Ricerche sull evoluzione del Lago Maggiore Aspetti limnologici

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1 ISSN: Commissione Internazionale per la protezione delle acque italo-svizzere Ricerche sull evoluzione del Lago Maggiore Aspetti limnologici Programma triennale Campagna 2015 e Rapporto triennale a cura di Giuseppe Morabito Consiglio Nazionale delle Ricerche Istituto per lo Studio degli Ecosistemi Sede di Verbania Pallanza

2 ISSN: Commissione Internazionale per la protezione delle acque italo-svizzere Ricerche sull'evoluzione del Lago Maggiore Aspetti limnologici Programma triennale Campagna 2015 e Rapporto triennale Consiglio Nazionale delle Ricerche Istituto per lo Studio degli Ecosistemi Sede di Verbania Pallanza 1

3 I dati riportati nel presente volume possono essere utilizzati purché se ne citi la fonte come segue: C.N.R.-I.S.E. Sede di Verbania Ricerche sull'evoluzione del Lago Maggiore. Aspetti limnologici. Programma triennale Campagna 2015 e Rapporto triennale Commissione Internazionale per la protezione delle acque italosvizzere (Ed.): 146 pp. 2

4 Sommario INTRODUZIONE... 7 PREFAZIONE... 7 INQUADRAMENTO GEOGRAFICO... 8 MODALITÀ DI CAMPIONAMENTO E METODI DI ANALISI... 9 UNITÀ DI MISURA PARTE PRIMA CAMPAGNA IDROLOGIA E CLIMA. APPORTI QUANTITATIVI A LAGO: PIOGGE PORTATE E LIVELLO DEL LAGO CARATTERISTICHE PLUVIOMETRICHE E IDROLOGICHE Pluviometria del bacino imbrifero Deflussi Livello lago IL MESCOLAMENTO INVERNALE DEL LAGO: DIPENDENZA DALLA METEOROLOGIA LOCALE, DALLE OSCILLAZIONI OCEANICHE NORD ATLANTICHE (NAO) E DAI CAMBIAMENTI CLIMATICI GLOBALI PROFONDITÀ DI MESCOLAMENTO ASPETTI DELLA DINAMICA DEL LAGO MAGGIORE CONDIZIONATI DAL CLIMA Discussione sulle caratteristiche idrodinamiche del lago Rapporto fra temperatura dell aria e dell acqua Contenuto di calore Profondità di mescolamento Concentrazioni dell ossigeno ipolimnico Stabilità termica Rapporti tra gli indici M, NAOW e Trend Conclusioni GENERAL LAKE MODEL BIBLIOGRAFIA INDAGINI SULL EVOLUZIONE DEL POPOLAMENTO ZOOPLANCTONICO: CONFRONTO CON I DATI PREGRESSI ANCHE ALLA LUCE DELLE MUTATE CONDIZIONI METEO CLIMATICHE IL POPOLAMENTO ZOOPLANCTONICO ANALISI DEGLI ISOTOPI STABILI (SIA)

5 BIBLIOGRAFIA CARATTERISTICHE STRUTTURALI DELLE ASSOCIAZIONI FITOPLANCTONICHE NEL LAGO MAGGIORE ED EVOLUZIONE STAGIONALE DEI POPOLAMENTI STRUTTURA DEI POPOLAMENTI FITOPLANCTONICI BIBLIOGRAFIA IL CARBONIO ORGANICO NEL LAGO MAGGIORE: TENDENZA EVOLUTIVA, ORIGINE E CARATTERISTICHE QUALITATIVE TOC (TOTAL ORGANIC CARBON) TEP (TRANSPARENT EXOPOLYMERIC PARTICLES) CDOM (CHROMOPHORIC DISSOLVED ORGANIC MATTER) BIBLIOGRAFIA PRESENZA E DISTRIBUZIONE DI BATTERI ANTIBIOTICO RESISTENTI NELLE ACQUE DEL LAGO MAGGIORE GENI DI ABR E LAGO MAGGIORE Valutazione della presenza di geni di antibiotico-resistenza (ABR) nell anno Quantificazione dei geni di resistenza BIBLIOGRAFIA EVOLUZIONE STAGIONALE E A LUNGO TERMINE DELLE CARATTERISTICHE CHIMICHE DEL LAGO MAGGIORE E BILANCIO DEI NUTRIENTI A LAGO (AZOTO E FOSFORO) CHIMICA DI BASE E CONTENUTO IONICO DELLE ACQUE LACUSTRI NUTRIENTI A LAGO (COMPOSTI DELL AZOTO E DEL FOSFORO E SILICATI) OSSIGENO DISCIOLTO METALLI IN TRACCE CHIMICA DEI TRIBUTARI E DELL EMISSARIO Concentrazioni medie areali CARICHI CHIMICI E BILANCI DI AZOTO E FOSFORO Contributi areali BIBLIOGRAFIA CARATTERIZZAZIONE TASSONOMICA E FUNZIONALE DELLA FAUNA ITTICA NEL LAGO MAGGIORE CON PARTICOLARE RIFERIMENTO ALLA COMPETIZIONE PER LE RISORSE ALIMENTARI E ALLE SPECIE ALLOCTONE INVASIVE DI RECENTE COMPARSA PREMESSA SOVRAPPOSIZIONE DELLA NICCHIA TROFICA Risultati

6 8.2.2 Conclusioni BIBLIOGRAFIA PARTE SECONDA CONSIDERAZIONI COMPLESSIVE SUL TRIENNIO IDROLOGIA E CLIMA. APPORTI QUANTITATIVI A LAGO: PIOGGE PORTATE E LIVELLO DEL LAGO NEL TRIENNIO PLUVIOMETRIA DEL BACINO IMBRIFERO DEFLUSSI LIVELLO LAGO MESCOLAMENTO INVERNALE DEL LAGO, ANALISI DEL TEMPO DI RESIDENZA ED INFLUENZE CLIMATICHE LOCALI E GLOBALI: LE RICERCHE DEL TRIENNIO CARATTERISTICHE IDRODINAMICHE DEL LAGO MAGGIORE Contenuto di calore Profondità del mescolamento invernale Stabilità termica Ossigenazione VALUTAZIONE NUMERICA DEI TEMPI DI RESIDENZA DI TRACCIANTI IDROSOLUBILI NEL LAGO MAGGIORE ASPETTI DELLA DINAMICA DEL LAGO MAGGIORE CONDIZIONATI DAL CLIMA Metodologia statistica Risultati CONCLUSIONI BIBLIOGRAFIA INDAGINI SULL EVOLUZIONE DEL POPOLAMENTO ZOOPLANCTONICO: CONFRONTO CON I DATI PREGRESSI ANCHE ALLA LUCE DELLE MUTATE CONDIZIONI METEO CLIMATICHE. SINTESI DEL TRIENNIO BIBLIOGRAFIA CONSIDERAZIONI GENERALI SULLA DINAMICA DEL FITOPLANCTON NEL TRIENNIO BIBLIOGRAFIA IL CARBONIO ORGANICO NEL LAGO MAGGIORE: TENDENZA EVOLUTIVA, ORIGINE E CARATTERISTICHE QUALITATIVE TOC (TOTAL ORGANIC CARBON) TEP (TRANSPARENT EXOPOLYMERIC PARTICLES) CDOM (CHROMOPHORIC DISSOLVED ORGANIC MATTER) BIBLIOGRAFIA

7 14. PRESENZA E DISTRIBUZIONE DI BATTERI ANTIBIOTICO RESISTENTI NELLE ACQUE DEL LAGO MAGGIORE: TRIENNIO BIBLIOGRAFIA CONSIDERAZIONI GENERALI SULL EVOLUZIONE A LUNGO TERMINE DELLE CARATTERISTICHE CHIMICHE DEL LAGO MAGGIORE, CON PARTICOLARE RIFERIMENTO AL TRIENNIO RISCALDAMENTO DELLE ACQUE ED EFFETTI SULL IDROCHIMICA VARIAZIONI NEL CONTENUTO IONICO DELLE ACQUE DINAMICHE A LUNGO TERMINE DEI NUTRIENTI ALGALI CONCLUSIONI BIBLIOGRAFIA CARATTERIZZAZIONE TASSONOMICA E FUNZIONALE DELLA FAUNA ITTICA NEL LAGO MAGGIORE CON PARTICOLARE RIFERIMENTO ALLA COMPETIZIONE PER LE RISORSE ALIMENTARI E ALLE SPECIE ALLOCTONE INVASIVE DI RECENTE COMPARSA. SINTESI DEL TRIENNIO PREMESSA COMPOSIZIONE DELLA COMUNITÀ ITTICA DEL LAGO MAGGIORE Considerazioni conclusive SOVRAPPOSIZIONE DELLA NICCHIA TROFICA BILBIOGRAFIA CONCLUSIONI ELENCO DEGLI AUTORI E DEI COLLABORATORI Ringraziamenti

8 INTRODUZIONE Giuseppe Morabito Prefazione Questo rapporto presenta, nella prima parte, i risultati emersi nel corso del 2015 dalle ricerche sul Lago Maggiore realizzate dal CNR-ISE (già Istituto Italiano di Idrobiologia) per conto della Commissione Internazionale per la Protezione delle Acque Italo-Svizzere. Inoltre, nella seconda parte, i risultati ottenuti nel triennio sono analizzati alla luce dell evoluzione pluriennale dei parametri climatici, fisici, chimici e biotici, quale emerge dall esame della serie storica disponibile per il Lago Maggiore. L'attività di ricerca su questo lago è stata strutturata in modo tale che anche per questo ciclo di ricerche fosse garantita la continuità della serie storica dei dati limnologici sin qui raccolti, prezioso strumento diagnostico dello stato del lago che si integra perfettamente con i nuovi strumenti dei quali la CIPAIS si è dotata e che sta perfezionando: il Pannello di Controllo ed il Piano d'azione. Nel 2015 sono proseguite le ricerche programmate per il triennio In linea con quanto realizzato negli anni passati, anche la presente attività è indirizzata alla valutazione della qualità delle acque lacustri, con particolare attenzione ad alcuni elementi di criticità emersi nel corso delle campagne limnologiche più recenti, quali: 1) alterazioni idrologiche connesse con i cambiamenti climatici in atto; 2) modificazioni dell'idrodinamica lacustre legate al riscaldamento globale in atto; 3) modificazioni strutturali del popolamento zooplanctonico e variabilità delle relazioni trofiche; 4) tendenza verso un lieve peggioramento di alcuni indicatori di stato trofico, (fosforo e struttura delle associazioni fitoplanctoniche); 5) analisi della struttura qualitativa del carbonio organico, attraverso la valutazione della frazione esopolimerica (TEP) e di quella otticamente misurabile (CDOM); 6) quantificazione dei geni dell antibiotico resistenza nei popolamenti naturali del lago e valutazione del rischio per la salute umana per la possibile trasmissione dell antibiotico resistenza a batteri patogeni; 7) modificazioni di indicatori fisico-chimici di qualità delle acque, in relazione alla variabilità climatica ed alle attività antropiche; 8) caratterizzazione della struttura e composizione della fauna ittica, con particolare riguardo all impatto delle specie alloctone invasive. A conclusione del presente anno di indagini emerge una situazione in evoluzione, in relazione allo spostamento dei valori di alcuni parametri indicatori verso la mesotrofia, mentre altri confermano lo stato di oligotrofia del Lago Maggiore. Come ampiamente discusso nei capitoli che seguono, i risultati relativi al 2015 ed, ancor più, quelli relativi al triennio , confermano alcune tendenze evolutive già manifestatesi nel quinquennio , che devono indurre a valutare con attenzione l'evoluzione di questo ecosistema negli anni a venire. 7

