002 e per i periodi di confronto.

Per quanto riguarda le portate dei maggiori tributari del lago (in Tab. 4.2b. sono riportate le medie del quinquennio e quelle di confronto), si evidenzia che le medie annue degli ultimi cinque anni, sono superiori rispetto a quelle di riferimento per la maggior parte dei torrenti, in particolare per quelle che riguardano il Ticino Immissario, il Toce e il Ticino Emissario. I valori più elevati si sono registrati nei mesi di Aprile, Maggio e Giugno, Ottobre, Novembre e Dicembre, mentre negli altri mesi si sono mantenute inferiori a quelle dei periodi di riferimento, con eccezione del Ticino Immissario che presenta valori superiori per tutti i mesi dell’anno tranne che a Luglio e a Settembre. Da rilevare che, rispetto ai periodi di riferimento, si nota nel periodo 1998-2002, un’accentuazione dei valori minimi, le magre si sono protratte per diversi mesi (in particolare quelli invernali e primaverili), e di quelli massimi, registrati nei mesi tardo autunnali.

108 Tab. 4.2b. Confronto delle portate medie (m3/s) mensili ed annue del quinquennio 1998-2002 e medie di lungo periodo. Corso d’acqua Periodo GEN FEB MAR APR MAG GIU LUG AGO SET OTT NOV DIC ANNO 1998-02 35,54 34,79 37,80 58,67 133,05 131,18 91,87 71,05 69,96 100,43 99,60 49,84 76,28 TICINO IMM. 1978-97 32,53 31,25 37,15 54,06 107,67 121,21 100,20 64,17 74,10 80,63 48,85 32,85 65,62 1921-74 28,00 27,30 31,00 52,30 108,00 140,00 107,00 82,90 80,00 70,90 61,10 35,80 68,70 1998-02 1,87 1,96 2,96 9,09 9,24 5,40 3,14 3,10 7,69 9,60 8,61 2,08 5,39 CANNOBINO 1978-97 2,17 2,15 4,50 7,69 9,30 6,99 4,67 3,18 6,05 8,27 3,85 2,45 5,12 1998-02 0,89 0,64 0,89 2,98 4,29 2,06 1,26 1,13 3,16 3,54 4,96 0,88 2,22 S. GIOVANNI 1978-97 1,37 1,17 2,24 3,99 4,08 3,45 2,39 1,35 3,02 4,58 2,41 1,32 2,62 1998-02 2,62 3,21 4,89 12,45 16,18 7,93 3,93 3,64 10,52 14,66 11,63 3,30 7,91 S. BERNARDINO 1978-97 2,31 2,10 5,38 12,01 15,95 9,29 5,44 3,88 9,33 12,25 5,80 2,83 7,23 1955-69 2,10 2,92 4,74 9,76 10,60 10,50 4,92 5,85 8,93 9,17 9,42 3,76 6,88 1998-02 27,53 24,63 31,18 59,49 148,21 140,56 76,33 55,22 84,66 139,20 104,27 44,97 78,13 TOCE 1978-97 27,85 28,19 37,74 64,02 109,07 114,18 92,21 66,02 69,34 82,87 48,95 31,31 64,42 1936-64 30,90 30,00 34,90 59,70 105,10 127,10 93,40 74,30 73,50 72,10 64,90 37,80 67,10 1998-02 2,95 2,27 2,44 5,37 8,86 7,25 3,85 3,14 4,13 7,93 8,32 5,78 5,19 NIGUGLIA 1979-97 2,81 2,28 3,49 6,37 7,91 6,61 3,97 2,45 3,48 8,19 5,33 3,29 4,69 1941-60 3,57 3,71 3,53 4,68 6,93 6,45 4,51 3,67 4,38 5,57 7,68 4,70 4,97 1998-02 0,62 0,56 0,68 1,35 1,61 1,02 0,84 0,73 0,99 1,77 1,72 0,68 1,05 ERNO 1978-97 0,71 0,58 1,04 1,56 1,61 1,18 0,67 0,47 0,89 1,68 0,89 0,64 1,00 1998-02 0,42 0,37 0,39 0,72 0,81 0,54 0,39 0,34 0,33 1,69 1,02 0,60 0,63 VEVERA 1978-97 0,58 0,50 0,67 0,85 1,00 0,82 0,45 0,33 0,46 0,85 0,63 0,50 0,64 1998-02 2,21 2,31 1,94 2,50 3,36 3,47 2,87 1,36 2,95 2,76 3,21 2,91 2,70 BARDELLO 1978-97 2,84 2,61 3,29 3,64 4,78 4,33 2,77 1,43 2,36 3,53 3,07 2,37 3,09 1939-56 2,55 2,84 2,73 3,22 3,90 3,32 2,91 1,87 2,25 2,60 3,43 2,81 2,87 1998-02 1,29 1,01 1,33 2,04 2,69 1,69 1,12 0,63 1,28 3,47 2,89 0,88 1,69 BOESIO 1978-97 1,52 1,13 1,68 2,53 2,84 2,28 1,38 0,88 1,44 2,31 1,74 1,19 1,75 1998-02 2,64 2,47 2,82 4,87 6,72 4,04 2,45 1,80 2,92 9,30 10,76 3,61 4,53 MARGORABBIA 1978-97 2,75 2,37 3,81 5,04 5,53 4,54 2,49 1,63 2,75 5,33 3,54 2,35 3,53 1998-02 13,90 12,33 16,92 33,28 46,75 30,56 26,36 23,57 26,02 45,56 55,19 24,64 29,62 TRESA 1978-97 15,20 12,17 18,86 31,34 41,22 37,12 22,25 14,31 22,37 31,87 19,99 13,93 23,41 1923-74 16,10 14,90 17,70 27,80 36,60 34,60 25,30 19,10 20,70 24,10 33,80 23,30 24,50 1998-02 148,40 144,30 168,80 294,38 546,96 501,83 317,91 265,48 276,25 521,21 460,10 267,23 326,58 TICINO EMISS. 1978-97 151,64 146,60 191,40 305,47 464,93 438,98 369,90 260,46 277,02 416,55 204,34 150,79 283,90 1921-77 145,00 147,00 159,00 263,00 435,00 495,00 384,00 295,00 316,00 318,00 327,00 193,00 290,00

109 4.3. Caratteristiche idrodinamiche del Lago Maggiore

4.3.1. Introduzione

In questi anni è stata data particolare rilevanza allo studio dei fenomeni di mescolamento verticale nel Lago Maggiore perché la presenza di una circolazione tardo invernale parziale o totale delle sue acque rappresenta la sua più importante caratteristica idrodinamica. Tale aspetto è senza dubbio dipendente dalle condizioni meteo che si in- staurano 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 valori che si sono mantenuti, con l’eccezione del 1999 (12,93 °C), al di sopra di 13,0, nettamente superiori alla media annua pluriennale di 12,32 °C, valutata a partire dal 1951. Anche tutti i dati medi stagionali degli anni 1998-2002 mostrano un consistente incremento rispetto al periodo pregresso: in inverno si è avuto un aumento di 0,49°C, in primavera di 1,07°C, in estate di 0,95°C ed in autunno di 0,68°C, il che ha favorito considerevolmente l’immagazzinamento di energia nel lago, sia come totale sull’intera colonna sia nell’ipolimnio profondo; da rilevare che nel 1998 questi strati hanno raggiunto i massimi valori termici del periodo 1963-2002. A ciò ha contribuito anche la radiazione solare che nel computo del quinquennio si è mantenuta mediamente di circa 3.000 cal cm-2 superiore alla media nonché la rapida caduta del percorso del vento soprattutto nel periodo invernale. Altri eventi di notevole importanza verificatisi in quest’ultimo quinquennio sono le eccezionali piene del 2000 e del 2002, che hanno raggiunto nel primo caso la quota storica di 197,94 m s.l.m. ed il mescolamento totale del Lago Maggiore, verificatosi, come si vedrà qui di seguito, con un doppio meccanismo, che ha ossigenato gli strati profondi del lago. Vengono inoltre considerate le quantità energetiche che entrano in gioco nei processi di stratificazione e destratificazione termica, le profondità raggiunte dal mescolamento invernale, l’ossigenazione degli strati profondi e le piene che hanno interessato il Ver- bano. 4.3.2. Contenuto calorico nel Lago Maggiore

Dai dati pluriennali (1963-2002) di temperatura dell’acqua del Lago Maggiore è stata calcolata, con cadenza mensile, la distribuzione verticale metro per metro del contenuto di calore; il suo andamento totale mensile è rappresentato in figura 4.3.2a. In essa è visibile, oltre al ciclo stagionale, molto variabile nei suoi valori massimi e minimi, anche un trend generale che risulta in aumento soprattutto a partire dagli anni novanta. I valori minimi, che si collocano normalmente in Febbraio-Marzo, sono compresi tra 4.352 MJ m-2 (1963) e 5.107 MJ m-2 (1998), mentre quelli più elevati (Agosto-Settembre) risultano compresi tra 5.522 MJ m-2 (1963) e 6.381MJ m-2 (1998). Da rilevare che l’incremento dei valori minimi (circa il 18%) è risultato maggiore di quello dei valori massimi (circa il 15%).

110 MJm-2 6500

6000

5500

5000

4500

4000 63 65 67 69 71 73 75 77 79 81 83 85 87 89 91 93 95 97 99 01

Fig. 4.3.2a. Andamento del contenuto mensile di calore totale entro la colonna d’acqua del Lago Mag- giore dal 1963 al Febbraio 2003.

Meno visibile nelle serie storiche, in quanto maggiormente mascherato dalla presenza dei cicli stagionali, è stato invece il riscaldamento degli strati più superficiali 0-50 m, anche se, come per il contenuto totale, risulta un trend diretto verso un aumento generale (Fig. 4.3.2b.). D’altronde questo strato rappresenta, per un bacino profondo qual’è il Lago Maggiore la sua parte più superficiale, che costituisce circa il 25% del volume totale ed il 15% della massima profondità, ed è quella porzione di lago che viene maggiormente influenzata dalle condizioni esterne che ingenerano il mescolamento verticale; è entro questo strato che si svolge la quasi totalità degli scambi calorici che ammontano complessivamente al 90% dello scambio energetico annuo [48].

MJ m-2 2400

2200

2000

1800

1600

1400

1200

1000 63 65 67 69 71 73 75 77 79 81 83 85 87 89 91 93 95 97 99 01 03 Fig. 4.3.2b. Andamento del contenuto mensile di calore entro i primi 50 metri d’acqua del Lago Maggiore dal 1963 al Febbraio 2003.

Più evidente è invece l’effetto del riscaldamento globale sugli strati d’acqua nell’ipolimnio profondo, scarsamente o per nulla interessato dalle variazioni termiche giornaliere e stagionali (Fig. 4.3.2c.). Questi strati mantengono una sorta di “memoria

111 climatica” [49], che indica variazioni termiche su una scala relativamente lunga dei tempi, comparabile con quella delle variazioni climatiche in atto; dal suo andamento è possibile anche ottenere informazioni sugli eventi, di particolare intensità, che hanno influenzato significativamente le acque del lago. Il suo valore è stato determinato, nella sua collocazione spazio-temporale e nella sua dimensione energetica (MJm-2), in base a diverse condizioni idrodinamiche: profondità del mescolamento invernale, scambi metro per metro di calore in profondità e correlazioni fra i valori logaritmici dei coefficienti di diffusione turbolenta verticale (Kz) rispetto a quelli della frequenza di Brunt- Vaisala (N2) durante la stratificazione estiva. Si deve sottolineare anche se l’incremento o il decremento calorico entro questo strato è molto basso, 2-4% del bilancio termico totale, è molto importante per la definizione delle variazioni temporali della memoria climatica nei laghi di maggiore profondità [50]. Nel Lago Maggiore, come in altri laghi italiani, con riferimento soprattutto ai più profondi, si è verificato un sensibile incremento nell’accumulo di calore entro tutta la massa d’acqua con conseguenti modificazioni nella sua struttura termica verticale. Ne sono state così interessate le profondità raggiunte dal mescolamento invernale (come si vedrà in seguito), momento in cui nel lago viene a formarsi la cosiddetta “massa d’acqua nuova”, nonché i processi di convezione turbolenta (sempre legati alle variazioni meteo-climatiche), e la profondità di inserimento degli apporti di acque fredde e ossigenate, o più calde ma molto dense, provenienti dai tributari. In questo contesto l’ultimo quinquennio inizia con un 1998 eccezionale sia come contenuto massimo su tutta la colonna, raggiunto in Agosto con 6.381 MJm-2, che costituisce il valore più elevato degli ultimi 50 anni (Fig.4.3.2a.), sia come quantità presente nella memoria climatica con 1.910 MJm-2 (Fig. 4.3.2c.). Nel 1999 si assiste ad una brusca diminuzione del contenuto calorico entro tutta la massa d’acqua, con valori totali invernali che scendono al livello di quelli del 1996 (4.933 MJm-2 in Febbraio), ed anche nell’ipolimnio profondo (1.844 MJm-2 in Marzo) dovuto, come vedremo in seguito alla completa circolazione delle acque. Un’ulteriore diminuzione nei contenuti energetici è particolarmente evidente alla fine dell’anno limnologico del 2000 (4.857 MJm-2 sul totale e 1.833 MJm-2 in Aprile sotto i 150 metri di profondità), ed è imputabile alla discesa negli strati profondi di acqua fredda di provenienza fluviale, dovuta al disgelo delle nevi, provocato dalle elevate temperature atmosferiche di questi mesi: troviamo infatti nei primi 15 giorni di Febbraio temperature massime dell’aria superiori ai 15°C e, nella prima decade di Marzo, addirittura 25°C, valori alquanto anomali per questo periodo. Raffreddamenti delle acque del Lago Maggiore simili a quelli del 1999 e 2000, e quindi responsabili di una marcata attenuazione del trend positivo della memoria climatica, con sensibile riduzione dell’accumulo energetico, si sono verificati in modo evidente, anche se con meccanismi diversi, negli anni 1977, 1981 e 1991 [50]. Ma se eventi esterni di questo tipo possono alterare l’incremento del trend, essi non riescono a riproporre una situazione con contenuto energetico di valore simile a quello dei primi anni del periodo considerato. Ad esempio, nel Lago Maggiore il contenuto calorico presente alla fine dell’inverno 1999 era di 4.933 MJm-2 corrispondente ad una temperatura media di 6,63°C sull’intera colonna, valore più alto di 549 e di 581 MJ m-2 di quello presente nel 1970 e nel 1963 corrispondente ad una temperatura media sulla colonna rispettivamente di circa 6,0 e 5,8°C. Per produrre un mescolamento verticale completo a 6,63°C come quello del 1999, dove però i moti convettivi hanno interessato solo una porzione limitata di lago (200 m), è stato necessario un lavoro delle forze esterne estremamente elevato, quantiz-