9 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 km 3 Larghezza massima 10 km Profondità media 176,5 m Area 1 212,5 km 2 Sviluppo del volume 1,44 Larghezza media 3,9 km Perimetro 170 km Profondità massima 370 m Indice di sinuosità 3,07 Tempo teorico di rinnovo delle acque: considerato di ~ 4 anni ma in rivalutazione con le ricerche in corso. CARATTERISTICHE MORFOMETRICHE DEL BACINO IMBRIFERO Altitudine massima m s.l.m. Larg. media (dal lago) 37,6 km Altitudine media m s.l.m. Indice di compattezza 1,58 Area (lago incluso) km 2 Rapporto fra aree del bacino imbrifero e del lago 31, ,9 km 2 in territorio italiano e 42,6 km 2 in territorio svizzero ,5 km 2 in territorio italiano e 3.369,5 km 2 in territorio svizzero 8

10 Modalità di campionamento e metodi di analisi Nel corso della campagna di indagini limnologiche condotta nel 2015 sul Lago Maggiore, le metodologie utilizzate per la raccolta ed il trattamento dei campioni, nonché le metodiche analitiche specifiche seguite per la loro valutazione sia in termini qualitativi che quantitativi, sono state le stesse utilizzate in occasione delle precedenti campagne e sono descritte nei singoli capitoli. L'ubicazione delle stazioni di campionamento è indicata nella Fig. 1. Fig. 1. Lago Maggiore, Ubicazione delle stazioni di campionamento 9

11 Unità di misura PARAMETRI FISICI SIMBOLO UNITÀ DI MISURA Temperatura atmosferica Ta [ C] Temperatura dell acqua T w [ C] Oscillazione Nord Atlantica NAO w [hpa] Precipitazioni P [mm] Portata Q [m 3 s -1 ] Altezza idrometrica H [m s.l.m.] Trasparenza - [m] Temperatura dell'acqua del lago Tw [ C] Contenuto di calore H tot (H mix; H hypo) [MJ m -2 ] Stabilità termica S t [J m -3 ] Flussi di calore - [cal cm -2 d -1 ] PARAMETRI CHIMICI SIMBOLO UNITÀ DI MISURA Ossigeno disciolto O 2 [mg O 2 L -1 ] Fosforo totale TP [μg P L -1 ] Fosforo reattivo RP [μg P L -1 ] Azoto ammoniacale N-NH 4 [μg N L -1 ] Azoto nitrico N-NO 3 [μg N L -1 ] Azoto inorganico Nin. [μg N L -1 ] Azoto organico Norg. [μg N L -1 ] Azoto totale TN [μg N L -1 ] Apporti areali - [mg m -2 a -1 ] Carichi - [t a -1 ] Conducibilità elettrica specifica - [μs cm -1 ] (a 20 C) Concentrazione idrogenionica ph [u] Alcalinità totale - [meq L -1 ] Silicati reattivi SiO 2 [mg Si L -1 ] PARAMETRI BIOLOGICI SIMBOLO UNITÀ DI MISURA Clorofilla chl-a [μg L -1 ] Feofitina - [mg m -3 ] Biomassa fitoplancton - [mm 3 m -3 ] Biomassa zooplancton - [cm 3 m -3 ] Densità zooplancton - [ind m -3 ] Abbondanza relativa pesci NPUE [ind m -2 ] Biomassa per unità di superficie pesci BPUE [g m -2 ] Particellato totale (Seston) - [mg L -1 ] Carbonio organico particellato POC [μg L -1 ] Carbonio organico totale TOC [mg L -1 ] Carbonio inorganico totale TIC [mg L -1 ] Materia organica disciolta otticamente misurabile CDOM [μg L -1 ] Particelle esopolimeriche trasparenti TEP [μg L -1 ] Popolamento batterico eterotrofo CMI [cell 10 6 ml -1 ] Geni di resistenza agli antibiotici ARG [nr. ARG 16SrDNA -1 ] 10

12 PARTE PRIMA CAMPAGNA 2015 CAMPAGNA

13 1. IDROLOGIA E CLIMA. APPORTI QUANTITATIVI A LAGO: PIOGGE PORTATE E LIVELLO DEL LAGO Marzia Ciampittiello, Claudia Dresti, Helmi Saidi & Dario Manca 1.1. Caratteristiche pluviometriche e idrologiche Pluviometria del bacino imbrifero I dati di precipitazione, per l anno 2015, sono stati raccolti, come di consueto, dalle stazioni pluviometriche del CNR Istituto per lo Studio degli Ecosistemi, del Servizio Meteorologico Svizzero, dell Ufficio dei Corsi d Acqua, Dipartimento del Territorio del Canton Ticino, dell ENEL, dell Area Previsione e Monitoraggio Ambientale dell Arpa Piemonte, delle Officine Idroelettriche della Blenio-Maggia, della Società Idroelettriche Riunite e del Consorzio del Ticino. I totali mensili ed annui delle precipitazioni sono riportati in Tabella 1.1 insieme alle medie dell anno in studio e ai periodi e Gli andamenti mensili delle precipitazioni del 2015 e quelli dei periodi di riferimento, sono rappresentati in Figura 1.1. Tab Lago Maggiore Totali pluviometrici mensili e annuali nel bacino imbrifero (mm). Stazione Bacino m GEN FEB MAR APR MAG GIU LUG AGO SET OTT NOV DIC ANNO s.l.m. AIROLO Ticino immissario PIOTTA Ticino immissario FAIDO Ticino immissario Ticino imm.- Acquarossa/COMPROVASCO Brenno BIASCA Ticino immissario S. BERNARDINO (Tunnel) Ticino imm.- Moesa MESOCCO Ticino imm.- Moesa BRAGGIO Ticino imm.- Moesa GRONO Ticino imm.- Moesa BELLINZONA Ticino immissario MAGADINO (Aeroporto) /Cadenazzo Lago Maggiore VIRA GAMBAROGNO Lago Maggiore CIMETTA Lago Maggiore LOCARNO MONTI Lago Maggiore BRISSAGO Lago Maggiore Ticino imm.- MALVAGLIA Brenno GNOSCA Ticino immissario GIUBIASCO Ticino immissario LUZZONE DIGA Ticino imm.- Brenno ACQUACALDA Ticino imm.- Brenno PASSO MUAZ Ticino imm.- Brenno OLIVONE Ticino imm.- Brenno VERBANO CENTRALE Lago Maggiore PIANO DEI CAMOSCI Toce L. TOGGIA Toce L. SABBIONE Toce L. MORASCO Toce L. VANNINO Toce CRODO (Ist. Agrario) Toce DOMODOSSOLA (Nosere) Toce DOMODOSSOLA (Rosmini) Toce

14 Tab Continuazione CODELAGO Toce-Devero DEVERO (Reg. Piem.) Toce-Devero L. D AGARO Toce-Devero SIMPLON DORF Toce-Diveria S. DOMENICO Toce-Diveria AGRASINA Toce-Isorno L. LARECCHIO Toce-Isorno PONTETTO Toce-Isorno Toce-Melezzo DRUOGNO occ Lago PAIONE Superiore Toce-Bogna PIZZANCO Toce-Bogna L. ALPE CAVALLI Toce-Ovesca ALPE CHEGGIO Toce-Ovesca L. CAMPOSECCO Toce-Ovesca L. CAMPLICCIOLI Toce-Ovesca MACUGNAGA -(P.sso Moro) Toce-Anza CEPPO MORELLI (Alpe Colla) Toce-Anza ANZINO Toce-Anza SAMBUGHETTO Toce-Strona MONTE MESMA Toce-L. d Orta MONTE MESMA Toce-L. d Orta MOTTARONE (Baita CAI) Toce-L. d Orta ROBIEI Maggia ROBIEI CEVIO Maggia BOSCO GURIN Maggia MOSOGNO Maggia CORTINO CAVAGNOLI Maggia CAVERGNO CENTRALE Maggia PIANO DI PECCIA Maggia SAMBUCO DIGA Maggia FUSIO (Fusio Paese) Maggia MAGGIA Maggia PALAGNEDRA Maggia CAMEDO (Camedo Paese) Maggia SONOGNO Verzasca AROSIO Tresa ISONE Tresa LUGANO Tresa CRANA TORRICELLA Tresa PONTE TRESA Tresa STABIO Tresa MENDRISIO Tresa CURSOLO O. (M.te Pratini) Cannobino CANNOBIO Cannobino MOTTAC S. Bernardino CICOGNA S. Bernardino UNCHIO S. Bernardino CANDOGLIA Toce PALLANZA Lago Maggiore SOMERARO Lago Maggiore MIORINA Ticino emissario dato mancante dato ricostruito dato parziale Nel 2015 si sono registrati, mediamente all interno del bacino del Lago Maggiore, 1408 mm, valore al di sotto della media pluriennale pari a 1646 mm, se si considera il periodo , 1709 mm per il periodo Tale valore è il risultato di piogge al di sotto dei valori medi nei mesi primaverili e nell inizio estate 13

15 (marzo, aprile, maggio giugno e luglio), ma soprattutto di una quasi assenza di precipitazioni nei mesi di novembre e dicembre. Solo nella stazione di Robiei, in valle Maggia, si è registrato un valore di pioggia superiore ai 2000 mm, ovvero 2195 mm. In due stazioni, Verbano Centrale e Pallanza le piogge hanno superato i 1800 mm ovvero 1808 mm e 1805 mm rispettivamente. In 5 stazioni (Crana Torricella, Cicogna, Sambughetto, Luzzone diga e Cursolo) si sono superati i 1700 mm, ma, per l 85% delle stazioni presenti, si sono registrate piogge al di sotto dei 1600 mm, ovvero sotto la media dei periodi di riferimento. La stazione che ha fatto registrare le piogge minori è stata Camposecco nella valle dell Ovesca, con 768 mm; in altre due stazioni si sono registrate piogge al di sotto dei 1000 mm, Lago Sabbione e Macugnaga Passo Moro, rispettivamente con 940 mm e 977 mm. Analizzando la Figura 1.1, si può verificare come solo pochi mesi, quelli invernali (gennaio e febbraio) e quelli tardo estivi (agosto e settembre) hanno fatto registrare piogge superiori ai periodi di riferimento, mentre tutti gli altri mesi sono stati caratterizzati da piogge inferiori alla media con novembre e dicembre particolarmente siccitosi: a novembre sono caduti mediamente solo 12 mm, contro i 160 mm medi pluriennali ( ) e a dicembre 1 mm contro gli 81 mm medi pluriennali ( ). Fig Andamento mensile delle piogge (mm) per l anno 2015 e periodi di riferimento ( e ) a confronto Per quanto riguarda la distribuzione spaziale delle piogge, dall analisi delle isoiete (Fig. 1.2) è possibile identificare due aree a maggiore piovosità, l alta valle Maggia e la zona tra la valle Cannobina, l Alto Verbano e la val Strona, caratterizzata da locali zone a piovosità superiore rispetto al resto del bacino. 14

16 Fig Isoiete (mm) del bacino Lago Maggiore per l anno Per quanto riguarda la distribuzione stagionale (Tab. 1.2) si sono registrate piogge superiori alle medie di riferimento solo in inverno, di circa il 10%, mentre valori inferiori in tutte le altre stagioni, soprattutto in primavera, dove si sono registrate il 30% in meno delle piogge che normalmente si registrano in quel periodo. Tab Piogge stagionali (mm) del 2015 e per i periodi di riferimento. Periodo Inverno Primavera Estate Autunno Deflussi Nella Tabella 1.3, unitamente alle regioni amministrative di appartenenza, sono riportate le principali caratteristiche morfometriche dei bacini dei corsi d'acqua, presi in considerazione, sia per quanto attiene ai principali immissari che all'emissario del Lago Maggiore. I dati riguardanti i deflussi dei principali immissari e dell'emissario del Lago Maggiore, misurati nel 2015, attraverso le reti di rilevamento del CNR ISE, dell Area Previsione e Monitoraggio Ambientale dell Arpa Piemonte, dell Ufficio Federale dell Ambiente di Berna (UFAM), dei Consorzi del Ticino e del Bardello, sono riportati in Tabella

17 Tab Lago Maggiore Bacini idrografici dei principali immissari e dell'immissario: regioni di appartenenza, aree (km 2 ) e caratteristiche altimetriche (m). Corso d'acqua Regione Amministrativa Area sez. misura Quota sez. misura Area totale Altitudine massima Altitudine mediana Ticino immissario Canton Ticino 1515, , Maggia Ticino-Piemonte 926, , Cannobino Piemonte 107, , S. Giovanni Piemonte 55, , S. Bernardino Piemonte 125, , Toce Piemonte 1532, , Niguglia Piemonte 115, , Erno Piemonte 25, , Vevera Piemonte 21, , Bardello Lombardia 111, , Boesio Lombardia 45, , Margorabbia Lombardia 94, , Tresa Ticino-Lomb. 615, , Ticino emissario Lomb.-Piemonte 6599, , A luglio 2015 sul Torrente Cannobino e sul Niguglia sono stati installati due nuovi strumenti di misura, un idrometro per il Torrente Cannobino e idrometro e pluviometro in prossimità del Niguglia, realizzati nell ambito del Progetto PITAGORA, interamente dal CNR ISE, con elettronica e sistemi open source, trasmissione dati in tempo reale, con bassi consumi energetici e bassi costi di realizzazione. I valori mensili dei deflussi dei principali immissari del Lago Maggiore sono riportati nella Tabella 1.4. Nel 2015, rispetto ai periodi di riferimento, solo il Fiume Toce ha fatto registrare maggiori portate annuali, il Ticino Immissario nella media e tutti gli altri corsi d acqua hanno fatto registrare valori annuali di portata al di sotto delle medie dei periodi di riferimento. Il Toce ha fatto registrare portate superiori a quelle dei periodi di riferimento da gennaio a giugno e poi a settembre e ottobre. Il mese con le maggiori portate è stato maggio, mentre il minimo valore è stato raggiunto a dicembre. Il corso d acqua che nel 2015 ha fatto registrare le portate minori è stato il Bardello, con solo il 19% della portata annuale, mentre il Tresa e il Ticino Emissario rispettivamente hanno fatto registrare il 72% e il 96% delle portate annuali mediamente registrate. Per quasi tutti i corsi d acqua il mese con le maggiori portate è stato maggio, ad eccezione del Bardello a gennaio e il Boesio a marzo; per quanto riguarda il mese caratterizzato dalle portate minori, è stato dicembre per tutti, ad eccezione del Bardello che ha visto il minor valore ad agosto. Nelle Figure 1.3a,b,c sono riportati gli andamenti mensili del Ticino Immissario, del Toce e del Ticino Emissario. Dai grafici si evidenzia un chiaro andamento sopra la media per i primi tre mesi dell anno, vicino alla media fino a maggio, al di sotto della media nel periodo estivo, sopra la media di nuovo a settembre e ottobre e sotto la media negli ultimi mesi dell anno. In tutti e tre i corsi d acqua sono presenti due periodi a maggiori portate e due caratterizzati da minori portate, per il Toce meno evidente il secondo picco, quello di settembre e per il Ticino Immissario, invece, i due picchi di massima portata (maggio e settembre) hanno fatto registrare valori molto simili. 16

18 Tab Portate medie mensili e annue del 2015 e dei periodi di riferimento. Corso d'acqua Periodo GEN FEB MAR APR MAG GIU LUG AGO SET OTT NOV DIC ANNO 2015 * 50,97 47,19 43,91 51,57 117,17 100,25 55,57 56,93 111,03 86,57 50,34 33,15 67,09 TICINO IMM ,29 31,93 37,06 54,68 109,50 117,61 91,92 65,76 67,39 75,05 62,49 38,07 65, ,00 27,30 31,00 52,30 108,00 140,00 107,00 82,90 80,00 70,90 61,10 35,80 68,70 CANNOBINO 2015 * 1,99 4,72 4,70 0,91 0,51 2, ,63 2,61 4,77 8,67 10,52 6,79 4,82 4,64 7,39 8,92 6,45 4,10 6,17 S. GIOVANNI 2015 * ,15 0,97 1,71 3,44 3,83 2,67 1,84 1,21 2,75 3,91 2,69 1,35 2, * S. BERNARDINO ,99 2,03 4,89 12,24 15,34 8,21 4,49 3,63 8,66 11,16 7,58 3,38 7, ,96 4,33 6,27 9,72 10,11 10,42 7,93 10,46 11,59 12,35 11,59 3,92 8, * 38,37 43,30 45,82 68,53 124,73 123,39 72,78 74,04 84,70 80,94 38,44 28,85 68,75 TOCE ,65 26,96 34,42 61,64 118,19 118,56 82,48 59,98 63,64 76,00 66,05 34,53 64, ,90 30,00 34,90 59,70 105,10 127,10 93,40 74,30 73,50 72,10 64,90 37,80 67, * 1,64 1,16 1,68 2,81 1,64 1,03 1,64 NIGUGLIA ,72 2,22 2,95 5,41 7,32 5,76 3,57 2,36 3,08 6,37 5,43 3,67 4, ,57 3,71 3,53 4,98 6,93 6,45 4,51 3,67 4,38 5,57 7,68 4,70 4,97 ERNO 2015 * ,70 0,60 0,94 1,43 1,55 1,11 0,68 0,54 0,90 1,60 1,06 0,69 0,98 VEVERA 2015 * ,52 0,45 0,53 0,74 0,85 0,62 0,35 0,26 0,33 0,74 0,60 0,50 0, * 2,28 0,90 1,58 0,26 0,99 1,00 0,22 0,12 0,14 0,53 0,30 0,14 0,51 BARDELLO ,52 0,45 0,53 0,74 0,85 0,62 0,35 0,26 0,33 0,74 0,60 0,50 0, ,55 2,84 2,73 3,22 3,90 3,32 2,91 1,87 2,25 2,60 3,43 2,81 2,87 BOESIO 2015 * 0,55 0,69 2,85-0,86 0,98 0,36 0,31 0,41 0,93 0,36 0,26 0, ,30 1,05 1,39 2,08 2,44 1,83 1,41 1,11 1,58 2,16 1,90 1,19 1,60 MARGORABBIA ,37 2,13 3,02 4,32 5,07 3,61 2,08 1,36 2,09 4,35 4,26 2,42 3, * 23,42 17,68 19,94 13,76 32,58 18,27 7,99 6,57 20,08 28,53 11,12 6,19 17,19 TRESA ,20 13,53 17,23 29,88 40,27 30,65 22,21 16,35 19,43 27,23 28,53 18,11 23, ,10 14,90 17,70 27,80 36,60 34,60 25,30 19,10 20,70 24,10 33,80 23,30 24, * 226,94 211,68 237,74 251,60 459,65 385,97 268,71 217,74 373,17 349,48 175,50 158,24 276,70 TICINO EMISS ,13 151,49 184,04 293,70 471,94 432,50 344,56 260,06 259,93 360,61 283,82 190,77 283, ,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 - dato mancante (*) dato in attesa di validazione dato parziale Dati ricostruiti 17

19 a b c Fig. 1.3a,b,c. Lago Maggiore Regime delle portate (m 3 /s): a)ticino Immissario, b) Toce, c) Ticino Emissario 18

20 1.1.3 Livello lago Considerando che a gennaio e febbraio si sono registrate piogge intorno al 70-80% in più di quelle mediamente registrate nel periodo e a settembre circa il 50% in più, nonostante i successivi mesi meno piovosi, il livello del Lago Maggiore si è mantenuto sopra la media del periodo di riferimento fino a metà luglio (Fig. 1.4). Infatti, a causa delle scarse precipitazioni e delle elevate temperature estive, il livello è sceso in modo costante fino alla metà di agosto. Le piogge di agosto e soprattutto quelle di settembre hanno poi riportato il livello delle acque del lago al di sopra della media di riferimento, fino alla fine di ottobre. Con i mesi di novembre e dicembre, a causa delle scarsissime precipitazioni si è visto il livello del lago scendere molto al disotto del valore medio pluriennale del mese (194,03 m s.l.m.), raggiungendo i 193,01 m s.l.m. il 31 dicembre. Se si vanno a vedere gli ultimi 50 anni, valori medi mensili del mese di dicembre inferiori a quello del 2015, pari a 193,37 m s.l.m., si sono registrati nel 2007 quando il lago raggiunse mediamente i 193,05 m s.l.m., nel 2005 i 192,65 m s.l.m., nel 2001 i 192,95 m s.l.m., nel 1986 i 193,02 m s.l.m., nel 1978 i 192,96 m s.l.m. e nel 1965 i 192,75 m s.l.m. L andamento dei livelli del lago risulta comunque non solo dipendente dalle piogge e dai periodi di assenza di precipitazione ma anche dalle modalità di gestione della diga della Miorina, quindi dalle quantità d acqua trattenute o erogate. Sarebbe interessante per il futuro, calcolare il bilancio idrologico del lago per una valutazione più approfondita delle sue fluttuazioni e dei rapporti tra queste ultime e le altre variabili ad esse legate. Fig Livello del Lago Maggiore (m s.l.m.) per l anno 2015 a confronto con quello medio pluriennale calcolato per il periodo