112 zabile in circa 3 volte e quello occorso per il mescolamento del 1963. Infatti, a Gennaio, mese in cui la fase di destratificazione è già in fase avanzata, occorrevano per il solo mescolamento completo delle acque del Lago Maggiore 607 Jm-2 nel 1963, mentre nel 1970 e 1999 necessitavano rispettivamente 985 Jm-2 e 1.530 J m-2.

A B

MJm-2 MJm-2 1910 1910

1900 1860

1890

1810 1880

1760 1870

1860 1710

1850

1660

1840

1610 1830 1998 1999 2000 2001 2002 19 6 3 19 6 7 19 7 1 19 7 5 19 7 9 19 8 3 19 8 7 19 9 1 19 9 5 19 9 20 0 3

Fig. 4.3.2c. Andamento della memoria climatica nel Lago Maggiore negli anni dal 1963 al 2003 (A) e nel periodo 1998-2003 (B).

Tenendo in considerazione questi dati è ipotizzabile che diventerà sempre più difficile, con il prosieguo degli anni sia il raffreddamento dell’intera massa lacustre che la completa circolazione per moti convettivi delle acque del Lago Maggiore e in generale quella dei laghi profondi, con ripercussioni su tutta la loro idrodinamica, come ad esempio il tempo di ricambio. D’altronde si può verificare (Fig. 4.3.2c parte B) come a partire dall’inverno 2000 il lago abbia già iniziato una fase di riscaldamento portando nel 2003 il contenuto totale a 5.001 MJ m-2 e quello della memoria climatica a 1.863 MJ m-2. Inoltre bisogna considerare la resistenza al lavoro esterno offerta dalla pressione idro- statica ed il fatto che la densità dell’acqua gioca un ruolo importante, dal momento che temperature sempre più elevate implicano una variazione di densità tra strati di uguale differenza termica, che è più elevata che non alle temperature prossime ai 4°C.

113 4.3.3. Profondità di mescolamento

Un’importante caratteristica idrologica dei laghi sudalpini, qual’è il Lago Maggiore riguarda le modalità con cui in essi avviene il mescolamento verticale che, per la loro collocazione geografica nella fascia climatica temperata, dovrebbe verificarsi una sola volta all’anno al termine dell’inverno limnologico, cioè all’incirca in Febbraio-Marzo (laghi monomittici caldi). A questo punto del ciclo annuale la colonna d’acqua potrebbe presentare caratteristiche di isotermia, essendo terminata la cessione all’atmosfera del calore accumulato dal corpo idrico durante i mesi caldi, soprattutto nei suoi strati più superficiali, e non essendo ancora iniziata la fase di immagazzinamento di calore che procede con l’avanzare della bella stagione. La perdita di energia calorica avviene per effetto dei moti convettivi innescati a seguito del raffreddamento degli strati a più diretto contatto con l’atmosfera ed è facilitata anche dall’azione mescolatrice del vento. Tuttavia, la profondità di questi laghi è tale che l’omogeneizzazione verticale delle loro acque non tutti gli anni riesce a completarsi e a raggiungere il fondo prima che inizi in superficie il nuovo processo di stratificazione termica, di qui la più corretta collocazione di questi bacini nella categoria dei laghi olo-oligomittici [51]. Il Lago Maggiore è stato oggetto di ricerche proprio su questo argomento fin dagli anni ‘50. Da allora il controllo sull’effettiva profondità dello strato mescolato è stato continuo, condotto attraverso una lunga serie di sopralluoghi nel suo punto più profondo con lo scopo di analizzare la distribuzione verticale, lungo l’intera colonna d’acqua, di alcuni parametri fisici e chimici (temperatura e concentrazioni di ossigeno disciolto, nitrati e silicati). Si è visto che l’omogeneizzazione delle sue acque può essere completa, cioè fino alla massima profondità, solo in occasione di inverni particolarmente freddi e ventosi, eventi, questi, che sembrano destinati a diventare più l’eccezione che la regola. Le stesse indagini hanno confermato quanto già sottolineato nei vari rapporti annuali circa l’incidenza sulla profondità del mescolamento di alcuni parametri meteo-limnologici, in particolare vento, radiazione solare e differenza fra le temperature dell’aria e dell’acqua lacustre in superficie. Questi, appropriatamente pesati per ciascuno dei tre mesi invernali, sono risultati infatti strettamente connessi con la potenza dello strato mescolato ed è stata trovata una correlazione, statisticamente significativa, tra la pro- fondità massima che lo strato mescolato raggiunge nel tardo inverno ed un parametro numerico adimensionale, che sintetizza in sé i valori degli elementi meteorologici prima ricordati [52]. E’ attraverso l’utilizzo di tale parametro che è stata possibile la ricostruzione, per estrapolazione, delle fasi olo-oligomittiche che hanno caratterizzato questo lago anche nel periodo 1951-1959, anni durante i quali non era stata fatta alcuna verifica speri- mentale, mentre erano disponibili dati meteorologici e della temperatura dell’acqua in superficie. Per quanto riguarda la circolazione verticale delle acque del Lago Maggiore (Fig. 4.3.3.), si è visto che ad un ciclo di circa 7 anni, riscontrabile sino al 1970 è succeduto un periodo di 28 anni, sino al 1998, nel quale lo strato mescolato invernale solo in un’occasione ha raggiunto 200 m (1981), mentre negli altri anni le sue profondità sono state ancora più contenute (tra i 50 e 150 m). Il mescolamento del 1999 è quindi da considerarsi un fatto eccezionale ma va rilevato che esso è avvenuto solo grazie ad un doppio meccanismo, cioè ad un’azione con- comitante dei moti convettivi, che hanno agito almeno sino a circa 200 m di profondità, e in un secondo tempo di penetrazione di acque superficiali più fredde, e maggiormente

114 ossigenate, negli strati al di sotto di tale livello. Tale meccanismo ha trovato conferma nel valore del parametro di mescolamento M che ha permesso di valutare con precisione la profondità di mescolamento raggiunta nel lago per i soli moti convettivi. D’altra parte le condizioni meteorologiche dell’inverno 1998-1999 non sono risultate così spinte da giustificare una piena circolazione per la sola convezione delle acque del Lago Maggiore. Le profondità di mescolamento sono rientrate nella “norma” negli anni successivi in quanto non hanno superato i 120 m di profondità. Da quanto visto anche in precedenza appare quindi sempre più difficile, con il prosieguo degli anni, il verificarsi di circolazioni complete “normali”, cioè per moti convettivi, sia per il riscaldamento continuo delle acque che per l’aumento della temperatura atmosferica, nonché per la diminuzione di giornate ventose; ad esempio, nel Febbraio 2002 si è avuto una sola giornata con un percorso di poco superiore a 50 km; su questa linea, nel 2003 si è raggiunta una profondità di soli 75 m.

1951 1961 1971 1981 1991 2001 0 50 100 150 200

Depth (m) 250 300 350

Fig. 4.3.3. Serie cronologica delle profondità di mescolamento nel Lago Maggiore nel periodo 1951- 2002.

4.3.4. Ossigenazione L’andamento del contenuto di ossigeno disciolto (mgl-1) degli ultimi cinque anni, alle profondità comprese tra i 150 e i 370 metri, dove, come abbiamo visto, è contenuta la memoria climatica, è riportato in figura 4.3.4a. In essa si può osservare come sino al termine del 1998, a seguito di un lungo periodo di mescolamenti solo parziali e alla mancanza di inserimenti di acqua più densa e ossigenata in profondità il contenuto di ossigeno sia sceso sotto i 5 mgl-1 nello strato 300-370 m di profondità. Il mescolamento nell’inverno 1999 e, sia pure in misura minore, la successiva discesa di acqua nel 2000, di cui si è detto, ha riportato la concentrazione di ossigeno, tra Febbraio e Marzo, al di sotto dei 150 m su livelli compresi tra 8 e 9 mgl-1 (bisogna risalire agli anni 1985 e 1981 per trovare simili concentrazioni) con valori più elevati a –370 m che non a –150. Dalla primavera del 2000 si assiste ad una graduale diminuzione del contenuto di O2 tanto che nel Dicembre 2002 il suo valore risulta al di sotto dei 7 mgl-1.

115 10 mgl-1

4 1998 1999 2000 2001 2002 Fig. 4.3.4a. Andamento del contenuto di ossigeno (mg l-1) negli strati da 150 a 370 m di profondità nelle acque del Lago Maggiore nel periodo 1998-2002.

In figura 4.3.4b. è invece rappresentato il contenuto calorico presente nel Lago Mag- giore al temine di ciascun inverno limnologico, in coincidenza con il momento di massima circolazione (che costituisce la quantità minima presente ogni anno), nonchè l’andamento del contenuto medio di ossigeno disciolto (mgl-1) negli strati al di sotto dei 200 metri di profondità nello stesso momento stagionale. In essa si può osservare un aumento notevole del contenuto calorico dal 1963 al 2002 e un suo andamento presso- ché opposto a quello del contenuto medio O2. Alle fasi caratterizzate da una diminuzione di ossigeno corrisponde un accumulo di calore entro la massa d’acqua; viceversa la riossigenazione degli strati profondi è associata a sensibili perdite di calore. Ai picchi nella curva di ossigeno degli inverni 1963, 1970, 1981, 1986, 1991 e 2000 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 = 0,88.

116 MJm-2 mg l -1 5200 11

5000 10

4800 9

4600 8

4400 7

4200 6

4000 5

1963 1965 1967 1969 1971 1973 1975 1977 1979 1981 1983 1985 1987 1989 1991 1993 1995 1997 1999 2001 Fig. 4.3.4b. 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.

4.3.5. Livello del lago Quanto alle piene, pur senza il ricorso ad una indagine statistica esauriente, abbiamo verificato che nel Lago Maggiore esse (intendendo come tali quelle che hanno superato a Pallanza la quota di m 195,5 m s.l.m.), si sono manifestate al ritmo di una ogni 23 mesi nel periodo compreso fra il 1868 e il 1942, mentre dal 1952 al 1993 la loro frequenza è aumentata ed è stata di una ogni 19 mesi; nei nove anni intercorsi fra questi due periodi, particolarmente siccitosi, la loro frequenza fu di una ogni 36 mesi figura 4.3.5a. [53]. A questa maggiore frequenza delle esondazioni negli anni più recenti si accompagna la constatazione che le acque di dilavamento del bacino imbrifero raggiungono il Lago Mag- giore con tempi di corrivazione più ridotti rispetto al passato, il che comporta un più immediato innalzamento del livello del lago rispetto al momento dell’evento pluviometrico.

117 m s.l.m 200 .

199.5

199

198.5

198

197.5 Livello di esondazione a Pallanza 197

196.5

196

195.5

195 7 ott 1872 9 ott 1880 2 ott 1965 1 ott 1991 5 ott 1976 2 giu 1879 9 lug 1940 4 ott 1868 1 nov 1896 9 nov 1906 2 nov 1928 2 nov 1942 8 nov 1963 2 nov 1965 5 nov 1968 7 ago 1939 23 ott 1872 15 ott 1873 13 ott 1889 30 ott 1889 23 ott 1891 15 ott 1892 24 ott 1896 29 ott 1928 10 ott 1977 17 ott 1979 15 ott 1988 14 ott 1993 16 ott 2000 30 ott 1953 14 ott 1976 29 set 1868 23 giu 1872 17 set 1882 20 set 1897 17 giu 1901 19 giu 1918 25 set 1920 26 set 1924 28 set 1981 20 lug 1987 25 giu 1957 20 set 1960 18 lug 1973 17 set 1975 9 mag 1869 5 mag 1977 5 mag 2002 12 nov 1886 11 nov 1907 18 nov 1907 22 nov 1926 14 nov 1996 18 nov 1935 13 nov 1951 13 nov 1976 29 nov 2002 25 ago 1900 28 ago 1900 31 ago 1977 23 ago 1954 31 mag 1917 17 mag 1926 17 mag 1983 23 mag 1983 27 mag 1986 Fig. 4.3.5a. Livelli idrometrici massimi raggiunti dal Lago Maggiore negli anni dal 1868 al 2002.

Tanto il probabile incremento della frequenza con le quali si sono manifestate la piene nel Verbano negli ultimi anni, quanto la sicura velocizzazione del deflusso delle acque, trovano giustificazione nel mutato assetto territoriale dell’areale versante del lago, in particolare, nel progressivo abbandono delle attività agro-forestali della montagna che avevano negli operatori stanziali i più validi tutori del territorio. Per contro, in alcune lo- calità queste attività sono state sostituite da uno sviluppo turistico spesso selvaggio o, quanto meno, scarsamente controllato. Il totale abbandono del bosco ha conseguente- mente determinato il proliferare di dissesti idrogeologici, anche di notevoli dimensioni, nonché di frequenti ed estesi incendi boschivi, facilmente innescabili anche perché l’opera di prevenzione e gli interventi a salvaguardia della montagna non sempre hanno avuto la necessaria attenzione: troppo spesso non si è agito nel senso di favorire il rallentamento del deflusso ed il trattenimento in quota delle acque di dilavamento, privile- giando invece l'eccessivo e spesso inutile inalveamento di fiumi e torrenti. A ciò si ag- giunga la progressiva urbanizzazione civile ed industriale delle fasce di fondo valle e degli areali più pianeggianti, nonché la rettifica e l’arginatura di ampi tratti dei corsi d’acqua; né vanno dimenticate le conseguenze relative alla realizzazione delle reti fogna- rie, all’assetto e all’ampliamento delle vie di comunicazione e, in particolare, la costruzione di numerose opere idrauliche per lo più destinate ai fini idroelettrici. Da considerare che la massa d’acqua veicolata al lago dal ruscellamento non incanalato che pro- viene dalle aree rivierasche e dalla porzione non misurata del bacino corrisponde al 16% del totale che giunge a lago. Resta comunque il fatto che, al di là di un incremento negli ultimi anni della frequenza, intensità e durata delle piene, il Lago Maggiore deve essere considerato un corpo d’acqua a rischio idrologico, anche a prescindere dagli interventi non corretti operati dall’uomo sul territorio. Il motivo va ricercato, oltre che nelle intense precipitazioni che interessano l’areale, anche nelle sue caratteristiche morfometriche [54] e non ultimo nel fatto che la regolazione idraulica al suo incile e il rilascio dai bacini artificiali dovrebbe

118 avere maggiore coordinazione e maggiore attenzione all’andamento climatico stagionale e agli eventi pluviometrici di maggior intensità o ai lunghi periodi di siccità: infatti il fenomeno delle magre lacustri è tanto importante quanto quello delle piene soprattutto da un punto di vista ecologico per gli effetti negativi che esercita sull’ambiente litorale. E’ proprio il cambiamento climatico attualmente in atto sulla terra, e al quale l’uomo sta dando una “mano considerevole”, ad assumere il ruolo di “nuovo nemico” nella gestione del territorio. Infatti l’aumento della concentrazione della CO2 nell’atmosfera è passata negli ultimi due secoli, cioè dall’inizio della rivoluzione industriale, da circa 280 a 360 parti per milione, e continuando con questo ritmo, raddoppierà entro una decina di anni, accentuando i suoi effetti sull’ambiente. Come risulta da recenti ricerche eseguite dall’Università del Colorado essi saranno particolarmente evidenti alle latitudini da 45°N a 70°N, che comprende quindi anche la fascia Alpina. Le conseguenze sull’ambiente dovrebbero consistere in un aumento delle temperature atmosferiche e quindi prevedibile anticipo ed incremento dello scioglimento primaverile delle nevi, aumento delle valan- ghe, delle frane e delle erosioni, maggior frequenza delle inondazioni, indebolimento delle aree boschive, ecc. Più in generale ci sarà maggiore energia a disposizione della macchina climatica e un’esasperazione dei fenomeni estremi: siccità da una parte e forti precipitazioni, con alluvioni, dall’altra. I segnali di questi fenomeni sono già presenti anche se il loro livello è tale che potrebbero rientrare nella naturale variabilità climatica, resta il fatto che se le spinte al disequilibrio atmosferico prevarranno il passaggio divente- rebbe catastrofico. La catena alpina, come detto risulta tra le aree più vulnerabili e i bacini come quelli a cui appartiene il Lago Maggiore sarebbero tra quelli maggiormente colpiti, per cui importante e urgente è una pianificazione territoriale che tenga conto di tutti questi aspetti. Rimane perciò fondamentale il monitoraggio della situazione, sia per gestire correttamente quanto sta avvenendo, nonché per raffinare sempre meglio i modelli di previsione degli scenari futuri, al fine di individuare i mezzi più idonei sia scien- tifici che politici, per limitare i danni del cambiamento climatico, prima che sfuggano totalmente di mano. Quanto sopra esposto trova riscontro nell’andamento dei livelli giornalieri del Lago Maggiore misurati all’idrometro di Pallanza in questi ultimi cinque anni (Fig. 4.3.5b.) In particolare nel breve tempo di 25 mesi (dall’Ottobre del 2000 al Novembre del 2002) si sono avute tre esondazioni in piazza a Pallanza sopra quota 195,5 m s.l.m. Ecce- zionale quella dell’11-17 Ottobre 2000 quando il livello del lago ha raggiunto il massimo storico di 197,94 m s.l.m., inferiore solo al livello raggiunto nell’alluvione del 1868, quando la soglia alla Miorina era ancora intatta, e superiore al precedente massimo storico di 197,61 m s.l.m. registrato il 14 Ottobre 1993. La differenza rispetto a quest’ultima piena è che nel 2000 si è raggiunto il livello massimo in soli 5 giorni di precipitazione, e la risalita del livello è stata molto rapida con velocità che hanno toccato anche gli 8 cm h-1, mentre nel 1993 l’intero evento di pioggia che ha causato l’alluvione è durato complessivamente circa un mese.

119 m s.l.m. 198

197

196

195

194

193

192 1998 1999 2000 2001 2002 Fig. 4.3.5b. Andamento dei livelli idrometrici giornalieri del Lago Maggiore dal 1998 al 2002.

Nel 2002 il lago è esondato due volte: la prima in Maggio, raggiungendo una quota di 195,53 m s.l.m. e la seconda, molto più consistente in Novembre sino a 196,65 m s.l.m. Nell’evento della primavera la durata è stata di soli 3 giorni e l’incremento totale di livello di 2,61 m, mentre a Novembre l’incremento di 3,38 m si è avuto in 14 giorni. Da rilevare che l’incremento massimo orario del livello del lago nell’evento del 2000, considerato già consistente, fu di 8 cm h-1, mentre nelle ultime due piene si sono raggiunti gli 11 cm h-1, un aumento che rispecchia quanto detto sopra rispetto all’assetto del territorio, ai tempi di corrivazione e all’intensità e alla quantità di pioggia che attualmente precipita entro il bacino del Lago Maggiore. Per un maggior dettaglio sugli eventi di piena che hanno interessato il lago in questi ultimi anni si rimanda alla campagna 2000 e 2002.

120 4.4. Chimismo delle acque lacustri e tributarie

Molti degli aspetti dell’idrochimica delle acque tributarie e lacustri relativi all’ultimo biennio di indagine e agli studi effettuati con regolarità e con continuità fin dal 1978 sono riportati nei precedenti capitoli 2.3.1., 2.3.2. e 3.2.1. In questo paragrafo vengono invece delineati gli andamenti storici dei principali nutrienti algali, non solo per la loro importanza sull’evoluzione trofica lacustre, ma anche perché le altre variabili che dipendono dalle caratteristiche geochimiche del bacino imbrifero hanno mostrato una sostanziale uniformità. Infatti, le concentrazioni medie delle specie ioniche, tra le quali predominano calcio, bicarbonati, solfati e magnesio, sono rimaste pressoché invariate nell’ultimo quinquennio mostrando contenuti ionici totali piuttosto bassi, compresi tra 3,05 e 3,10 meq l-1, cui corrispondono conducibilità a 20°C comprese tra 146 e 149 µS cm-1. Allo stesso modo, gli andamenti annuali stagionali epi ed ipolimnetici di pH ed ossigeno, nonché dei silicati, si sono dimostrati pressoché identici nell’intero decennio successivo al 1993. Questa relativa stabilità ha riguardato anche i nutrienti algali, seppure in forma più attenuata e parziale; infatti, se è vero che le modificazioni più cospicue delle loro concentrazioni sono intervenute in epoca anteriore, è altrettanto evidente che nell’ultimo decennio si sono osservati variazioni dei loro contenuti medi in lago e nelle acque tributarie di lieve entità ma assai importanti per verificare le tendenze evolutive dell’azoto e per valutare la risposta trofica lacustre in rapporto al fosforo responsabile del controllo della produzione algale lacustre. Nel caso dell’azoto, dato il forte rallentamento della crescita dei suoi contenuti nelle precipitazioni atmosferiche dopo l’inizio degli anni ’80, nell’ultimo ventennio si è potuto accertare un avvicinamento delle concentrazioni lacustri di nitrati ed azoto totale allo stato stazionario di equilibrio tra le quantità annuali in ingresso dal bacino e quelle perse attraverso l’emissario e i consumi legati alla produzione algale. Tuttavia, la loro crescita è continuata, seppure con velocità minima di circa 0,004 mg N l-1 a-1, fino a raggiungere massimi di concentrazione media annuale nel 2002 pari a 0,85 mg N l-1 di azoto nitrico e di 0,95 mg N l-1 di azoto totale, mentre i contenuti di azoto organico sono rimasti stabili su tenori intorno a 0,10 mg N l-1 e comunque sempre inferiori a 0,20 mg N l-1 (Fig. 4.4a.). Le cause di tali incrementi sono da mettere in relazione con gli afflussi meteorici sull’intero bacino drenante. Gli studi precedenti ne hanno infatti dimostrato il ruolo determinate nella formazione dei carichi di azoto, mentre le altre componenti, quali gli scarichi puntiformi, il trattenimento e/o rilascio operati dalla copertura vegetale, le fluttuazioni stagionali in acque emissarie di laghi tributari, la produzione o il consumo in alveo nonché nei suoli di pertinenza, possano diventare importanti o quan- tomeno significativi soltanto in periodi sufficientemente prolungati di tempo secco. L’ipotesi trova spiegazione nel fatto che gli afflussi meteorici, che costituiscono una parte assai rilevante dei deflussi nel reticolo idrografico, vi trasferiscono un carico ag- giuntivo di azoto invece di svolgere un’azione di diluizione come avviene per molte altre variabili chimiche. E questo capita soprattutto nei periodi di precipitazioni intense, quando è massimo o assai rilevante il dilavamento superficiale nel bacino drenante per- ché il trasferimento tra l’afflusso meteorico e il lago non è più mediato e rallentato dal trattenimento del suolo. Del resto, tale stretta dipendenza è ben evidenziata dall’andamento degli apporti annuali di azoto dal 1978 al 2002, comprensivi delle fra- zioni 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.

121 mg N l-1 1,1 1,0 0,9 0,8 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 Azoto nitrico 0,2 Azoto totale 0,1 Azoto organico 0,0 1955 1960 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005

Fig. 4.4a. Lago Maggiore: evoluzione delle concentrazioni di azoto totale, nitrico e organico (valori medi ponderati sui volumi dalla superficie al fondo nella stazione di massima profondità a Ghiffa).