21 2. IL MESCOLAMENTO INVERNALE DEL LAGO: DIPENDENZA DALLA METEOROLOGIA LOCALE, DALLE OSCILLAZIONI OCEANICHE NORD ATLANTICHE (NAO) E DAI CAMBIAMENTI CLIMATICI GLOBALI Walter Ambrosetti, Claudia Dresti, Luigi Barbanti, Angelo Rolla, Mario Contesini 2.1. Profondità di mescolamento Nel corso del 2015, come di consueto, la verifica dell effettiva profondità dello strato mescolato invernale nel Lago Maggiore è continuata attraverso una serie di sopralluoghi nel suo punto di maggior profondità. Lo scopo era quello di analizzare la distribuzione verticale, lungo l intera colonna d acqua, di alcuni parametri fisici e chimici (temperatura e concentrazioni di ossigeno disciolto, nitrati e silicati). Si è visto che anche in quest ultimo anno, come nei precedenti 52 (Ambrosetti et al., 2010), l omogeneizzazione verticale delle acque è risultata incompleta, raggiungendo una profondità di ca. 70 m, rimanendo quindi sui livelli degli anni più recenti: un aspetto idrodinamico quest ultimo che è ormai divenuto la regola nelle acque del Lago Maggiore. Si tratta di un fatto, ormai ampiamente confermato a livello mondiale, che trova la sua causa nella tendenza al riscaldamento delle acque lacustri manifestatasi negli ultimi decenni, tendenza che nei laghi profondi della zona temperata ha impedito la loro piena circolazione invernale. Anche le indagini condotte nel 2015 hanno confermato quanto già sottolineato nei rapporti annuali precedenti, cioè la scarsa incidenza sulla profondità del mescolamento di alcuni parametri meteorologici come il vento e la temperatura dell aria. Nei primi due mesi dell anno il percorso del vento è risultato sopra la media pluriennale, particolarmente evidente in gennaio con un valore di 4598 km (contro una media di 3585 km) e in febbraio con 3406 km (contro 3326 Km). La temperatura media dell aria invernale è risultata molto al di sopra di quella degli ultimi 64 anni (4.85 C contro 3.68 C), così come il valore di gennaio (3.93 C contro 2.86 C) e di febbraio (4.82 C contro 4.47 C). Di conseguenza, l energia necessaria ad indurre la presenza di moti convettivi capaci di agire dalla superficie al fondo del lago non è stata sufficiente ad innescare una piena circolazione delle acque del lago. Il contenuto di energia totale entro la massa lacustre nel 2015 ha subito nel periodo invernale un leggero aumento (5326 MJ m -2 ) rispetto ai 5 anni precedenti. In estate, si sono raggiunti 6329 MJ m -2, dato sugli stessi livelli di quello del 2010 (6344 MJ m -2 ) e del 1998, quando con MJ m -2 si è stabilito il massimo assoluto del cinquantennio (Fig. 2.1 e Fig. 2.2). 20

22 6300 Contenuto massimo MJ m Bilancio termico 1400 MJ m Contenuto minimo Fig.2.1. Contenuti di calore e bilancio termico delle acque del Lago Maggiore nel periodo MJ m Fig Andamento mensile del contenuto di calore nella colonna d acqua del Lago Maggiore nel periodo E altrettanto importante rilevare come la quantità di calore contenuta nell ipolimnio profondo del lago, sede della così detta memoria climatica (Ambrosetti & Barbanti, 1999), dopo un periodo in diminuzione dal 2005 al 2007 (di portata simile a quella riscontrata nel 1981) ha ripreso ad aumentare, portandosi a 1443 MJ m -2 nel dicembre 2015 (Fig. 2.3)

23 MJ m Fig Andamento della memoria climatica nel Lago Maggiore nel periodo Per quanto riguarda la profondità di mescolamento per moti convettivi, nell inverno si sono raggiunti i 70 metri di profondità. Questo è visibile in Fig. 2.4 in cui è rappresentata la distribuzione verticale della concentrazione di O2 misurata dalla superficie al fondo del lago: l isolinea 9.0 mg L -1 si mantiene per gran parte dell anno tra 50 e 100 metri di profondità, così come quella quotata 8.0 mg L -1 tra i a 100 m e i 150 m. Nella zona sotto i 150 m, la concentrazione di O2 per tutto l anno si mantiene tra 6.5 e 7 mg L -1 evidenziando così la mancanza di inserimenti nell ipolimnio profondo di acqua fredda, sia di origine litorale che per moti convettivi. Fig Distribuzione verticale della concentrazione di O 2 (mg L -1 ) nell anno

24 prof. (m) Un ulteriore conferma della limitata profondità raggiunta dal mescolamento nel 2015 viene fornita dalla distribuzione verticale della temperatura dell acqua lacustre, che indica nei mesi invernali a 70 metri un salto termico di 0.6 C, sufficiente però ad impedire una circolazione completa (Fig. 2.5). Fig Distribuzione verticale della temperatura ( C) nell anno Anche i valori della stabilità termica invernale, misurata lungo la colonna d acqua sulla base dei dati medi mensili, confermano un mescolamento limitato a circa 70 m di profondità. I relativi profili verticali (Fig. 2.6) mostrano una decisa resistenza ai moti convettivi, che a febbraio 2015 si colloca attorno a -70 m. La curva di marzo e ancor più quella di aprile mostrano infine come il mescolamento convettivo si sia ormai interrotto essendo già iniziata la fase di riscaldamento primaverile del lago. J m Marzo Febbraio Aprile Gennaio Dicembre Fig Sequenza temporale della distribuzione verticale della stabilità termica del Lago Maggiore da Dicembre 2014 ad Aprile

25 2.2. Aspetti della dinamica del Lago Maggiore condizionati dal clima Discussione sulle caratteristiche idrodinamiche del lago I risultati dei vari modelli di regressione applicati nell analisi statistica (presentati nel precedente rapporto, con la simbologia dei vari parametri) consentono di definire il peso esercitato sulle principali variabili limnologiche caratterizzanti il Lago Maggiore dalle singole forze esterne, globale (trend), a larga scala (indici NAOw) e scala locale (indici M); in altri termini, si ha la possibilità di cogliere la dinamica che regola la risposta idrodinamica del lago, controllata dalle variabili stesse e dalle loro relazioni reciproche Rapporto fra temperatura dell aria e dell acqua Fra le componenti dei modelli di regressione riguardanti le relazioni tra gli indici NAOw e le condizioni termiche dell atmosfera (Ta) e dell acqua superficiale del lago (Tw), la più significativamente legata all indice atlantico risulta essere la temperatura massima dell aria (Ta max). E quindi la temperatura diurna dell aria il tramite attraverso la quale la NAOw incide con maggior peso sulla struttura termica dell acqua del lago, quanto meno su quella superficiale; quasi ininfluente risulta invece la temperatura minima dell atmosfera (Ta min), scarsamente correlata con la NAOw e con una scarsa capacità di adattamento nel riprodurre l andamento della variabile nel modello di regressione. Livingstone et al. (2003) sul Lago di Zurigo avevano invece attribuito alla temperatura minima giornaliera (quella notturna) il peso maggiore nella definizione della termica lacustre, in quanto determinante nel raffreddamento convettivo notturno dello strato mescolato superficiale: questo diverso risultato fra la termodinamica dei due laghi va probabilmente attribuito alla loro diversa posizione geografica, in particolare alla loro collocazione rispettivamente a nord e a sud della catena alpina. Ad un aumento dell indice NAOw corrisponde al tempo t=0 anche una diminuzione di T, cioè della differenza tra temperatura dell acqua superficiale e quella dell aria; trattasi di un parametro fondamentale per la valutazione delle componenti del bilancio termico del lago dal momento che una sua diminuzione comporta una minor perdita di energia ad onda lunga verso l atmosfera, oltre che un aumento dell energia assorbita dalla massa lacustre (nel Lago Maggiore MJ m -2 anno -1 dal 1963 ad oggi), nonchè un leggero incremento dell evaporazione e contenute perdite di calore sensibile; la conseguenza è stato quindi il raffreddamento invernale delle acque lacustri che, nel tempo, è risultato sempre meno pronunciato. E chiaro però che, oltre alla temperatura atmosferica, come già detto, devono essere tenuti presenti altri elementi climatici e limnologici, che sono componenti essenziali nei processi di riscaldamento delle acque, per lo più riguardanti situazioni locali Contenuto di calore Ad un aumento dell indice NAOw corrisponde un incremento del contenuto di calore del lago (Htot) e nel modello di regressione ridotto l indice atlantico risulta una componente significativa sia del calore contenuto nello strato mescolato (Hmixi) che di 24

26 quello totale; l energia presente nella parte più profonda del lago (Hhyp) dipende invece essenzialmente dall autocorrelazione e dal trend. Se ne deduce che i processi idrodinamici invernali che interessano in profondità il Lago Maggiore sono condizionati, in particolar modo, dalla situazione presente nel corpo d acqua nell inverno dell anno precedente, dal momento che la dinamica termica estiva non è in grado di cancellare completamente quanto, sempre in profondità, si era instaurato in precedenza. Va infatti considerato che nel periodo estivo sono solo gli strati superficiali del lago che vengono influenzati dalle condizioni esterne; il 90% dello scambio energetico annuo nel Maggiore, come negli altri laghi italiani che superano i 100 m di profondità, si verifica entro uno strato d acqua che rappresenta il 14-16% della profondità massima (Ambrosetti et al., 2003). E pur vero che movimenti dell acqua di diversa natura, quali shears locali e onde interne (Michalsky & Lemmin, 1995), possono agire in maniera diversificata in rapporto alle caratteristiche morfometriche e batimetriche della conca del lago, determinando così nell ipolimnio una variabilità della quantità di contenuto calorico, variabilità che tuttavia si presenta con un incidenza molto modesta, non superiore al 2-4% dello scambio totale annuo. Dai bilanci termici, valutati a livello mensile, per esempio, risulta che nell ultimo cinquantennio i guadagni annuali del Maggiore nel periodo di stratificazione sono aumentati di MJ m -2 per anno, mentre le perdite invernali si sono ridotte di MJ m -2 per anno: la conseguenza è stato l incremento del contenuto calorico minimo invernale (Hmix) soprattutto negli strati superiori alla profondità raggiunta dal mescolamento verticale. In particolare dal 1963 al 2010 il contenuto Htoti è aumentato dell 11.9% (mentre per quello estivo l incremento è stato di +14.5%): il che significa che l energia calorica invernale ha visto un aumento annuo per unità di volume sull intera colonna, di J m -3, distribuito in J m -3 nella parte superiore e in J m -3 nell ipolimnio (Ambrosetti et al., 2010). Uno dei risultati più evidenti dell analisi statistica è la costante presenza nei modelli di regressione proposti della componente trend, caratterizzata anche da un suo forte peso nel definire la significatività delle correlazioni fra i due indici NAOw ed M e le singole variabili limnologiche; in altri termini c è una incidenza notevole delle tendenze temporali che caratterizzano l andamento di base evidenziato dalle serie temporali delle singole variabili. Questo problema, che era già stato affrontato da Lemmin & Amouroux (2006) nelle loro ricerche sul Lago di Ginevra, introduce al tema dell influenza dei cambiamenti climatici globali sui principali parametri fisici dell ecosistema lacustre. Gli Autori avevano già osservato l esistenza di un trend generale al riscaldamento negli strati superiori di quel corpo d acqua (più forte durante l inverno che in estate) e la causa era stata attribuita in particolare al progressivo riscaldamento dello strato limite atmosferico nelle notti invernali, con conseguente minor raffreddamento del lago. Tuttavia la durata delle serie storiche disponibili è ancora troppo limitata per consentire una chiara definizione di quale potrà essere lo sviluppo futuro di ogni singolo parametro come conseguenza dei mutamenti in atto: la tendenza al riscaldamento globale oggi riconosciuta potrebbe rivelarsi infatti una semplice fase destinata ad esaurirsi nel tempo. Infatti, dall analisi del contenuto di calore della memoria climatica nelle acque del Lago Maggiore, così come degli altri laghi profondi sud-alpini (Ambrosetti & Barbanti, 1999) appare con molta evidenza dal 1800 ad oggi la presenza di almeno quattro fasi di riscaldamento (e di altrettante di raffreddamento) 25