Il grafico non mostra andamenti temporali relazionati all’avanzamento delle opere di raccolta e depurazione delle acque reflue urbane; al contrario indica un legame con gli afflussi meteorici sul bacino imbrifero: infatti, i carichi minimi corrispondono agli anni più secchi ed i massimi a quelli più piovosi (Fig. 4.4b.). Tale relazione è infine confermata dalla regressione statisticamente significativa (r = 0,877 con p < 0,01) tra gli afflussi meteorici annuali e gli apporti di azoto derivanti dal bacino emerso e dalle precipitazioni sullo specchio lacustre (Fig. 4.4c.). Questo fatto porta quindi a concludere che gli apporti di azoto, almeno nel caso del Lago Maggiore, derivano per la massima parte da sorgenti diffuse e tra queste, più in particolare, dalle precipitazioni atmosferiche sull’intero bacino imbrifero e dal dilavamento dei suoli, piuttosto che da sorgenti pun- tuali. Nel caso del fosforo totale, le sue concentrazioni medie storiche misurate nella stazione di massima profondità a Ghiffa ed espresse come valori medi ponderati sui volumi dalla superficie al fondo, presentano un andamento che può essere idealmente sud- diviso in tre periodi distinti (Fig. 4.4d.): 1. gli anni fino al 1992, durante i quali si completa la riduzione dei contenuti medi in lago che raggiungono nell’anno successivo i valori più bassi dopo gli anni ’70; 2. il quinquennio 1993–1997, con concentrazioni che si stabilizzano su livelli compresi tra 8 e 10 µg P l-1; 3. il quinquennio 1998–2002, caratterizzato da tenori medi leggermente più alti, che toccano punte di 11-12 µg P l-1 nel biennio 1999-2000 per poi riassestarsi su tenori medi di 10 µg P l-1 nell’ultimo biennio. Lo stesso grafico mette in luce che l’andamento di fosforo reattivo è più stabile, per- ché i suoi contenuti medi, dopo aver raggiunto i minimi nel 1993, si mantengono costantemente compresi tra 4 e 8 µg P l-1 senza segnalare tendenze in aumento o in diminuzione.

122 t N a-1 mm a-1 16000 2400

12000 1800

8000 1200 acque tributarie fascia rivierasca 4000 precipitazioni 600 afflussi sul bacino

0 0 '78 '80 '82 '84 '86 '88 '90 '92 '94 '96 '98 '00 '02

Fig. 4.4b. Lago Maggiore. Apporti annuali di azoto totale al lago dall’areale emerso, dalla zona rivierasca e dalle precipitazioni atmosferiche sullo specchio lacustre, in relazione con gli afflussi meteorici annuali sul bacino.

t N a-1 15000

14000 LN = 4,6 A + 2520 13000 r = 0,877

12000

11000

10000

9000

8000

7000 1200 1400 1600 1800 2000 2200 2400 Afflussi meteorici (mm a-1)

Fig. 4.4c. Lago Maggiore. Regressione tra gli apporti di azoto totale al lago (LN) annuali diffusi (somma dei carichi dall’areale emerso e dalle precipitazioni atmosferiche sullo specchio lacustre) e gli afflussi meteorici sul bacino imbrifero (A).

123 µg P l-1 40

Fosforo reattivo 30 Fosforo totale

0 1955 1960 1965 1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005

Fig. 4.4d. Lago Maggiore: evoluzione delle concentrazione di fosforo reattivo e totale (valori medi ponderati sui volumi dalla superficie al fondo nella stazione di massima profondità a Ghiffa).

In ogni caso va sottolineato come le concentrazioni lacustri di questo elemento siano rassicuranti sotto l’aspetto trofico. Difatti per un lago profondo che abbia le caratteristiche morfometriche ed idrologiche del Maggiore è possibile stimare, sulla base dei valori riportati comunemente in letteratura e nei diagrammi statistici dell’OCDE, che sia proprio questo l’ambito di variazione delle concentrazioni di fosforo entro il quale il lago si mantiene in condizioni oligotrofe. In effetti i suoi apporti annuali dal bacino nell’ultimo decennio si collocano all’interno del quadro storico come i più bassi dell’intero periodo di osservazione (1978-2002), risultando compresi tra il minimo di 219 t P a-1 del 1997 e il massimo di 309 t P a-1 del 2000 (Fig. 4.4e.). Alle stesse conclusioni si giunge esaminando le caratteristiche delle acque tributarie che sono progressivamente migliorate nei 25 anni di indagini. Infatti, anche se per alcuni corsi d’acqua, quali ad esempio Boesio e Bardello e in misura minore Tresa e Vevera, si è documentato il grave e continuo stato di alterazione (al riguardo si vedano i capitoli 2.3.1. e 2.3.2.), l’analisi dell’andamento delle concentrazioni medie areali di fosforo totale nei cinque quinquenni (Fig. 4.4f.), mette in evidenza che i suoi contenuti sono diminuiti nell’areale piemontese di circa il 45% tra il primo e il terzo quinquennio per poi mantenersi su valori intorno a 25-26 µg P l-1. Nello stesso periodo in Cantone Ticino si è registrato un decremento del 59%, che si è ulteriormente incrementato al 70% nel quarto quinquennio quando si sono raggiunti i tenori attuali di 8 µg P l-1. Nelle acque lombarde la riduzione sembra tuttora in corso perché si è passati da una media di 151 µg P l-1 del primo quinquennio a 70 µg P l-1 dell’ultimo, con una riduzione del 54%. Complessivamente in questi 25 anni, i contenuti medi di fosforo negli afflussi al lago si sono più che dimezzati presentando una riduzione del 55%; esse sono infatti passate da 55 µg P l-1, riscontrati nel quinquennio 1978-1982, ai 25 µg P l-1 dell’ultimo quadriennio 1994-1997.

124 t P a-1 600

acque tributarie 500 fascia rivierasca

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 '98 '99 '00 '01 '02

Fig. 4.4e. Lago Maggiore. Apporti annuali di fosforo totale al lago dall’areale emerso e dalla zona rivierasca.

µg P l-1 180 160 151 Lombardia Piemonte 140 132 Cantone Ticino Bacino totale 120 103 100 80 80 70 60 55 47 42 36 40 32 27 26 25 26 26 25 14 20 11 8 8 0 '78-82 '83-87 '88-92 '93-97 '98-03

Fig. 4.4f. Lago Maggiore. Concentrazioni medie areali quinquennali dal 1978 al 2002 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.

125 Nonostante le consistenti differenze di qualità tra le diverse acque tributarie messe in luce dalla figura 4.4f., tali concentrazioni sembrano indicare apporti complessivi di fosforo negli ultimi due quinquenni ormai compatibili con il mantenimento di un soddi- sfacente stato di qualità trofica delle acque lacustri. Il miglioramento della qualità degli afflussi è peraltro confermato e più evidente su scala storica ed annuale perché i contenuti medi di fosforo, riferiti all’insieme delle acque tributarie campionate, così come quelli di azoto ammoniacale (Fig. 4.4g.), hanno mostrato un andamento in forte diminuzione fino al 1993 seguito da un periodo di sta- bilità su valori accettabili. Anche i contributi di fosforo derivanti dalle porzioni di bacino lombardo, piemontese e del Cantone Ticino (Fig. 4.4h.) riconfermano le conclusioni già espresse in sede di esame delle concentrazioni delle acque tributare: gli apporti lombardi –comprendenti attraverso il Tresa anche la porzione svizzera del bacino del Lago di Lugano– sono indubbiamente ancora troppo elevati, anche se presentano un trend in diminuzione lungo i cinque quinquenni considerati; quelli piemontesi hanno raggiunto valori appena accettabili che tuttavia non sembrano suscettibili di ulteriore miglioramento vista la stabilità delle concentrazioni osservate nell’ultimo quindicennio; quelli ticinesi sono decisamente bassi e ne denotano l’ottima qualità. Nonostante queste differenze regionali che ovviamente incidono sulla qualità delle rispettive acque rivierasche lacustri in termini trofici e spesso anche di disponibilità per la balneazione e le utenze turistiche e ricreative, si può affermare che il contributo medio di fosforo dalle acque tributarie è ormai attestato su livelli pari o inferiori a 0,03 g P m-2 a-1 che possono consentire il mantenimento di condizioni oligotrofe del lago. Ciò è infine confermato dalla collocazione del Maggiore nel diagramma statistico dell’OECD che mette in relazione la trofia lacustre con il tempo teorico di rinnovo e gli apporti annuali di fosforo espressi come concentrazione calcolata dal rapporto tra il carico entrante e i deflussi dall’emissario. Dal grafico di figura 4.4i. emerge chiaramente il percorso nei 5 quinquenni pregressi: il lago è gradualmente passato da condizioni di mesotrofia avanzata del periodo 1978–1983, con un massimo nel 1979 di 67 µg P l-1, fino all’attuale situazione che vede un carico medio nell’ultimo quinquennio di fosforo totale in ingresso di 21,6 µg P l-1 ormai praticamente corrispondente all’obbiettivo di 21 µg P l-1, valore peculiare di condizioni oligotrofe. Tale progressivo avvicinamento verso situazioni di bassa produttività è infine coerentemente documentato dagli andamenti di tutte le grandezze relative al fosforo totale misurate in questo lungo periodo di ricerche. Infatti, come si vede dal grafico di figura 4.4l., vi è una perfetta corrispondenza tra le concentrazioni medie annuali osservate in lago e quelle determinate nelle acque tributarie (valori ponderati dalle concentrazioni areali dei singoli tributari) nonché negli afflussi totali (rapporto tra carico e deflusso).

126 mg N l-1 µg P l-1 0,35 70 Azoto ammoniacale 0,30 60 Fosforo totale 0,25 50

0,20 40

0,15 30

0,10 20

0,05 10

0,00 0 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005

Fig. 4.4g. Lago Maggiore. Evoluzione delle concentrazioni medie annuali di fosforo totale e azoto ammoniacale negli afflussi totali al lago (valori ponderati dalle concentrazioni areali dei singoli tributari).

g P m-2 a-1 0,16 Cantone Ticino Piemonte Lombardia 0,12 Totali tributari

0,08

0,04

0,00 1978-1982 1983-1987 1988-1992 1993-1997 1998-2002

Fig. 4.4h. Lago Maggiore. Contributi areali medi quinquennali dal 1978 al 2002 di fosforo totale dalle acque tributarie piemontesi, lombarde e del Cantone Ticino, nonché dall’insieme dei tributari campionati.

127 -1 µg Pi l

100 6,3 90 -1 eutrofia 80 [P] lago µg l 70 25 max. 1979 5,1 60 78-82 50 20 3,8 40 15 mesotrofia 83-87 30 88-92 2,6

93-97 2,1 10 [Chl a] µg l -1 concentrazione apporti apporti concentrazione 20 lago 8 oligotrofia 98-02 = obbiettivo

10 1 234 5678910 tempo teorico di rinnovo (anni)

Fig. 4.4i. Diagramma di sintesi dell’OECD nei cinque quinquenni, dal 1978 al 2002. Situazione trofica del Lago Maggiore.

µg P l-1 70 concentrazione media annuale misurata in lago concentrazione apporti (carico / deflussi emissario) 60 concentrazione media areale delle acque tributarie

0 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005

Fig. 4.4l. Lago Maggiore. Evoluzione delle concentrazioni medie annuali di fosforo totale nel lago, negli afflussi totali (rapporto tra carico e deflusso) e nelle acque tributarie (valori ponderati dalle concentrazioni areali dei singoli tributari).

128 4.5. Considerazioni generali sull’evoluzione a lungo termine dei popolamenti planctonici

4.5.1. Fitoplancton Nell’arco del quinquennio 1998-2002 lo studio delle associazioni fitoplanctoniche del Lago Maggiore ha evidenziato una sostanziale stabilità dei parametri legati alla di- versità del fitoplancton, confermando quanto osservato nel quinquennio precedente. Se, infatti, da un lato si è verificato un ulteriore aumento del numero complessivo di specie censite (Fig. 4.5.1a.) rispetto al periodo 1992-1997, d’altra parte sia il numero medio di specie per campione, sia il numero di specie dominanti hanno mostrato solo delle leg- gere oscillazioni. Questi ultimi due indici sono certamente più rappresentativi della di- versità biotica che non il numero complessivo delle specie ritrovate, nel quale entrano anche numerose specie rare, il cui peso, in termini di diversità, è spesso trascurabile.

0 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002

N.di specie Specie per campione Specie dominanti Fig. 4.5.1a. Evoluzione del numero totale di specie censite, del numero medio di specie per campione e del numero di specie significative.

La costante presenza di una trentina di specie dominanti rappresenta, indubbiamente, un segnale del ritorno del Lago Maggiore a condizioni stabili di bassa trofia, secondo quanto si è ampiamente discusso nei rapporti precedenti. Un fenomeno evidente dalle ricerche condotte nel quinquennio 1998-2002 è la tendenza alla riduzione del biovolume medio annuo della comunità, dopo il quinquennio 1992-’97, durante il quale la riduzione sembrava essersi arrestata. Negli ultimi cinque anni il biovolume medio si è attestato, ad eccezione del 1998, su valori inferiori ad 1 cm3 m-3, limite mai superato in tutta la serie storica dal 1981 (Fig. 4.5.1b.). Analoga- mente, la concentrazione media annua di clorofilla a è stata, dopo il 1998, sempre al di sotto dei 3 mg m-3, con una costante riduzione in tutto l’arco del quinquennio. Il rapporto tra clorofilla e biovolume, il cui aumento significativo dall’inizio degli anni ’90 è

129 stato ampiamente discusso nei rapporti precedenti, si è mantenuto su valori elevati anche nel periodo 1998-2001, mostrando però una flessione nel 2002, accompagnata ad una leggera risalita del biovolume medio, dopo cinque anni di costante diminuzione (Fig. 4.5.1b.): è certamente prematuro fare delle considerazioni ulteriori su questo dato, che potrebbe essere legato ad eventi occasionali. Solo le indagini future potranno evidenziare se questo punto rappresenta l’inizio di un’inversione di tendenza, tuttavia la costante dominanza delle diatomee nel corso del 2002 potrebbe spiegare l’aumento del biovolume medio annuo osservato: infatti, queste alghe, solitamente, danno un notevole contributo, in termini di biovolume, alla comunità del Lago Maggiore nelle stagioni in cui sono dominanti.

Fig. 4.5.1b. Evoluzione pluriennale del biovolume medio annuo e del rapporto percentuale medio annuo tra clorofilla e biovolume.

Per quanto riguarda la successione stagionale dei gruppi e delle specie dominanti, nell’arco del quinquennio la dinamica del fitoplancton ha mostrato alcuni elementi di variabilità, sia per quanto riguarda le fluttuazioni stagionali dei gruppi tassonomici maggiori, sia per quanto attiene alle modificazioni della composizione specifica nel gruppo delle alghe dominanti. Osservando la figura 4.5.1c. si nota come sia soprattutto la dinamica interannuale delle diatomee a determinare le principali differenze osservate nelle successioni stagionali: per esempio, è evidente l’assenza di un marcato picco primaverile nel 2000 e nel 2001, così come quella del picco estivo del 1999. Inoltre, sono ancora le diatomee a determinare l’anomala successione osservata nel 2002 e già descritta nel relativo capitolo sul fitoplancton. L’altro gruppo tradizionalmente dominante insieme alle diatomee, quello dei cianobatteri, mostra invece sensibili oscillazioni quantitative nel corso del quinquennio, ma la sua dinamica stagionale segue uno schema piuttosto costante, con uno sviluppo prevalentemente concentrato durante i mesi estivi. La dinamica annuale delle diatomee sembra risentire della variabilità meteo-climatica interannuale, come verrà discusso in seguito.

130 4000

3500

3000

2500 -3 m

3 2000 mm

1500

1000

500

0 1998 1999 2000 2001 2002 Ultraplancton CYANOBACTERIA BACILLARIOPHYCEAE CHRYSOPHYCEAE CRYPTOPHYTA DINOPHYCEAE CHLOROPHYTA

Fig. 4.5.1c. Evoluzione del biovolume dei principali gruppi algali nel quinquennio 1998-2002.

Prima di trattare quest’aspetto, sembra tuttavia opportuno fare alcune considerazioni sulle associazioni specifiche osservate nel quinquennio e sulla loro successione stagionale. In una recente pubblicazione [55] è stata analizzata la dinamica stagionale recente (1995-1999) delle comunità fitoplanctoniche del Lago Maggiore, allo scopo di identifi- care degli schemi di successione ripetibili da un anno all’altro. L’analisi condotta ha permesso di definire sei fasi stagionali della successione, ognuno caratterizzato da un’associazione fitoplanctonica ben definita, pur considerando che, nel Lago Maggiore, esiste una consistente variabilità interannuale. In tabella 4.5.1. si riporta la struttura di queste associazioni a scopo di confronto con gli schemi di dominanza che hanno caratterizzato il quinquennio 1998-2002, con particolare riferimento agli ultimi tre anni, dato che il 1998 ed il 1999 erano già stati inclusi nell’analisi delle associazioni individuate in tabella 4.5.1. La composizione specifica dei gruppi stagionali nel 2000-2002 è sostanzialmente identica a quella mostrata in tabella 4.5.1., con la dominanza primaverile- estiva delle diatomee pennate Aulacoseira islandica morf. helvetica, Fragilaria crotonensis ed Asterionella formosa, cui in estate si accompagnano i cianobatteri, tipica- mente Planktothrix rubescens ed alcune specie del genere Aphanothece. A fronte di questa sostanziale uniformità, gli ultimi tre anni si differenziano dagli schemi di associazione definiti in tabella 4.5.1. per l’abbondante presenza di Tabellaria flocculosa, già abbondante nel 1999, ma non considerata come specie tipica delle associazioni estive, in quanto assente negli anni precedenti, e per la riduzione dell’importanza di Mougeotia sp. a partire dal 2001. L'opposta tendenza evolutiva seguita da queste due specie può essere ragionevole nel quadro dello spostamento verso una composizione fitoplanctonica di tipo oligotrofo, sulla base delle caratteristiche dei gruppi funzionali definiti da Rey- nolds et al. [56], dove Tabellaria risulta possedere un’elevata tolleranza alla scarsità di nutrienti, mentre Mougeotia, al contrario, è indicata come sensibile alla mancanza di nutrienti.

131 Tab. 4.5.1. Associazioni fitoplanctoniche nel Lago Maggiore (1995-1999), individuate dall’analisi delle successioni stagionali secondo [1]. In grassetto sono riportate le specie dominanti, in caratteri normali quelle co-dominanti. Le abbreviazioni delle specie sono le seguenti: Pla. rub., Planktothrix rubescens; Osc. lim., Oscillatoria limnetica; Aul.isl.hel., Aulacoseira islandica morf. helvetica; Cer. hir., Ceratium hirundinella; Rho. min., Rhodomonas minuta; Rho. lac., Rhodomonas lacustris; Dia. ten., Diatoma tenuis; Fra. cro., Fragilaria crotonensis; Mou. sp., Mougeotia sp.; Aph. spp., Aphanothece spp.; Cyc. com., Cyclotella comensis; Ast. for., Asterionella formosa; Sno. lac., Sno- wella lacustris; Chr. par., Chrysochromulina parva; Gym. hel. Gymnodinium helveticum. Inverno Inizio Primavera Tarda Primavera Inizio Estate Tarda Estate Autunno (Gen-metà Mar) (metà Mar-metà Mag) (metà Mag-Giugno) (Luglio) (Ago-Set) (Ott-Dic) Pla. rub. Dia. ten. Pla. rub. Pla. rub. Cer. hir. Pla. rub. Osc. lim. Aul.isl.hel. Fra. cro. Fra. cro. Aph. spp. Rho. min. Ast. for. Ast. for. Chr. par. Cyc. com. Cyc. com. Gym. hel. Rho. min. Fra. cro. Osc. lim. Chr. par. Pla. rub. Cer. hir. Rho. lac. Cer. hir. Mou. sp. Fra. cro. Aul.isl.hel. Cyc. com. Rho. min. Sno. lac. Chr.par.

In diverse occasioni, nei precedenti rapporti relativi allo studio delle comunità algali del Lago Maggiore, fluttuazioni apparentemente anomale del biovolume algale o della concentrazione di clorofilla sono risultate assolutamente normali, se messe in relazione con particolari situazioni climatiche, spesso legate ad eventi meteorologici eccezionali. Il quinquennio 1998-2002 è stato, sotto l’aspetto meteo-climatico ed idrologico, presso- ché unico: nell’arco di cinque anni si sono avute una piena circolazione del Lago Mag- giore (inverno 1999) e ben tre esondazioni, di cui una, quella del 2000, di portata storica e due concentrate nell’arco di pochi mesi (Maggio e Novembre 2002). Inoltre, in questi ultimi cinque si sono registrate, ad eccezione del 1999, temperature atmosferiche nettamente più elevate rispetto alla media pluriennale calcolata a partire dal 1951 (si veda Ambrosetti, Barbanti e Rolla nel presente rapporto). Le ripercussioni di questi fenomeni sulla successione stagionale del fitoplancton sono state evidenti ed hanno interessato soprattutto tempi e modalità di sviluppo delle diatomee, probabilmente il gruppo algale più sensibile alle dinamiche dell’ambiente fisico lacustre. Particolarmente clamorosi sono stati gli effetti della circolazione del 1999 sullo sviluppo primaverile del fitoplancton, con un forte stimolo alla produzione primaria ed il seguente accumulo in lago di un considerevole biovolume algale (si veda anche Fig. 4.5.1c.). Tuttavia, come evidenziato in rapporti precedenti, questo effetto è rimasto con- finato alla fase primaverile della successione, anche a causa di condizioni meteorologiche che hanno fortemente limitato lo sviluppo estivo del fitoplancton [57]. Anche gli eventi di piena hanno peraltro fatto sentire il loro effetto: lo sviluppo primaverile delle diatomee nel 2001 è proseguito pressoché ininterrotto sino alla fine dell’estate, probabilmente grazie al notevole apporto di silicati giunto a lago con la piena di Ottobre 2000, che ha sostenuto la crescita di questi organismi, senza che fosse raggiunta una concentrazione di silice limitante. A sostegno di questa ipotesi si può osservare che durante la primavera del 2001 non si è osservato il crollo del popolamento a diatomee, fenomeno consueto nel Lago Maggiore, usualmente legato all’esaurimento della silice reattiva. Una dinamica pressoché identica si è avuta nel corso del 2002, quando la piena di Maggio ha rifornito di silicati l’epilimnio, consentendo alle diatomee di rimanere dominanti fino all’estate inoltrata. Oltre agli eventi idrologici eccezionali, la normale dinamica dell’ambiente fisico lacustre può influenzare in modo significativo lo sviluppo del fitoplancton a diatomee,

132 che sono fortemente condizionate dai fenomeni di mescolamento delle acque, necessi- tando di una elevata turbolenza per mantenersi in sospensione nella zona eufotica, senza dimenticare il rifornimento di nutrienti indotto dal mescolamento: in quest’ottica la tendenza al riscaldamento delle acque e la sua relazione con la profondità di mescolamento possono diventare delle variabili chiave nel determinare l’esito delle successioni algali. Un esempio di ciò si è avuto nel 2001, quando un inverno significativamente meno ventoso rispetto al periodo 1997-2000 ha prodotto uno scarso rimescolamento della colonna d’acqua, limitando fortemente la crescita primaverile delle diatomee. L’esistenza di una relazione tra la profondità di mescolamento e l’entità del biovolume primaverile raggiunto dalle diatomee appare, del resto, piuttosto chiaramente nel grafico di figura 4.5.1d., sebbene la relazione non sia statisticamente significativa. Osservando la distribuzione dei punti, si può comunque ipotizzare che un mescolamento che interessa pro- fondità inferiori ai 100 metri possa rappresentare un fattore critico per la crescita delle diatomee, mentre la posizione del punto relativo alla circolazione completa del 1999 sembrerebbe indicare l’esistenza di una relazione non lineare: probabilmente oltre una certa profondità limite di strato rimescolato, intervengono altri fenomeni come l’inibizione dovuta a scarsità di luce, legata alla permanenza prolungata delle cellule algali in acque molto profonde. In conclusione, i dati raccolti nel quinquennio 1998-2002 hanno confermato le caratteristiche di fitoplancton oligotrofo emerse nel quinquennio precedente e come queste appaiano ormai consolidate: dunque, a questo punto dell’evoluzione trofica del Lago Maggiore, sembra difficile pensare ad una inversione di tendenza. È lecito quindi ipotizzare che, nel prossimo futuro, saranno soprattutto le variabili dell’ambiente fisico e, di conseguenza, i fattori meteo-climatici a svolgere un ruolo chiave di controllo sui tempi e sulle modalità dello sviluppo algale.

4 -3 m 3

mm 3 circolazione completa 1999

0 0 50 100 150 200 250 300 350 400 Z (m)

Fig. 4.5.1d. Relazione tra profondità di mescolamento (Z) e biovolume primaverile (media Marzo-Mag- gio) del popolamento a diatomee.

133 4.5.2. Zooplancton I già citati eventi meteorologici che hanno caratterizzato il quinquennio si sono so- vrapposti alle tendenze generali di riscaldamento degli strati profondi, approfondimento del termoclinio e anticipo dell’inizio della stratificazione [58], osservate su ampia scala. In relazione a tali eventi si sono osservate modificazioni importanti nel popolamento zooplanctonico, che hanno interessato soprattutto la dinamica stagionale [59, 60 e 61] dei diversi gruppi; per una trattazione dettagliata si rimanda pertanto alle specifiche relazioni annuali. Nella presente relazione verranno analizzati i dati sintetici, essenzialmente relativi alla presenza media annuale delle differenti entità costituenti lo zooplancton pelagico del lago. Allo scopo di evidenziare eventuali tendenze evolutive, i dati del quinquennio sono stati paragonati a quelli dei due anni precedenti (1996 e 1997), in quanto essi sono rappresentativi della situazione pregressa. La densità di popolazione del popolamento zooplanctonico è risultata nel quinquennio passato, mediamente più elevata rispetto al periodo pregresso, ad eccezione dell’anno 2000, anno eccezionale dal punto di vista meteorologico (Fig. 4.5.2a.). Le variazioni sono state determinate principalmente dai Rotiferi, mentre sono rimasti sostanzialmente stabili i Copepodi. Tra questi, è accresciuta nel quinquennio la presenza numerica di Eudiaptomus padanus e in tre degli anni considerati, anche di Mixodiaptomus laciniatus, il calanoide di dimensioni maggiori. Rispetto al passato è risultata molto ridotta la presenza numerica di Cyclops abyssorum, il ciclopide di grosse dimensioni che solitamente si sviluppa nel primo semestre dell’anno, mentre è in generale accresciuta quella di Mesocyclops leuckarti, specie a taglia decisamente inferiore e tipica dei mesi estivi (Fig. 4.5.2b.). Nel loro insieme, i ciclopidi sono risultati in netta diminuzione, e pertanto il rapporto diaptomidi:ciclopidi è aumentato nettamente rispetto al periodo pregresso (Fig. 4.5.2c.).