27 che dal punto di vista delle quantità di contenuto energetico raggiungono livelli estremi simili a quelli verificatisi a partire dal 1985 (Carrara et al., 2009) Profondità di mescolamento I processi di mescolamento verticale che la massa d acqua del Lago Maggiore evidenzia alla fine dell inverno limnologico traggono la loro origine dall azione sinergica sia delle forze esterne a larga scala (nel nostro caso sintetizzati dagli indici NAOw) che di quelle locali (indici M), con queste ultime che risultano le più incisive. Dalle analisi statistiche emerge che l indice atlantico influenza debolmente M, ma questo, a sua volta, incide fortemente sulla profondità del mescolamento verticale tardo invernale (Dm): infatti la significatività del legame tra l indice M, depurato dall effetto NAOw, e Dm supera abbondantemente quella con l indice atlantico rendendo tra l altro non significativa la componente autoregressiva presente nel relativo modello. La fase autunnale di raffreddamento della massa d acqua è dovuta in buona parte alle componenti del parametro M, il quale è costituito esclusivamente da elementi meteo locali, in particolare dal vento e dalla radiazione solare che agiscono in maniera opposta: il primo è il motore principale della turbolenza che favorisce i processi convettivi, mentre l azione radiativa tende a favorire il galleggiamento. Tuttavia, sull intero areale del Lago Maggiore, a partire dagli anni Settanta, la quantità di vento filato ha subito una sensibile riduzione, come evidenziato dal trend della serie storica relativa che presenta, proprio in quegli anni, una rottura significativa del suo andamento; viceversa, la radiazione solare effettiva, intorno agli anni 90, ha mostrato un notevole incremento (Ambrosetti et al., 2006). Col concorso di ambedue queste variazioni della meteorologia locale si è assistito all affermarsi nel Lago Maggiore di una serie di mescolamenti verticali invernali che hanno interessato solo una parte della colonna d acqua senza mai raggiungere la massima profondità del lago. Il fatto che le due citate componenti di M non presentino alcun legame con l indice NAOw (p-values non significativi), è probabilmente da attribuire alla posizione geografica del Maggiore, sud-marginale all arco della catena alpina che agisce da ostacolo alle oscillazioni atlantiche, particolarmente per quanto attiene alle loro condizioni anemologiche. Anche dai risultati del cross-correlogramma si osserva come la relazione tra l indice NAOw e i due parametri suddetti sia di entità modesta. Di conseguenza, le corrispondenti rappresentazioni grafiche che risultano dall applicazione del modello di regressione mostrano una scarsa capacità di adattamento nel riprodurre l andamento delle variabili prese in esame Concentrazioni dell ossigeno ipolimnico Dalle profondità raggiunte dal mescolamento verticale invernale dipendono, come è ovvio, le concentrazioni di O2 presenti nei livelli più depressi dell ipolimnio che, per quanto riguarda questo lavoro, sono state calcolate per lo strato al di sotto di 250 m. Al pari della profondità di mescolamento, anche le concentrazioni di O2 risultano quindi dipendenti dalle forze esterne locali: il modello di regressione relativo al valore di M (p-value ) e alla sua componente auto-regressiva (p-value 0.004) mostrano infatti un buona capacità di adattamento nel riprodurre l andamento della variabile O2 con le rispettive serie temporali che, nel corso degli anni mostrano andamenti quasi paralleli. Sono tuttavia evidenti alcune nette diversificazioni che si 26

28 riscontrano in anni particolari e che si spiegano con il fatto che i processi di ossigenazione profonda sono avvenuti attraverso meccanismi diversi dal tipico mescolamento convettivo verticale; tra questi vanno ricordati, per esempio, l infossamento di acque fredde litorali o la discesa in profondità di acque di fusione delle nevi (Ambrosetti et al., 2010) Stabilità termica La progressiva riduzione delle profondità del mescolamento invernale nel Lago Maggiore, evidenziata in situ dalla presenza di seppur modesti gradienti verticali della temperatura e di alcuni parametri chimici, ha comportato anche un aumento della stabilità termica (St), calcolata per unità di volume (quella di natura chimica è del tutto trascurabile in questo lago). Dall analisi delle stime dei coefficienti dei modelli di regressione di M e NAOW nei confronti della stabilità termica totale, valutata cioè sull intera colonna d acqua, si rileva come l indice relativo alla situazione meteorologia locale, oltre a mostrare coefficienti più significativi, presenti una migliore capacità di adattamento nel riprodurre l andamento della variabile stessa. La St totale ha assunto un valore nullo solo nel 1963 ad indicare l avvenuta completa omogeneizzazione verticale delle acque lacustri mentre negli anni successivi si sono registrati valori bassi solo nel 1969 (45.1 J m -3 ) e nel 1970 (113.1 J m -3 ), anni nei quali il mescolamento verticale, per altro incompleto, ha raggiunto ragguardevoli profondità (rispettivamente di m 250 e m 300: le St dello strato mescolato sono state di 33.7 J m -3 nel 1969 e di 101 J m -3 nel 1970, mentre quelle ipolimniche sono risultate quasi simili attorno ai 12 J m -3. Negli anni successivi i valori di stabilità si sono sensibilmente innalzati, in particolare nello strato ipolimnico con un aumento medio annuo del 15% rispetto a quelli dello strato mescolato e con punte superiori del 100% negli anni 2008 e 2009: si è così determinata una sempre più evidente netta separazione tra gli strati superiore e inferiore del lago, a conferma del ridotto mescolamento convettivo verticale tardo invernale riscontrato in questi anni (Ambrosetti et al., 2010) Rapporti tra gli indici M, NAOW e Trend L analisi statistica dei dati relativi al Lago Maggiore ha constatato come l indice M, alla cui formulazione concorrono, come si è detto, esclusivamente parametri limnometeorologici locali, determini un impatto molto significativo sulle sue principali caratteristiche fisiche, sia quando opera in sinergia con l azione esercitata dall indice atlantico invernale, sia quando è depurato dall effetto di quest ultimo; in particolare, l azione di M, privata degli effetti a grande scala, non ha alcuna incidenza sui contenuti di calore (H) ma solo sulla profondità di mescolamento (Dm) e, in parte, sulla concentrazione di ossigeno negli strati profondi. Infatti, l incidenza dominante nei modelli dei residui è data dalla componente autoregressiva e dal trend, quest ultimo generato principalmente dall evoluzione climatica globale in atto a cui sono soggetti i due indici qui considerati. L indice NAOw invece risulta più legato al contenuto energetico presente nel lago, soprattutto quello degli strati più superficiali. I due indici (M in progressiva diminuzione dal 1963, mentre in crescita è NAOw) risultano determinanti, rispettivamente, nella riduzione dello spessore dello strato mescolato e nel suo progressivo riscaldamento: questo ha acuito la differenza di stabilità lungo la colonna d acqua a livello del salto termico, riducendo nel contempo la possibilità di una sua completa omogeneizzazione. Infatti, se Vollenweider (1964), 27

29 sulla base dei dati allora disponibili, supponeva episodi di mescolamento verticale completi ogni sette anni circa, dal 1963 eventi simili non si sono più verificati (Ambrosetti et al., 2010). Due le principali conseguenze che ne sono derivate: il possibile isolamento delle acque degli strati più profondi, per altro in parte superato per la presenza di altri meccanismi atti alla loro ossigenazione e l allungamento del tempo di ricambio delle acque del lago, attualmente stimato in quattro anni per la massa d acqua fino a 120 m di profondità, e di un valore a due cifre per quella sottostante (Ambrosetti et al., 2011). I risultati dei modelli di regressione proposti dall analisi statistica mostrano, come si è visto, una loro buona capacità di adattamento nel riprodurre i trends, effettivamente misurati, dei diversi parametri limnologici: tuttavia non mancano evidenti differenziazioni fra le due serie di dati, soprattutto in occasione di eventi di carattere eccezionale con le curve proposte dai modelli che evidenziano picchi molto pronunciati, sia verso l alto che verso il basso, per altro limitati nel tempo alla durata dell evento stesso. La presenza di queste irregolarità era già stata testimoniata dall andamento a denti di sega della memoria climatica, riconosciuta da Ambrosetti & Barbanti (1999) non solo nel Lago Maggiore ma anche in tutti i grandi laghi subalpini. Detti eventi, ancorché isolati, possono causare importanti stress all ecosistema lago; di qui la necessità di una ancora più dettagliata analisi degli eventi che portano a queste situazioni particolari. La già ricordata costante presenza di trends, in aumento o in diminuzione, nelle serie temporali sperimentali di quasi tutti i parametri limnologici, trends che risultano componenti fondamentali dei modelli di regressione proposti, sottolinea che, accanto agli impatti sul lago della variabilità meteorologica locale e delle fluttuazioni delle oscillazioni atlantiche, si riscontrano effetti legati ai cambiamenti climatici a livello globale: in particolare negli ultimi decenni va riconosciuto l incremento della temperatura atmosferica, della quale, anche la nostra indagine, ha evidenziato la forte incidenza sulle strutture termiche dei laghi Conclusioni Una delle conseguenze del riscaldamento climatico in atto potrebbe quindi essere l aumento del rischio di anossie delle acque. L azione del mutamento climatico globale gioca un ruolo non trascurabile nel condizionare i meccanismi interni all ecosistema e in particolare, la termodinamica di un lago profondo come il Maggiore. In particolare, il forcing a larga scala incide sui contenuti profondi dei grandi laghi, eventi che, a lungo termine, potranno anche contrastare gli sforzi che sono stati fatti per debellare gli effetti dell eutrofizzazione. Ai fini di valutare l effettiva portata dei forcing esterni, oltre alle variazioni climatiche, sulle quali è ancora aperta la discussione circa la loro effettiva portata e sulle cause che le generano, deve essere presa in considerazione anche la possibile incidenza di altre cause esterne, ad esempio le modificazioni ambientali. 28

30 2.3. General Lake Model Il modello General Lake Model (GLM; Hypsey et al., 2014) è un modello monodimensionale in grado di simulare il bilancio termico e idrologico di un lago e la stratificazione di corpi d acqua lentici. GLM calcola i profili verticali di temperatura, salinità e densità tenendo conto degli effetti di immissari ed emissari sul bilancio idrologico, sul riscaldamento delle acque e sul mescolamento (Fig. 2.7). Fig Schema del dominio di simulazione del modello GLM (Hypsey et al., 2014). In blu i dati di input e in nero i processi simulati. Durante l anno 2015, è stato sviluppato un modello monodimensionale del Lago Maggiore usando il GLM. In particolare, si sono sviluppate due versioni del modello: i) una versione a livello costante, per studiare fino a che punto trascurando gli apporti esterni dagli affluenti si riesca a riprodurre la struttura termodinamica del lago (considerando solo calore del Sole, calore sensibile, calore latente, calore emesso ad onda lunga); ii) una versione a livello variabile, in cui si è tenuto conto dell effetto degli affluenti, al fine di discutere la loro importanza nell evoluzione termodinamica del Lago Maggiore. I risultati mostrano che il modello a livello costante dà risultati soddisfacenti ma non è in grado di riprodurre il riscaldamento nell epilimnio profondo e nella parte superiore dell ipolimnio poiché esso dipende fortemente dagli affluenti, che si immettono in profondità in gran parte del lago. Di seguito alcuni risultati delle simulazioni con il modello a livello costante, per gli anni dal 2010 al