40000 COPEPODI CLADOCERI ROTIFERI -3 20000 ind m

'96 '97 '98 '99 '00 '01 '02 Fig.4.5.2a. Densità medie annuali dei diversi gruppi di organismi costituenti il popolamento zooplanctonico pelagico del Lago Maggiore dal 1996 al 2002.

134 20000 Mixodiaptomus lacinatus Eudiaptomus padanus Cyclops abyssorum Mesocyclops leukarti Megacyclops viridis

16000

12000 -3

ind m ind 8000

4000

'96 '97 '98 '99 '00 '01 '02 Fig. 4.5.2b. Valori di presenza media annuale delle diverse specie di Copepodi zooplanctonici nel periodo 1996-2002.

20000 3.5 totale copepodi ciclopidi diaptomidi:ciclopidi 3

15000 2.5

-3 2 10000

ind m 1.5

1 5000

0.5

0 0 '96 '97 '98 '99 '00 '01 '02

Fig. 4.5.2c. Variazioni nella presenza numerica dei Copepodi zooplanctonici totali e dei Ciclopidi e nel rapporto diaptomidi:ciclopidi (scala a sinistra) nel periodo 1996-2002.

La presenza numerica dei Rotiferi (Fig. 4.5.2d.) è risultata in aumento nel quinquennio, ad eccezione dell’anno 2000. Soprattutto negli ultimi due anni tale aumento è stato in larga misura determinato da Conochilus unicornis hippocrepis, rotifero che forma colonie sferiche anche di dimensioni ragguardevoli, superiori al mm di diametro. Note- volmente ridotta è risultata la presenza numerica delle due specie di Keratella, K. cochlearis e K. quadrata, da sempre componenti tipiche del popolamento invernale e primaverile del lago. Variazioni notevoli hanno interessato il popolamento a Cladoceri (Fig. 4.5.2e.). In particolare, si osserva un generale trend in aumento della presenza numerica di Da-

135 phnia, a conferma di quanto evidenziato nel 1998 [62], e di Diaphanosoma brachyrum, la cui presenza media annuale è risultata, negli ultimi tre anni, superiore a quella di Da- phnia. Le due specie si sviluppano in periodi diversi, la prima in primavera, la seconda in estate. In ripresa è risultata anche la densità di popolazione di Bosmina (prevalentemente Eubosmina longispina) specie la cui presenza numerica si era andata drasticamente riducendo nei primi tre anni del quinquennio, e a partire dal 1997. Abbastanza stabili sono risultati, nel loro complesso, i Cladoceri predatori; al loro interno è risultata aumentata, rispetto al periodo pregresso, la presenza relativa di Leptodora kindtii, a conferma di quanto evidenziato in precedenza [59, 60, 61 e 62].

Keratella (cochlearis+quadrata) Conochilus unicornis-hippocrepis Polyarthra spp. Trichocerca spp Synchaeta Asplanchna 20000 altri taxa -3 10000 ind m ind

'96 '97 '98 '99 '00 '01 '02 Fig. 4.5.2d. Densità di popolazione media annuale delle principali specie costituenti il popolamento a Rotiferi del Lago Maggiore nel periodo 1996-2002.

Leptodora Bythotrephes Daphnia 90 Diaphanosoma Bosmina 2000 )

-3 1600

60 1200 -3

800 ind m 30

400 cladoceri predatori m (ind predatori cladoceri

0 0 '96 '97 '98 '99 '00 '01 '02

Fig. 4.5.2e. Densità di popolazione media annuale dei Cladoceri zooplanctonici del Lago Maggiore nel periodo 1996-2002.

136 4.6. Carbonio organico alloctono ed effetti dell'evoluzione trofica del lago sul carbonio organico autoctono e sulle variabili ad esso associabili in relazione agli eventi meteoclimatici

4.6.1. Il carbonio organico apportato ed esportato dai tributari L’apporto di sostanza organica alloctona al Lago Maggiore è sintetizzato nella tabella 4.6.1a. ove sono riportati i carichi medi annui dal 1998 al 2002 per ciascun tributario nonché i carichi complessivi che giungono al lago. Nella stessa tabella è pure ripor- tata la differenza tra il carbonio organico totale (TOC) in entrata e quello in uscita dal lago attraverso l’emissario. Come già osservato in passato, il bilancio entrate/uscite di TOC non chiude in pareggio in un singolo anno ma può avvicinarsi a questa condizione nel quinquennio. In realtà considerando tutti i dati ad oggi disponibili, che coprono il periodo 1988-2002, il bilancio presenta un saldo negativo di 6784 t di TOC. Questo dato indica che, nel medio periodo, il lago ha "consumato" più carbonio organico di quanto ne è stato immesso e di quanto ne è stato prodotto nel lago stesso. In altre parole, nel Lago Maggiore non si sta verificando accumulo di sostanza organica e questo è un ulteriore segno del progresso del lago verso l'oligotrofia e verso una situazione di buona qualità delle sue acque.

Tab. 4.6.1a. Carichi di TOC nel quinquennio 1998-2002 (t a-1). 1998 1999 2000 2001 2002 Tot 98-02 Ticino Immissario 2082 2383 1695 1104 3900 Maggia 1434 1263 1218 592 2287 Verzasca 368 335 302 156 583 Cannobino 189 178 124 87 259 San Giovanni 106 65 55 31 173 San Bernardino 249 207 267 127 341 Toce Ossola 2256 2783 2467 744 4365 Strona 448 361 366 246 576 Erno 47 32 34 18 60 Vevera 36 19 41 15 33 Bardello 534 455 507 370 469 Boesio 209 243 262 128 187 Tresa 1997 2243 2178 1358 2661 Giona 78 66 66 33 121 Σ apporti 10033 10633 9582 5009 16015 51272 Ticino emissario 8211 9052 12889 8644 11789 50585 Diff. entrata-uscita 1822 1581 -3307 -3635 4226 687 Precipitazioni annue sul 1619 1870 2263 1446 2330 bacino (mm a-1)

Dall’esame della tabella appare chiaro che ciascun tributario ha mantenuto, almeno per i primi quattro anni del quinquennio, carichi medi annui relativamente simili pur con l’ovvia variabilità interannuale. E questo nonostante nel 2000 si sia verificata una piena cospicua, legata a precipitazioni abbondanti (media annua 2263 mm). Non si sono, in altre parole, evidenziate in nessun tributario sistematiche modificazioni dei carichi di TOC. Invece questi sono stati, nel 2002, in generale più elevati di quelli misurati

137 nello stesso corso d'acqua negli anni precedenti. Per meglio valutare questo risultato è stata predisposta la tabella 4.6.1b. che mette in relazione le concentrazioni medie di TOC nei tributari negli ultimi tre anni, due dei quali caratterizzati da ingenti fenomeni di piena del lago, con la piovosità annua.

Tab. 4.6.1b. Concentrazioni medie annue di TOC nei tributari del Lago Maggiore negli ultimi tre anni e la piovosità annua nell'intero bacino. TOC concentrazione media

annua conc. 2002 / conc. 2000 2000 2001 2002

Verzasca 0,6 0,6 1 1,7 Cannobino 0,7 0,6 1,1 1,6 Erno 0,9 0,7 1,2 1,3 Ticino E. 1 0,8 1,3 1,3 Giona 0,6 0,5 0,9 1,5 Maggia 0,6 0,5 1 1,7 Ticino I. 0,6 0,5 0,9 1,5 S. Giovanni 0,8 0,6 1,3 1,6 S. Bernardino 0,7 0,6 1,1 1,6 Toce 0,7 0,4 1 1,4 Strona 1 1,1 1,3 1,3 Tresa 1,7 1,5 1,7 1,0 Boesio 5,8 3,2 4,5 0,8 Bardello 4 3,5 3,7 0,9 Vevera 1,5 0,8 1,4 0,9 precipitazioni annue sul 2263 1446 2330 bacino (mm a-1)

Dalla tabella appare verosimile che i maggiori carichi del 2002 rispetto al 2000, anni con precipitazioni totali comparabili, siano legati più alle maggiori concentrazioni di TOC nei tributari che alle maggiori quantità d'acqua da essi veicolate. Infatti, pur con precipitazioni medie annue vicine, le concentrazioni di TOC nei tributari sono state nel 2002 superiori a quelle del 2000 in 11 tributari. E' possibile che il maggior dilavamento di sostanza organica dai suoli, legato all'epoca stagionale nel quale si verifica l'evento meteorico importante e alla sua modalità di sviluppo (per es. estensione temporale), sia responsabile dei più elevati carichi di TOC del 2002.

4.6.2. Effetti dell'evoluzione trofica del lago sul carbonio organico autoctono 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 4.6.2a., 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 [63, 64, 65 e 66] diminuzione di concentrazione del carbonio organico, ben evidente considerando la frazione disciolta (DOC), attuatasi nel corso degli anni '80 e consolidatasi nei primi anni '90. Questo è l'i- nequivocabile effetto della progressiva oligotrofizzazione del lago, peraltro già docu- mentata dal parallelo decremento delle concentrazioni di fosforo e di clorofilla. E' da sottolineare il fatto che la diminuzione del carbonio organico è principalmente imputa-

138 bile alla frazione disciolta, che da sola costituisce circa il 90% del carbonio organico totale, poiché la concentrazione della frazione particellata (POC) con dimensioni 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. Fa eccezione l'ultimo anno del periodo qui considerato, nel quale si è avuta una densità media annua dei popolamenti batterici eterotrofi particolarmente elevata.

2000 µgC L-1; cell 103 L-1 POC DOC batt 1800

1600

1400

1200

1000

800

600

400

200

0 1981 1983 1985 1987 1989 1991 1993 1995 1997 1999 2001

Fig. 4.6.2a. Valori medi annui di concentrazione di carbonio organico disciolto (DOC: µg l-1) e particellato (POC: µg l-1) e di densità dei popolamenti batterici eterotrofi (cell 103 ml-1).

Per comprendere le ragioni di questa particolarità bisogna ricordare che il quinquennio passato è stato caratterizzato da una serie di eventi meteorologici eccezionali che hanno avuto, com'era logico attendersi, una chiara influenza sull'evoluzione temporale delle componenti del ciclo del carbonio organico. Per facilitare l'esame di tale evoluzione si è preparata un’immagine sinottica del trend evolutivo delle componenti inorga- nica (particellato inorganico fine con dimensioni tra 1 e 126µm: seston inorganico) ed organica (POC) del seston, del carbonio organico disciolto (DOC) e della densità dei popolamenti batterici (bat) nelle zone eufotica (0-20m) ed afotica (20-370m) del Lago Maggiore (Fig. 4.6.2b.). Sulla stessa immagine sono state indicate le peculiarità limnologiche e climatiche del quinquennio.

139

Fig. 4.6.2b. Trend quinquennale del particellato inorganico (seston inorganico) ed organica (POC), del carbonio organico disciolto (DOC) e della densità dei popolamenti batterici (Batt. num cell 106 l-1) nelle zone eufotica (linea continua) ed afotica (linea tratteggiata) del Lago Maggiore. Sono indicati gli eventi di piena circolazione (T ), di piena (O) nonché il periodo di eccezionale piovosità (» ).