31 T [ C] T [ C] Fig Profilo di temperatura osservato e simulato con il modello GLM a lago costante, per la data 04/08/ Temperatures at 0 m depth /01/ /01/ /01/ /12/ /12/ /12/ /12/2015 Tacqua,mod [ C] Tacqua,oss [ C] Taria,oss [ C] Temperatures at 50 m depth /01/ /01/ /01/ /12/ /12/ /12/ /12/2015 Tacqua,oss [ C] Lineare (Tacqua,oss [ C]) Date Tacqua,mod [ C] Lineare (Tacqua,mod [ C]) Fig In alto la temperatura dell acqua osservata e simulata in superficie, messa a confronto con la temperatura dell aria. In basso temperatura dell acqua osservata e simulata a 50 m di profondità e linee di tendenza. Dalla Fig. 2.9 si può notare che l andamento della temperatura dell acqua è molto più regolare rispetto a quella dell aria a causa dell inerzia termica del lago. I risultati possono essere anche visualizzati sotto forma di Mappe di temperatura, prodotte con il package di R Lake Analyzer. 30

32 Fig Temperatura dell acqua osservata per il periodo Fig. 2.11: Temperatura dell acqua simulata per il periodo Si può notare che il modello ben riproduce le temperature osservate ed interpreta correttamente il formarsi stagionale della stratificazione. Si nota comunque che l andamento dei risultati del modello è più regolare di quello delle osservazioni poiché esso non simula le onde interne. Inoltre, nelle immagini riportate non sono mostrati gli effetti degli affluenti. Utilizzando il modello così calibrato, sarà possibile studiare gli effetti di alcuni scenari di cambiamento climatico, considerando in particolare un aumento lineare di temperatura dell aria di 4 C dal 2014 al 2081, così come previsto dall International Panel for Climate Change (IPCC). Questo permetterà di valutare la possibile evoluzione della struttura termica del lago, considerando in particolar modo il riscaldamento nell ipolimnio, il trend nella frequenza di mescolamento e nella memoria climatica. Bibliografia Ambrosetti, W. & L. Barbanti Deep water warming in lakes; an indicator of climatic change. J. Limnol., 58 (1): 1-9. Ambrosetti, W., Barbanti L. & N. Sala Residence time and Physical processes in lake. International conference on Residence Time in Lakes: Science, 31

33 Management, Education. September 29th- October 3rd Bolsena Viterbo, J. Limnol. 62 (Suppl.): Ambrosetti, W., L. Barbanti & A. Rolla The climate of Lago Maggiore area during the last fifty years. J. Limnol., 65 (Suppl. 1): 62 pp. Ambrosetti, W., L. Barbanti & E. A. Carrara Mechanism of hypolimnion erosion in a deep lake (Lago Maggiore, N.Italy). J. Limnol. 69 (1): Carrara, E.A., L. Barbanti & W. Ambrosetti Deep waters warming in Italian lakes: secular variation. Atti AIOL-Site. Ancona 2007: Hipsey, M. R., Bruce, L. C., Hamilton, D. P., GLM - General Lake Model: Model overview and user information. AED Report #26, The University of Western Australia, Perth, Australia. 42 pp. Lemmin, U. & A. Amouroux The influence of climate change on Lake Geneva. Verh. Internat.Verein. Limnol. 29: Livingstone.D.M Impact of secular climate change on the thermal structure of a large temperate central European lake. Climate change 57: Michalsky, J. & U. Lemmin Dynamics of vertical mixing in the hypolimnion of a deep lake: Lake Geneva. Limnol Oceanogr., 40 (4): Vollenweider, R.A Ueber oligomiktische Verhaltnisse des Lago Maggiore und einiger anderer insubrischer Seen. Mem. Ist. Ital. Idrobiol., 17:

34 3. INDAGINI SULL EVOLUZIONE DEL POPOLAMENTO ZOOPLANCTONICO: CONFRONTO CON I DATI PREGRESSI ANCHE ALLA LUCE DELLE MUTATE CONDIZIONI METEO CLIMATICHE. Roberta Piscia, Marina Manca 3.1. Il popolamento zooplanctonico Nel corso del 2015, come previsto dal programma di monitoraggio, i campioni sono stati prelevati con frequenza mensile presso il sito storico di campionamento, situato a centro lago lungo il transetto Ghiffa-Caldé, corrispondente alla zona di massima profondità del lago. I campioni sono stati raccolti con due campionatori di plancton di Clarke-Bumpus armati con reti a maglie di 76µm e 126µm di luce, trascinati lungo una traiettoria sinusoidale nello strato del pelago lacustre ove questi organismi vivono (0-50m). I campioni, fissati direttamente in barca con etanolo al 96%, sono stati analizzati al microscopio per l identificazione dei singoli taxa, per la determinazione della densità di popolazione e per la stima della biomassa. In aggiunta, sono stati prelevati, stagionalmente, campioni di organismi crostacei appartenenti al popolamento zooplanctonico pelagico, tramite retinate verticali nello strato 0-50m, con retini a maglie di 450 µm e 850 µm, al fine di determinare il fingerprint isotopico di carbonio ( 13 C ) e azoto ( 15 N ) nei singoli taxa e in pool di tre diverse frazioni dimensionali ( 450 µm, 450 X 850 µm e 850µm). Dall analisi dei dati appare evidente un esplosione demografica a partire dal mese di aprile, con un valore totale di densità di popolazione circa 9 volte quello dei mesi precedenti (67126 ind m -3 in aprile contro 7891 ind m -3, valore medio calcolato sul primo trimestre; Fig. 3.1). Fig Densità di popolazione dello zooplancton di rete nel corso del 2015 nel Lago Maggiore. 33

35 Il repentino aumento di densità numerica è risultato per i due terzi a carico della componente a rotiferi (43172 ind m -3 in Aprile, 2257 ind m -3 nel primo trimestre) e per un terzo a carico dei copepodi (22853 ind m -3 in aprile, 5482 ind m -3 nel primo trimestre). La densità di popolazione è risultata pressoché costante fino a giugno, con un leggero aumento in maggio, quando solitamente si registra il picco di densità numerica di Daphnia, per attestarsi attorno a valori compresi tra ind m -3 e ind m -3 nel trimestre luglio-settembre e decrescere nella parte finale dell anno. Analizzando nel dettaglio le singole componenti del popolamento a copepodi del pelago lacustre possiamo osservare una netta dominanza dei diaptomidi sui ciclopidi soprattutto da aprile a dicembre, ad eccezione del mese di agosto durante il quale il rapporto si inverte (Fig. 3.2 A e B). Le specie rinvenute tra i copepodi sono state, come di consueto, Cyclops abyssorum e Mesocyclops leukarti, per i ciclopidi, e Eudiaptomus padanus e Mixodiaptomus laciniatus, per i diaptomidi. Sia per i ciclopidi che per i diaptomidi a predominare numericamente sono stati gli stadi larvali, ovvero quelli naupliari e di copepodite. Gli stadi larvali dei ciclopidi hanno presentato uno sviluppo numerico a gradoni, con valori di densità numerica bassi nei primi tre mesi dell anno e negli ultimi due (valori compresi tra 1044 ind m -3 e 3481 ind m -3 ) e valori più alti durante i mesi centrali dell anno (compresi tra 4014 ind m -3 e 6916 ind m -3 ), fatto eccezione per il mese di agosto, quando si è osservato il picco massimo, pari a ind m -3 (Fig. 3.2 A). La densità di popolazione degli adulti dei ciclopidi è risultata altalenante con la predominanza di M. leukarti su C. abyssorum per quasi tutto l anno. In particolare, per M. leukarti sono stati osservati tre picchi di densità numerica di entità crescente ad aprile, luglio e settembre (466 ind m -3, 594 ind m -3 e 663 ind m -3, rispettivamente), intervallati da crolli della popolazione con valori prossimi allo zero. Nei diaptomidi l abbondanza numerica è risultata bassa solo nel primo trimestre (compresa tra 1956 ind m -3 e 4661 ind m -3 ), mentre durante il resto dell anno sono stati registrati valori alti, con due picchi massimi di simile entità a luglio e settembre (16990 ind m -3 e ind m -3, rispettivamente). Anche quest anno è stata osservata la netta predominanza di E. padanus su M. laciniatus, specie per alcuni anni non rinvenuta nel pelago lacustre successivamente all invasione di Eudiaptomus gracilis nel 2006 (Manca et al. 2007; Visconti e Manca 2010). Seppur presente con pochi individui per metro cubo, M. laciniatus è risultato perdurare più a lungo nel corso del 2015 (9 mesi nel 2015 contro 4 mesi nel 2014; Piscia e Manca 2014, 2015). Anche nel 2015 le specie di cladoceri rinvenute nel pelago lacustre (Fig. 3.3) sono state come di consueto Diaphanosoma brachyurum, Eubosmina longispina, Daphnia longispina galeata, Leptodora kindtii e Bythotrephes longimanus. Dalla figura 3.3 si evince una netta alternanza di specie nel popolamento a cladoceri del pelago lacustre. Si osserva, infatti, a partire da gennaio la quasi esclusiva presenza di Daphnia fino a Maggio, quando si realizza il picco massimo di densità con 6224 ind m -3, valore doppio rispetto agli anni 2013 e 2014 (Piscia e Manca 2014, 2015), seguito a giugno dal picco delle due specie di cladoceri predatori, Leptodora e Bythotrephes (188 ind m -3 e 341 ind m -3, rispettivamente). A partire da agosto, invece, è stato registrato un cambio nella composizione in specie del popolamento a cladoceri dello zooplancton di rete, con la dominanza dei particle feeders Eubosmina e 34

36 Diaphanosoma, la cui abbondanza è risultata aumentare gradualmente fino a novembre. A B Fig Densità di popolazione degli stadi adulti di ciclopidi (A) e diaptomidi (B) e dei relativi stadi naupliari e di copepodite nel corso del 2015 nel Lago Maggiore (i valori delle linee vanno riferite all asse di destra). 35

37 Fig Densità di popolazione dei cladoceri del lago Maggiore nel corso del I valori di B. longimanus e L. kindtii vanno riferiti all asse di destra. Anche quest anno nel popolamento a rotiferi dello zooplancton di rete si sono riaffermati come numericamente importanti gli stessi taxa identificati negli scorsi anni: Notholca acuminata-labis, Conochilus unicornis-hippocrepis, Synchaeta spp., Ploesoma spp., Asplanchna priodonta, Keratella spp., Polyarthra spp. e Kellicottia longispina (Fig. 3.4) Fig Densità di popolazione dei rotiferi appartenenti allo zooplancton di rete del Lago Maggiore nel corso del I valori delle linee vanno riferiti all asse di destra. 36

38 Anche per i rotiferi i primi tre mesi dell anno sono stati caratterizzati da una bassa densità numerica, con l avvio dell esplosione demografica in aprile e il perdurare fino a giugno di valori di densità di popolazione totale compresa tra ind m -3 e ind m -3, a carico prevalentemente di quattro taxa, Asplanchna, Conochilus, Synchaeta e Notholca. A giugno raggiungono la massima densità, sebbene con valori inferiori di circa un ordine di grandezza rispetto agli altri taxa presenti, anche Keratella, Polyarthra e Kellicottia. Il secondo semestre è stato invece caratterizzato da bassi valori di densità numerica con un valore medio pari a 6266 ind m -3. Da notare la presenza non trascurabile in questo periodo di Conochilus, solitamente osservata nei mesi primaverili Analisi degli Isotopi Stabili (SIA) Le analisi degli isotopi stabili di carbonio di carbonio ( 13 C ) e azoto ( 15 N ) hanno sostanzialmente confermato, anche quest anno, quanto già osservato negli anni precedenti (Fig. 3.5). Ovvero la tendenza dei diversi taxa ad avere un fingerprint isotopico del carbonio ( 13 C ) meno impoverito nel periodo estivo, e ad essere più arricchiti nell isotopo pesante dell azoto ( 15 N ) nel periodo autunno-inverno. I valori di 13 C di Daphnia, in virtù del suo comportamento alimentare non selettivo, sono stati utilizzati come di consueto come linea di base pelagica in quanto ben rappresentano le variazioni registrate dal materiale sestonico (Visconti e Manca, 2011). Le variazione del fingerprint isotopico di Daphnia da maggio 2015 a gennaio 2016 è stata ampia e solidale con quanto già osservato in passato (-31,62 13 C e N, -36,85 13 C e N, rispettivamente). I cladoceri sembrano insistere sulla stessa base alimentare tutto l anno eccetto che in autunno quando i valori di 13 C dei grandi predatori, Bythotrephes e Leptodora (-32,32 e -32,07, rispettivamente), si discostano significativamente da quelli di Daphnia (-34,79 ), utilizzati come linea di base, suggerendo l utilizzo da parte dei predatori anche di fonti alimentari alternative. Bythotrephes longimanus è risultato in tutte le stagioni leggermente più arricchito nell isotopo pesante dell azoto, rispetto all altro cladocero predatore, Leptodora kindtii. Essendo la differenza nel 15 N tra i due taxa piuttosto contenuta, possiamo ipotizzare non tanto una predazione diretta di Bythotrephes su Leptodora, quanto una diversa predilezione della seconda per prede caratterizzate da un più basso contenuto isotopico, come le grosse colonie di Conochilus, presenti per gran parte dell anno (Fig. 3.4), la cui matrice gelatinosa polisaccaridica può ospitare numerose cellule fitoplanctoniche (Manca e Comoli, 1995). L analisi del fingerprint isotopico dei cladoceri filter o particle feeders, ovvero Daphnia, Diaphanosoma ed Eubosmina ha mostrato una totale vicarianza di ruolo trofico di questi organismi, data la quasi completa sovrapposizione dei loro valori di 13 C e 15 N, eccetto che per Eubosmina in primavera, meno arricchita nell isotopo pesante dell azoto rispetto a Daphnia (0,65 15 N e 2,1 15 N, rispettivamente). Questo risultato è facilmente spiegabile sulla base della nota preferenza di Eubosmina per i cianobatteri azoto fissatori, caratterizzati da un basso arricchimento nell isotopo dell azoto (Leoni, 2016; Carpenter et al., 1999). 37

39 BYT LEP DIAP CYC DAPH CYC BYT DIAP primavera estate autunno inverno A 15 N 8 6 DIAP CYC CYC DIAP LEP DIAPH BYT BYT LEP DAPHEUBO LEP DAPH EUBO DAPH DIAPH C B N C Fig Segnali isotopici di carbonio e azoto dei diversi taxa zooplanctonici del Lago Maggiore nei 4 momenti stagionali (A) e nei pool delle frazioni 450µm, 450µm X < 850 µm e 850µm (B). BYT: Bythotrephes longimanus; DIAP: diaptomidi; DAPH: Daphnia hyalina-galeata; CYC: ciclopidi; EUBO: Eubosmina longispina; LEP: Leptodora kindtii; DIAPH: Diaphanosoma brachyurum. I copepodi, si sono distinti per una variazione molto contenuta, rispetto ai cladoceri, nei valori dei segnali isotopici di carbonio e azoto ( 13 C e 15 N ciclopidi da -33,38 a -37,09 e da 7,07 a 10,82, 13 C e 15 N diaptomidi da -34,12 a -36,28 e da 7,35 15 N a 11,17 15 N, rispettivamente), evidenziando la tendenza ad occupare una nicchia trofica ben definita. Inoltre, il contenuto isotopico molto simile sia di azoto che di carbonio di ciclopidi e diaptomidi in primavera ed estate, 38

40 sembrerebbe indicare una sorta di vicarianza tra questi due gruppi di organismi zooplanctonici pelagici. Il fingerprint isotopico del carbonio è stato solidale con quello di Daphnia in autunno, sia per i ciclopidi che per i diaptomidi, e in inverno solo per i diaptomidi, sottolineando, in questi periodi, l utilizzo di fonti alimentari comuni. In particolare, i valori di 13 C, costantemente molto negativi e caratteristici delle acque più profonde, suggeriscono una vera e propria separazione spaziale tra copepodi e cladoceri. Sono stati analizzati anche i segnali isotopici di 13 C e 15 N dei pool di tre frazioni dimensionali diverse: 450 µm, 450 X 850 µm e 850µm. Le analisi effettuate gli scorsi anni hanno dimostrato che il fingerprint isotopico dei pool di tutte le frazioni dimensionali considerate possono essere ricostruiti a partire dai valori di 13 C e 15 N dei singoli taxa pesati per il loro contributo percentuale in termini di biomassa (Bettinetti et al., 2014; 2015). Risulta pertanto possibile individuare quali taxa hanno maggiormente influenzato i valori rivelati dalle analisi. Solamente la frazione 450 X 850 µm in estate è risultata discostarsi dalla linea di base pelagica (-31,42 13 C e 6,15 13 C ) con valori rappresentativi del popolamento a copepodi (diaptomidi e ciclopidi), in quanto privata degli organismi di taglia maggiore ( 850µm), ovvero dei cladoceri predatori e degli adulti di Daphnia di grossa taglia. In primavera tutte le frazioni dimensionali sono risultate molto influenzate dal segnale isotopico dei consumatori primari, soprattutto di Daphnia, principale costituente del popolamento a crostacei di taglia superiore a 450 µm in maggio (Fig e 3.1.3). Discorso analogo può essere fatto per l autunno, quando il fingerprint isotopico nelle tre frazioni è stato maggiormente influenzato dalla cospicua presenza in termini di biomassa di Eubosmina e Diaphanosoma. Infine, in inverno i risultati sembrano ricalcare i segnali isotopici di carbonio e azoto di Daphnia, la frazione 450 µm, e di Bythotrephes e Leptodora la frazione 850 µm. Concludendo, complessivamente i risultati ottenuti nel corso del 2015 hanno confermato i pattern e le relazioni trofiche già osservate negli anni precedenti e in altri laghi (Visconti et al. 2014; Perga e Gerdaux, 2005; Fadda et al. 2014). Bibliografia Bettinetti R., E. Boggio, S. Quadroni, M. Manca, R. Piscia Contaminanti nello zooplancton. Indagini su DDT e sostanze pericolose nell ecosistema del Lago Maggiore. Programma Rapporto annuale Commissione Internazionale per la protezione delle acque italosvizzere (Ed.): Bettinetti R., E. Boggio, C. Dossi, M. Manca, R. Piscia Contaminanti nello zooplancton. Indagini su DDT e sostanze pericolose nell ecosistema del Lago Maggiore. Programma Rapporto annuale Commissione Internazionale per la protezione delle acque italosvizzere (Ed.): Carpenter E.J., J.P. Montoya, J. Burns, M.R. Mulholland, A. Subramaniam, D.G. Capone Extensive bloom of a N-fixing diatom/cyanobacterial association in the tropical Atlantic Ocean. Mar. Ecol. Prog. Ser., 185: Fadda A, R. Rawcliffe, B.M. Padedda, A. Lugliè, N. Sechi, F. Camin, L. Ziller, M. Manca Spatiotemporal dynamics of C and N isotopic signature of zooplankton: a seasonal study on a man-made lake in the Mediterranean region. Annales de Limnologie-International Journal of Limnology, 50(4):

41 Leoni B Zooplankton predators and prey: body size and δ13c and δ15n seasonality to investigate the pelagic food web of Lake Iseo (Italy). Journal of Limnology, in press. Manca, M. and P.Comoli, Seasonal changes in size of the feeding basket of Leptodora kindtii (Focke) in Lago Maggiore as related to variations in prey size selection. Limnology and Oceanography, 40(4): Perga M.E. and D. Gerdeaux Are fish what they eat all year round? Oecologia, 144(4): Piscia R., M. Manca Indagini sull evoluzione del popolamento zooplanctonico: confronto con i dati pregressi anche alla luce delle mutate condizioni meteoclimatiche. C.N.R.-I.S.E. Sede di Verbania Ricerche sull'evoluzione del Lago Maggiore. Aspetti limnologici. Programma triennale Campagna Commissione Internazionale per la protezione delle acque italo-svizzere (Ed.): Piscia R., M. Manca Indagini sull evoluzione del popolamento zooplanctonico: confronto con i dati pregressi anche alla luce delle mutate condizioni meteoclimatiche. C.N.R.-I.S.E. Sede di Verbania Ricerche sull'evoluzione del Lago Maggiore. Aspetti limnologici. Programma triennale Campagna Commissione Internazionale per la protezione delle acque italo-svizzere (Ed.): Visconti A., P. Volta, A. Fadda, A. Di Guardo, M. Manca Seasonality, littoral vs. pelagic carbon sources and stepwise 15 N-enrichment of pelagic food web in a deep subalpine lake: the role of planktivorous fish. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 71(3):

42 4. CARATTERISTICHE STRUTTURALI DELLE ASSOCIAZIONI FITOPLANCTONICHE NEL LAGO MAGGIORE ED EVOLUZIONE STAGIONALE DEI POPOLAMENTI Giuseppe Morabito e Martina Austoni Struttura dei popolamenti fitoplanctonici Lo schema dei campionamenti per il fitoplancton si è uniformato, anche per il 2015, alla serie storica dei campionamenti sul Lago Maggiore. Nella stazione al largo di Ghiffa sono stati effettuati, tra il 21 gennaio ed il 16 dicembre, 2015 sopralluoghi con prelevamento di campioni d'acqua nello strato 0-20 m, con frequenza mensile nei mesi di gennaio, febbraio, novembre e dicembre, all incirca quindicinale nella restante parte dell'anno. I campioni sono stati analizzati in laboratorio seguendo le tecniche già utilizzate negli anni passati, per quanto riguarda i conteggi, l'identificazione delle specie e il calcolo della biomassa (biovolume). La determinazione della concentrazione della clorofilla a e dei feopigmenti, sui campioni raccolti, è stata effettuata esclusivamente tramite determinazione fluorimetrica con sonda bbe-fluoroprobe, metodica più sensibile e meno soggetta ad errori dovuti a manipolazione e degradazione del campione. Il numero totale dei taxa censiti durante il 2015 è stato di 107 unità, praticamente equivalente al dato del 2014 (105) ed in linea con i valori misurati dal 2000 ad oggi, uguali o superiori alle 80 unità tassonomiche, come evidenziato nei rapporti precedenti. Nel 2015 il numero medio di specie per campione è risultato uguale a 42, inferiore all anno 2013, che rappresentò il valore massimo assoluto dal 1981 con 54 unità, ma analogo al dato del 2014 (43). Il numero di specie significative (dominanti in quanto concorrenti a formare almeno l'80 % del biovolume totale almeno una volta nel corso dell'anno) si è attestato sul valore di 40 specie: erano 41 nel Il perdurare di un numero elevato di specie dominanti nella comunità è indicativo di una ripartizione decisamente omogenea degli individui tra le specie presenti di volta in volta nel corso della successione stagionale e testimonia un alta biodiversità dell ambiente. Le classi con il maggior numero di taxa sono state diatomee e cianobatteri, presenti, rispettivamente, con 34 e 25 unità tassonomiche, seguite dalle cloroficee (22), con una ulteriore, leggera, flessione rispetto al 2014 (24): da anni ormai queste tre classi sono quelle maggiormente rappresentate tra il fitoplancton del Lago Maggiore, sebbene i rapporti reciproci di importanza, come numero di specie censite, possano subire delle leggere oscillazioni tra un anno e l'altro. Seguono, in ordine di importanza, le crisoficee, con 12 unità, le criptoficee e le dinoficee, che con 9 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 2015, con una dinamica simile a quella osservata negli ultimi anni: infatti, anche il 2015 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. 4.1). 41