140 Questa sinossi aggiunge un altro pezzo d’informazione al quadro che si va co- struendo in questi anni e che pone in relazione cambiamenti climatici globali e lago. Lo studio del bilancio termico delle acque lacustri ne ha, infatti, messo in evidenza il progressivo riscaldamento. Dall'esame di questa sinossi, invece, scaturiscono indicazioni per l'interpretazione degli effetti diretti delle peculiarità climatiche, sui parametri in relazione con i primi anelli della catena alimentare microbica, che sono quelli che con- trollano i livelli trofici superiori e che costituiscono la maggior sorgente/riserva di energia dell'ecosistema. Esaminando la figura. 4.6.2b. ed in particolare la situazione dei diversi parametri alla piena circolazione del Febbraio '99, l'effetto del rimescolamento delle masse d'acqua lacustri appare evidente su tutte le variabili e, in particolare, su quelle connesse con materiale particellato, che arrivano a presentare concentrazioni modeste e assai vicine nelle zone eufotica ed afotica. L'effetto di altri eventi, le piene, che possono "forzare" le concentrazioni in lago, sono ben visibili per il seston inorganico. Questo, accanto a picchi primaverili-estivi riconducibili alla presenza di materiale non ossidabile autoctono, presenta marcati picchi di concentrazione in concomitanza con i tre eventi di piena verificatisi nel quinquennio. Quanto detto vale anche per la frazione disciolta, anche se il contributo del DOC alloctono alle concentrazioni in lago è stato più modesto di quello del seston inorganico nelle piene di Ottobre 2000 e Maggio 2002 mentre è risultato importante, pur se limitato alla zona eufotica, nella piena del Novembre 2002. Questo evento, inoltre, è stato l'unico del quinquennio a determinare un evidente apporto di POC. Il particellato organico in effetti, presenta una spiccata stagionalità che ne evidenzia l'origine prevalentemente autoctona. Una peculiarità del quinquennio 1998-2002 è rappresentata dall’evoluzione temporale del popolamento batterico eterotrofo. Si noterà, esaminando la parte della figura 4.6.2b. relativa a questa componente, che i popolamenti batterici presentano un’evidente stagionalità nella zona eufotica che ne riflette l'accoppiamento con la componente plan- ctonica autotrofa. Nel 2002 si è assistito ad un incremento progressivo nel corso del- l'anno della densità di batteri che è culminata agli inizi di Ottobre, cioè più di un mese prima dell'evento di piena, con un valore prossimo ai 10 milioni di cellule per ml nella zona fotica. C'è da ricordare che il 2002 è stato, come detto prima in questo rapporto, un anno molto piovoso: si sono infatti raggiunti i 2330 mm, evento prima occorso soltanto nel 1977. E' pensabile che gli elevati numeri di batteri siano il risultato di un progressivo accumulo di microrganismi alloctoni, capaci di mantenere per un certo tempo la loro integrità cellulare - e suscettibili quindi di essere contati - anche nell'ambiente povero di substrato costituito dal lago. Tuttavia già nel campionamento successivo alla piena del Novembre 2002 il numero di batteri ritorna ai valori prossimi a quelli consueti per la stagione. E' da sottolineare che questa analisi si basa sui risultati ottenuti da campionamenti effettuati in centro lago nella consueta stazione di Ghiffa. Si tratta di una stazione scelta in quanto localizzata nella zona di massima profondità del lago e non immediatamente influenzata dagli apporti del bacino imbrifero. La sua collocazione la rende rappresentativa dell'ambiente pelagico ma, probabilmente, poco efficace per valutare, in occasione dei fenomeni di piena, il contributo dell'apporto alloctono di particellato al lago. Esiste perciò un notevole interesse a valutare l'eterogeneità spaziale particolarmente di quelle variabili che, per essere legate alla frazione particellata, non si distribuiscono nello spazio per semplice diffusione. Per questo, nel corso del quinquennio, per un periodo di due anni di tali variabili si è valutata con frequenza stagionale la distribuzione

141 orizzontale, esaminando numerosi campioni prelevati lungo transetti opportunamente scelti. Anche se il risultato di queste ricerche è stato già oggetto di un precedente rapporto [67] si ritiene opportuno richiamare qui, proprio a completamento di quanto finora detto sulla distribuzione nel tempo delle variabili sopra illustrate, quanto emerso a proposito della loro distribuzione sulla superficie del lago. In particolare, vale la pena di ricordare che dalla valutazione dell'eterogeneità spaziale delle variabili connesse con la componente microbica della catena alimentare lacustre emerse che la sostanza organica disciolta (DOC) della zona eufotica del Lago Maggiore risulta piuttosto omogenea- mente distribuita nello spazio. Questo non si verifica per il materiale particellato totale e le sue diverse componenti. Di questo si deve tener conto instaurando bilanci di massa o valutazioni della diffusione orizzontale di sostanze associate al particellato. Inoltre l'ete- rogeneità spaziale del particellato è caratterizzata da un’ampia variabilità stagionale e presenta un andamento bimodale con massima eterogeneità spaziale nei periodi produttivi, evidente nonostante la perturbazione determinata dall'imput alloctono eccezionale legato alla piena del 2000. Infine la clorofilla, indice dell'abbondanza del popolamento fitoplanctonico, e, quindi, parametro sensibile a modificazioni anche modeste della concentrazione di nutrienti, ha presentato per due anni una più elevata eterogeneità spaziale nelle stagioni produttive insieme ad un evidente gradiente di concentrazione decrescente da est ad ovest (Fig. 4.6.2c. ). Questo indica l'esistenza di condizioni più favorevoli allo sviluppo algale a ridosso della sponda orientale del Lago Maggiore.

Fig. 4.6c. Distribuzione orizzontale della clorofilla nella primavera e nell'estate del 2000 e del 2001.

Questa evidenza non sorprende se si ricordano i grafici che illustrano le concentrazioni medie areali annuali di fosforo totale e di azoto ammoniacale illustrate nel cap. 4.4. e dei quali viene di seguito proposto uno stralcio (Fig. 4.6.2d.) relativo agli anni 2000 e 2001. E' evidente la connessione tra distribuzione spaziale della clorofilla e concentrazioni medie areali annuali di fosforo ed azoto. E' fare una facile previsione l'affermare che se non si ridurranno gli apporti di nutrienti, ed in particolare di fosforo,

142 dalla sponda orientale del Lago Maggiore, sarà possibile il verificarsi di fioriture algali in prossimità delle foci dei tributari che veicolano tali carichi.

Fig. 4.6.2d. Lago Maggiore. Concentrazioni medie areali annuali di fosforo totale e di azoto ammoniacale nel biennio 2000-2001 nelle acque tributarie campionate in Lombardia (compresi gli apporti derivanti dal Lago di Lugano attraverso il Tresa), Piemonte e Cantone Ticino.

Le evidenze fin qui illustrate pongono l’accento sugli stretti legami esistenti tra gli eventi climatici e l'evoluzione temporale della catena alimentare microbica, causa e sintomo dell'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.

143 5. CONCLUSIONI

I risultati emersi dalle ricerche effettuate nel quinquennio 1998-2002, illustrati e di- scussi in dettaglio in questo volume, evidenziano alcuni aspetti importanti nell’evoluzione recente del Lago Maggiore. Infatti, se da una parte viene confermata la costante tendenza verso l’oligotrofia, dall’altra situazioni locali mostrano come questa tendenza evolutiva non possa essere ancora generalizzata a tutto il lago. Inoltre l'evoluzione climatica globale in atto si è confermata tale da esercitare una significativa influenza sull’ecosistema lacustre. La risposta delle componenti biotiche ed abiotiche a tale influenza non risulta, però, facilmente predicibile né qualitativamente né quantitativamente, fatto questo che impone di intensificare lo studio delle interazioni clima- eco- sistema lago. Per quanto riguarda gli aspetti prettamente climatici, per sintetizzare quanto già detto le precipitazioni medie del bacino idrografico del Lago Maggiore nel quinquennio 1998-2002 sono state superiori di circa il 20% rispetto a quelle dei periodi di confronto (1921-1977 e 1978-1997) con una distribuzione temporale tale che eventi di piena (Ot- tobre 2000) sono stati seguiti un lungo periodo siccitoso (inverno 2001) e da nuove piene (Maggio e Novembre 2002). L’estrema variabilità dei valori di precipitazione nei mesi iniziali e finali dell’anno determinano il verificarsi di fenomeni estremi, probabilmente legati ai mutamenti climatici attualmente in atto sulla Terra. Coerentemente, le portate medie annue degli ultimi cinque anni, sono state superiori rispetto a quelle di riferimento per la maggior parte dei tributari e il periodo 1998-2002 è stato caratterizzato da un’accentuazione dei valori minimi (le magre si sono protratte per diversi mesi) e di quelli massimi (in mesi tardo autunnali). A proposito poi del riscaldamento delle acque del lago, il mescolamento del 1999 e la discesa d’acqua in profondità nell’anno 2000 ne hanno determinato un brusco rallentamento, però il processo è ripreso nel 2001. Comunque grazie alla piena circolazione il contenuto d’ossigeno nell'ipolimnio è raddoppiato rispetto ai primi anni del quinquennio. In questo arco di tempo, un altro parametro che ha subito notevoli escursioni negli anni è stato il livello del Lago Maggiore: infatti nel breve tempo di 25 mesi si sono avute, come ricordato sopra, ben tre esondazioni, una delle quali talmente importante da dover arre- trare fino al 1868 per trovarne una più ingente. In sostanza gli effetti dei mutamenti climatici sulla massa lacustre, riassumibili in una minor perdita di calore invernale e in un maggior accumulo estivo, hanno comportato ai fini dei tempi di rinnovo delle acque un duplice e diverso effetto. In estate, c'è un incremento di spessore dello strato ove viene scambiato il 90% del calore (aumentato di 6-7 metri dal 1963 ad oggi) che può determinare un’accelerazione dei tempi di rinnovo perché è maggiore il volume d’acqua interessato al ricambio idrico attraverso l'emunzione dall'emissario. Tale volume risulta, al contrario, ridotto in inverno a causa del maggior lavoro di mescolamento necessario per innescare circolazioni verticali complete (o più profonde). Predire le conseguenze di questa situazione non è ancora possibile, anche se la diminuita possibilità di rifornimento invernale di ossigeno non costituisce certamente una condizione positiva per il lago. Nonostante le peculiarità climatiche del quinquennio, il quadro del chimismo delle acque lacustri ha mostrato una rilevante stabilità anche per i nutrienti algali. Nel caso del fosforo totale, principale responsabile del controllo della produzione algale lacustre, le concentrazioni medie misurate nell’ultimo decennio nella stazione di Ghiffa presen-

144 tano valori rassicuranti sotto l’aspetto trofico. Il raggiungimento di situazioni di bassa produttività è coerentemente documentato dagli andamenti di tutte le grandezze relative al fosforo totale osservate nel lungo periodo di ricerche. Accanto a questi aspetti largamente positivi, occorre però ricordare che l’esame congiunto dei diversi parametri chimici sulle acque tributarie ha più volte messo in luce situazioni di evidente degrado. Per alcuni corsi d’acqua, quali ad esempio Boesio e Bardello e, in misura minore, Tresa e Vevera, si è documentato il grave e continuo stato di alterazione confermato da un confronto su scala regionale. In effetti nell’ultimo quinquennio le acque tributarie ticinesi continuano a mostrare valori tipici di ambienti non contaminati. Quelle piemontesi risultano mediamente in condizioni appena accettabili ma non sembrano suscettibili di ulteriore miglioramento, vista la stabilità delle concentrazioni osservate nell’ultimo quindicennio. Al contrario, la qualità delle acque lombarde appare ancora troppo com- promessa per la presenza nel bacino drenante di scarichi urbani ed industriali non sufficientemente depurati nonché di importanti corpi idrici tuttora in condizioni alterate (laghi di Varese e Lugano). In effetti gli apporti di azoto e fosforo da questo territorio – comprendenti attraverso il Tresa anche la porzione svizzera del bacino del Lago di Lu- gano– pur presentando una tendenza evidente alla diminuzione negli ultimi 25 anni, sono indubbiamente ancora troppo elevati e tali da incidere negativamente sulla qualità delle acque rivierasche lacustri, non solo in termini trofici ma anche di riduzione di fruibilità per la balneazione e per le utenze ricreative e turistiche. A conferma di questo, dallo studio dell'eterogeneità spaziale dei popolamenti microbici e variabili correlate è emerso che la clorofilla, indice dell'abbondanza del popolamento algale e quindi parametro sensibile a modificazioni anche modeste della concentrazione di nutrienti, ha presentato per due anni un evidente gradiente di concentrazione decrescente da est ad ovest che indica l'esistenza di condizioni più favorevoli allo sviluppo algale a ridosso della sponda orientale del Lago Maggiore. Nonostante queste peculiarità localizzate, in accordo con quanto detto sopra nell’arco del quinquennio 1998-2002 lo studio delle associazioni fitoplanctoniche del Lago Maggiore ne ha confermato le caratteristiche di fitoplancton oligotrofo, già emerse nel quinquennio precedente e che appaiano così consolidate. Lo stretto legame esistente tra la variabilità meto-climatica e le dinamiche del fitoplancton è emerso con particolare evidenza in questo periodo caratterizzato dagli eventi eccezionali già ricordati. Questi hanno prodotto significative alterazioni nei flussi dei nutrienti, influenzando profonda- mente lo svolgimento della successione fitoplanctonica. E' possibile che il riscaldamento delle acque lacustri ed i suoi effetti sul regime circolatorio della colonna d’acqua possano provocare alterazioni nella dinamica dei popolamenti algali primaverili, rappresentati quasi esclusivamente da diatomee, molto sensibili alle variazioni dell’ambiente fisico lacustre. E’ lecito quindi ipotizzare che, nel prossimo futuro, saranno soprattutto le variabili dell’ambiente fisico e, di conseguenza, i fattori meteo-climatici a svolgere un ruolo chiave di controllo sui tempi e sulle modalità dello sviluppo algale. Questa affermazione ha una validità che si può probabilmente estendere anche al popolamento zooplanctonico e che diviene evidente soprattutto analizzando le modificazioni della dinamica stagionale del popolamento. Il quinquennio 1998-2002 è stato comunque caratterizzato da un generale aumento della densità di popolazione dello zooplancton rispetto al periodo pregresso. Non è però possibile, sulla scorta dei dati fin qui disponibili, discriminare se questo risultato sia già un effetto della rimozione di una predazione selettiva conse-

145 guente al blocco pesca professionale attivo dal 1996 o se, invece, questo sia un risultato delle già ricordate vicende climatiche. Il consolidarsi della condizione di oligotofia del Lago Maggiore viene confermata anche valutando l'evoluzione del suo contenuto in carbonio organico. La sua concentrazione si è collocata e mantenuta su valori modesti nonostante i cospicui occasionali apporti legati ai fenomeni di piena. La diminuzione del carbonio organico è principalmente imputabile alla frazione disciolta (DOC), che da sola costituisce circa il 90% del totale. La diminuita disponibilità di DOC è d'altronde confermata indirettamente dall'e- voluzione della densità dei popolamenti batterici caratterizzata da una minor variabilità interannuale negli anni recenti. Fa eccezione l'ultimo anno del periodo qui considerato, nel quale si è avuta una densità media annua dei popolamenti batterici eterotrofi particolarmente elevata. E' pensabile, ricordando che il 2002 è stato un anno particolarmente piovoso, che gli elevati numeri di batteri reperiti siano il risultato di un progressivo accumulo di microrganismi alloctoni, capaci di mantenere per un certo tempo la loro inte- grità cellulare - e suscettibili quindi di essere contati - anche nell'ambiente povero di substrato costituito dal lago. Ma già nel campionamento successivo alla piena del No- vembre 2002 il numero di batteri ritorna ai valori prossimi a quelli consueti per la stagione. C'e infine da ricordare che materiale particellato sospeso e le sue diverse componenti hanno presentato, nei due anni di campionamenti ad hoc, una distribuzione orizzontale eterogenea con l'eccezione (autunno 2000) di omogeneità forzate da eventi di piena. E' un risultato del quale si deve tener conto facendo valutazioni della diffusione orizzontale di sostanze associate al particellato. così come si deve tener conto di una eterogeneità spaziale determinata da locali input alloctoni, come detto prima illustrando il caso della clorofilla. Le vicende evolutive recenti del Lago Maggiore qui sintetizzate inducono nel complesso ad un cauto ottimismo, anche se i segni di una indubbia modificazione del clima sono ormai ben evidenti nel lago e se i dati fin qui ottenuti in proposito sono ancora di scarsa utilità prognostica. Questo impone di sottolineare la necessità di realizzare un monitoraggio del lago che vada oltre la burocratica verifica dall'aderenza agli standard di legge ma che sappia, con occhio scientifico, individuare le complesse interazioni tra clima e ambiente. La loro comprensione, ed in seguito il loro utilizzo a scopo gestio- nale, può scaturire soltanto da una forza di studio dell’ecosistema che veda il lago non come un microcosmo isolato ma come sistema integrato che si muove in una direzione determinata dalla risultante dell'interazione tra bacino imbrifero, clima e processi in lago.

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149 [52] Ambrosetti, W., L. Barbanti & A. Rolla. 1979. Mescolamento parziale o totale nel Lago Maggiore nell'ultimo trentennio. Mem. Ist. ital. Idrobiol., 37: 197-208. [53] Ambrosetti, W., L. Barbanti, R. de Bernardi, V. Libera & A. Rolla. 1994. La piena del Lago Maggiore nell’autunno 1993. Un evento di portata secolare. Documenta Ist. Ital. Idrobiol., 45: 51 pp. [54] Ambrosetti, W. & L. Barbanti. 1998. Influenza del bacino idrografico sull’idrodinamica delle acque del Lago Maggiore. Verbano, Analisi e gestione di un sistema complesso. Giornata di studio. Istituto di Scienze della terra. Ascona. pag. 5-14. [55] Morabito, G., D. Ruggiu & P. Panzani. 2002. Recent dynamics (1995-1999) of the phytoplankton assemblages in Lago Maggiore as a basic tool for defining association patterns in the Italian deep lakes. J. Limnol., 61(1): 129-145. [56] Reynolds, C.S., V. Huszar, C. Kruk, L. Naselli-Flores & S. Melo. 2002. Towards a functional classification of the freshwater phytoplankton. J. Plankt. Res., 24: 417-428. [57] Morabito, G., D. Ruggiu & P. Panzani. 2000. Popolamenti planctonici. Indagini sul fitoplancton. In: C.N.R. Istituto Italiano di Idrobiologia, Ricerche sull’evoluzione del Lago Maggiore. Aspetti limnologici. Programma quinquennale 1998-2002. Campagna 1999. Commissione Internazionale per la protezione delle acque italo-svizzere (Ed.). [58] Ambrosetti, W. & L. Barbanti. 1999. Deeep water warming in lakes: an indicator of climatic change. J. Limnol. 58 (1): 1-9. [59] Manca, M. & S. Gallibariggio. 2002. Indagini sullo zooplancton. In: Ist. Ital. Idrobiol. – C.N.R. 2001. Ricerche sull’evoluzione del Lago Maggiore. Aspetti limnologici. Programma quinquennale 1998-2002. Campagna 2001. Commissione internazionale per la protezione delle acque italo - svizzere (ed.): 65-68. [60] Manca, M. N. Cavicchioni, & P. Alemanni. 2000. Indagini sullo zooplancton. In: Ist. Ital. Idrobiol. – C.N.R. 2000. Ricerche sull’evoluzione del Lago Maggiore. Aspetti limnologici. Programma quinquennale 1998-2002. Campagna 1999. Commissione internazionale per la protezione delle acque italo - svizzere (ed.): 47-53. [61] Manca, M. & R. Rondo. 2001. Indagini sullo zooplancton. In: Ist. Ital. Idrobiol. – C.N.R. 2001. Ricerche sull’evoluzione del Lago Maggiore. Aspetti limnologici. Programma quinquennale 1998-2002. Campagna 2000. Commissione internazionale per la protezione delle acque italo - svizzere (ed.): 53-64. [62] Manca, M. & A. Carnovale. 1999. Indagini sullo zooplancton. In: Ist. Ital. Idrobiol. – C.N.R. 1999. Ricerche sull’evoluzione del Lago Maggiore. Aspetti limnologici. Programma quinquennale 1998-2002. Campagna 1998. Commissione internazionale per la protezione delle acque italo - svizzere (ed.): 47-53. [63] Bertoni, R., & C. Callieri. 1992. Organic carbon trend during the oligotrophication of Lago Maggiore. Mem. Ist. ital. Idrobiol., 52: 191-205. [64] Bertoni, R., & C. Callieri. 1992. Research trends in the study of microbial loop. Limnology in Italy. Guilizzoni P., G. Tartari and G. Giussani (Eds.). Mem. Ist. ital. Idrobiol., 50: 107-116. [65] Bertoni, R. & C. Callieri. 1997. Il microbial loop e il carbonio organico nei grandi laghi sudalpini (Microbial loop and organic carbon in large southern Alpine

150 lakes). In: R. Mosello & G. Giussani (Eds). Evoluzione recente della qualità delle acque dei laghi profondi sudalpini (Recent evolution of water quality of deep southern Alpine lakes). Documenta Ist. ital. Idrobiol., 61: 201-224 [66] Bertoni, R., & C. Callieri. 1994. Effetti dell'evoluzione trofica del lago sul carbonio organico e sulle variabili ad esso associabili. In: Istituto Italiano di Idrobiologia CNR. Ricerche sull'evoluzione del Lago Maggiore. Aspetti Limnologici. Programma quinquennale 1988-1992. (Rapporto finale 1988-1992). Commissione Internazionale per la protezione delle acque italo-svizzere: 121-128. [67] Bertoni, R., C. Callieri. M. Contesini & R. Piscia. 2001. Distribuzione orizzontale del Carbonio Organico e delle variabili ad esso associate nel Lago Maggiore. In: Ricerche sull'evoluzione del Lago Maggiore. Aspetti limnologici. A cura di R. Bertoni, Programma quinquennale 1998 – 2002 Campagna 2001.: 70-78

151 ELENCO DEGLI AUTORI E DEI COLLABORATORI

RESPONSABILE DELLA RICERCA Dr. Riccardo de Bernardi Direttore Istituto per lo Studio degli Ecosistemi

COORDINATORE DELLA RICERCA Dr. Roberto Bertoni Responsabile Sezione di Idrobiologia ed Ecologia delle Acque interne

ELENCO DEGLI AUTORI Dr. Walter Ambrosetti Limnologo fisico Prof. Luigi Barbanti Limnologo fisico Dr. Renato Baudo Ecotossicologo Sig.ra Monica Beltrami Tecnico in Ecotossicologia Dr. Roberto Bertoni Microbiologo Acquatico Dr. Alcide Calderoni Idrochimico Dr. Cristiana Callieri Microbiologo Acquatico Dr. Antonio Carnovale Idrobiologo Dr. Marzia Ciampittiello Limnologo fisico Dr. Patrizia Comoli Idrobiologo Per. Ind. Mario Contesini Tecnico in Microbiologia Sig.re Andrea Ferrari Tecnico in limnologia fisica Dr. Marina Manca Idrobiologo Dr. Giuseppe Morabito Idrobiologo Sig.ra Pierisa Panzani Tecnico in Idrobiologia Dr. Alessandro Oggioni Idrobiologo Dr. Roberta Piscia Microbiologo Acquatico Per. Ind. Alfredo Pranzo Tecnico in Idrochimica Dr. Angelo Rolla Informatico Per. Chim. Gabriele Tartari Tecnico in Idrochimica

ELENCO DEI COLLABORATORI Dr. Gianluigi Giussani Rag. Stefano Vanetti

INDIRIZZO DEGLI AUTORI E DEI COLLABORATORI Consiglio Nazionale delle Ricerche Istituto per lo Studio degli Ecosistemi Sezione di Idrobiologia ed Ecologia delle Acque interne Largo V. Tonolli 50/52 28922 – VERBANIA PALLANZA

152 APPENDICE

Repertorio bibliografico delle pubblicazioni sul Lago Maggiore (aggiornato a tutto il 2002). Ambrosetti, W. & L. Barbanti. 2002. Phisycal limnology of Italian lakes.1. Relationship between morphometry and heat content. J. Limnol., 61(2): 147-157. Ambrosetti, W. & L. Barbanti. 2002. Phisycal limnology of Italian lakes. 2. Relationship between morphometric parameters, stability and Birgean work. J. Limnol., 61(2): 159-1167. Ambrosetti, W., L. Barbanti & N. Sala. 2002. Residence time and Physical processes in lake. International conference on Residence Time in Lakes: Science,Management, Education. September 29th- October 3rd Bolsena Viterbo , J. Limnol. ( in press). Ambrosetti, W., A. Calderoni, M. Manca & D. Ruggiu. 2002. Indagini limnologiche nell'area antistante la foce del Torrente S. Bernardino (Sopralluogo del 11 giugno 2002). Report CNR-ISE-02.02: 18 pp. Ambrosetti, W., A. Calderoni, M. Manca & D. Ruggiu. 2002. Indagini limnologiche nell'area antistante la foce del Torrente S. Bernardino (Sopralluogo del 10 dicembre 2002). Report CNR-ISE-03.02: 18 pp. Barbero, S., W. Ambrosetti, A. Marchi, G. Salvadè, L. Foglia, S. Pisani & C. Perangher. 2002. Contributo piemontese al progetto verbano; ottimizzazione della regolazione del Lago Maggiore finalizzata alla riduzione dei danni alluvionali e alla valorizzazione delle risorse umane. Progetto Interreg II Italia Svizzera 1994-1999 regione Piemonte Torino: 137-153. Baudo, R., R.M. Cenci, F. Sena, D. Dabergami, F. Leva, P.R. Trincherini, M. Beltrami, P. Barbero, C. Corace & C.N. Murray. 2002. Chemical composition of Lake Maggiore sediments. Fresenius Env. Bull., 11: 675-680. Carnovale, A. 2001. Evoluzione stagionale dello zooplancton del Lago Maggiore nel corso del 1998 con particolare riferimento al fenomeno dell’infestazione da cisti ed epibionti. Tesi di laurea Università degli Studi di Milano, Corso di laurea in Scienze Naturali, Anno Accademico 2000-2001: 109 pp. Gallibariggio, S. 2001. Effetti della piena dell’Ottobre 2000 sulla dinamica stagionale dello zooplancton del Lago Maggiore nel corso del 2001. Tesi di laurea Università degli Studi di Milano, Corso di Laurea in Scienze Ambientali, Anno Accademico 2000-2001: 92 pp. Morabito, G., D. Ruggiu & P. Panzani. 2002. Recent dynamics (1995-1999) of the phytoplankton assemblages in Lago Maggiore as a basic tool for defining association patterns in the Italian deep lakes. J.Limnol., 61(1): 129-145. Rondo, R. 2001. Evoluzione stagionale dello zooplancton del lago Maggiore nel corso del 2000, con paticolare riferimento all dinamica dei cladoceri. Tesi di laurea Università degli Studi di Milano, Corso di Laurea in Scienze Ambientali, Anno Accademico 2000-2001: 78 pp.

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