43 L anno 2015 come l anno precedente, è stato caratterizzato da una costante e massiccia presenza di diatomee, nello specifico di Fragilaria crotonensis, largamente dominante da marzo a settembre (nel 2014 da gennaio a luglio), cui si sono unite Asterionella formosa e Synedra acus. Queste ultime due specie sono presenti rispettivamente da maggio ad agosto e da marzo ad agosto. Diatomee e cianobatteri hanno rappresentato (Fig. 4.1), come di consueto, i gruppi dominanti, sebbene, in estate, un contributo significativo sia venuto anche dai dinoflagellati con Ceratium hirundinella. Accanto a queste, merita una segnalazione la fioritura di Mougeotia sp., che ha raggiunto valori di biomassa superiori ai 5000 mm 3 m -3 nel mese di luglio: tale fioritura, seppure di breve durata, rappresenta una ripetizione dell evento occorso nella primavera-estate del Lo sviluppo dei popolamenti algali ha avuto inizio, nel 2015, già dal mese di gennaio con Fragilaria crotonensis e, in minor densità, con Diatoma tenuis, quest ultima sostituita da Asterionella formosa già nel mese di febbraio. Verso la metà di marzo abbiamo un primo picco di diatomee, ascrivibile ad Asterionella formosa, che perdura fino ad aprile, per essere poi sostituita da Fragilaria crotonensis, che perdurerà per gran parte dell anno, fino a novembre, con picchi in aprile e agosto. La prima fase di crescita delle diatomee è risultata, nel 2015 e come nell anno precedente, anticipata rispetto agli anni passati, probabilmente anche a seguito di condizioni meteorologiche particolarmente favorevoli, con temperature atmosferiche del periodo invernale superiori alla norma. Sulla dinamica del popolamento a diatomee è rilevante sottolineare come la concausa di questa costante dominanza nel 2015 potrebbe essere dovuta, ancora una volta, a eventi meteorologici eccezionali. Infatti, i mesi di gennaio e febbraio 2015 sono stati caratterizzati da precipitazioni al di sopra della media pluriennale, come si evince dal capitolo del presente rapporto, dedicato alla meteorologia dell areale lacustre. Inoltre, ricordiamo che nell autunno del 2014 si erano avute precipitazioni molto abbondanti, culminate con l evento alluvionale dei primi di novembre di quell anno. Come è stato osservato in rapporti precedenti e come evidenziato da uno studio sui fattori di controllo della crescita delle diatomee nel Lago Maggiore (Morabito et al., 2012), precipitazioni elevate possono apportare al lago notevoli quantità di silice, essendo il bacino del Lago Maggiore di natura silicea. 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 la produzione di questi organismi fino al tardo autunno. Il fenomeno è, peraltro, ben documentato nella letteratura scientifica (si veda, per es. Znachor et al., 2008). Da rilevare la totale assenza di Tabellaria flocculosa, la cui presenza appare maggiormente correlata a fattori fisici soprattutto a intensità del vento, piuttosto che a condizioni trofiche (Morabito et al., 2012). Le Cryptophyta danno un contributo durante tutto l anno con con Plagioselmis nannoplanctica e con Cryptomonas ovata durante il periodo estivo autunnale. Tra le Crysophyceae la presenza più significativa, durante l intero anno, è quella di Chrysochromulina parva. Ad eccezione della già citata fioritura di Mougeotia sp., l importanza delle Chlorophyceae risulta drasticamente ridotta: in pratica, delle 22 specie rinvenute solo Sphaerocystis schroeteri e Paulschulzia tenera contribuiscono, occasionalmente, con biomasse degne di nota. La serie dei dati relativi alla concentrazione della clorofilla a mostra i valori mediamente più alti nel periodo primaverile, con il massimo assoluto registrato il 14 aprile (9,17 mg m -3 ). 42

44 La crescita dei cianobatteri, ridotta durante la fase di fioritura delle diatomee, ha avuto il suo massimo sviluppo nella tarda estate, favorita anche dal mantenersi di temperature elevate e di condizioni climatiche favorevoli (Fig. 4.1): nel gruppo mantengono una certa importanza le Oscillatoriales del gruppo Planktothrix rubescens/agardhii, da anni elemento tipico della flora algale pelagica del Lago Maggiore, Aphanizomenon flos-aquae insieme a Tychonema bourellyi e ai generi Geitlerinema e Pseudoanabaena, mentre risultano trascurabili le Chroococcales di piccole dimensioni. Dolichospermum lemmermannii protagonista di estese fioriture nel passato recente, si è presentata anche nel 2015: presente già dai primi di luglio, ha il suo massimo sviluppo, peraltro alquanto modesto in valore assoluto, proprio nei mesi di luglio-agosto anziché nel periodo tardo estivo. Fig Biovolumi cumulati dei principali raggruppamenti sistematici per il I dati del 2015 confermano alcuni mutamenti osservati negli ultimi anni (presenza, tra le dominanti, di specie a carattere meso-eutrofo e riduzione di altre con esigenze oligotrofe), che farebbero pensare ad una tendenza verso un peggioramento qualitativo delle acque lacustri Variazioni della biomassa algale Dal 1981, cioè dall inizio del processo di oligotrofizzazione del Lago Maggiore si è osservata una diminuzione costante dei valori medi annui del biovolume complessivo del fitoplancton e della concentrazione della clorofilla a: nel 2004 questi parametri avevano mostrato un leggero aumento rispetto al 2003, ma nel 2005 si era osservato un nuovo decremento di entrambi i parametri, particolarmente evidente a carico del biovolume, che aveva raggiunto il valore minimo storico (dal 1981) con 43

45 0,62 cm 3 m -3. Nel 2015 il biovolume medio annuo è stato di 1,4 cm 3 m -3, con una concentrazione media annua della clorofilla a pari a 2,6 mg m -3. Come detto in precedenza, il 2015 è stato un anno caratterizzato dalla presenza costante e quasi esclusiva delle diatomee, di conseguenza la successione delle specie di diatomee riflette quasi esattamente la successione stagionale del fitoplancton. Nel 2015 anche la fase di successione primaverile delle diatomee ha mostrato alcune differenze rispetto al passato: Asterionella formosa e Diatoma tenuis hanno notevolmente ridotto la loro importanza nei mesi di marzo ed aprile, mentre è stata completamente assente Tabellaria flocculosa, a vantaggio di Fragilaria crotonensis largamente dominante da marzo a novembre (Fig. 4.2). Fig Biovolumi cumulati di entità sistematiche particolarmente significative per il Oltre a Fragilaria crotonensis, il popolamento a diatomee è stato caratterizzato dalla dominanza di Asterionella formosa e Diatoma tenuis. Notevolmente ridotto il peso delle centriche nei mesi primaverili: alcune specie di Cyclotella, insieme a Stephanodiscus minutulus, hanno mostrato un biomassa più consistente durante l estate, anche se non hanno mai raggiunto valori comparabili a quelli delle diatomee di maggiore taglia. La fase autunnale della successione vede nuovamente la dominanza di Fragilaria crotonensis. Per quanto riguarda gli altri gruppi algali, i cianobatteri raggiungono uno sviluppo degno di nota solo tra settembre ed ottobre, con il contributo di numerose specie, tra cui Snowella litoralis, e le Oscillatoriales, come Tychonema bourrellyi, Planktothrix rubescens/agardhii, Dolichospermum lemmermanni, Pseudoanabaena spp. e Geitlerinema cfr. acutissimum. Interessante la presenza di Aphanizomenon flosaquae, che raggiunge il massimo sviluppo nel mese di luglio. Questa specie, sebbene non sia mai stata rinvenuta con biomasse elevate, negli anni più recenti ha comunque mostrato un importanza crescente ed è sempre presente tra i cianobatteri quantitativamente significativi. Il suo incremento potrebbe essere spiegato sia 44

46 dall elevata tolleranza per le temperature alte (Pearl, 1988), che dalle preferenze trofiche di questa specie. Infatti, la letteratura scientifica descrive A. flos-aquae come una specie tipica di ambienti eutrofi (Hörnström, 1981; Reynolds et al., 2002) e particolarmente sensibile alla carenza di fosforo, anche se un recente studio comparato sul fitoplancton dei laghi profondi italiani (Salmaso et al., 2003) ha leggermente corretto precedenti indicazioni sulle preferenze trofiche di questo cianobatterio, associandolo più tipicamente ai bacini meso-eutrofi. Le Cryptophyta contribuiscono, in prevalenza, con la solita Plagioselmis nannoplanctica, presente lungo l'arco dell'intero anno e con Cryptomonas ovata (Fig. 4.2). Importante anche Katablepharis ovalis durante tutto l anno. La presenza delle Chrysophyceae in termini di biovolume è stata decisamente modesta: questo gruppo compete con le diatomee per i silicati e, quindi, la loro crescita potrebbe essere stata limitata dal forte sviluppo delle diatomee. Tra le Chrysophyceae solamente Chrysochromulina parva è presente tutto l anno nel gruppo delle dominanti. Per quanto riguarda l''importanza delle Chlorophyta si è scritto in precedenza dell'anomalo sviluppo di Mougeotia sp. e di quanto questo evento abbia condizionato la dinamica del fitoplancton nel corso del Questo organismo, con abbondanze relativamente basse, è sempre stato presente nel Lago Maggiore ed è estremamente comune in tutti i laghi profondi subalpini oligo-mesotrofi, a nord ed a sud delle Alpi, dove, occasionalmente, ha dato luogo a fioriture di una certa importanza: i fattori che ne controllano lo sviluppo, tuttavia, non sono stati completamente chiariti (Tapolczai et al., 2015). La presenza di altre cloroficee risulta modesta, nonostante la biodiversità elevata: tutte le specie rinvenute sono presenti con biovolumi trascurabili. Anche i dati raccolti nel corso del 2015 hanno confermato alcune tendenze osservate nel triennio e già in atto dal quinquennio precedente: in alcuni casi questi fenomeni (comparsa di specie mesotrofe, sviluppo di fioriture) devono indurre a mantenere alta la soglia di attenzione sui cambiamenti recenti in corso nel Lago Maggiore. Bibliografia Hörnström, E Trophic caracterization of lakes by means of qualitative phytoplankton analysis. Limnologica, 13: Morabito, G., A. Oggioni & M. Austoni Resource ratio and human impact: how diatom assemblages in Lake Maggiore responded to oligotrophication and climatic variability. Hydrobiologia, 698: Pearl, H.W Growth and reproductive strategies of freshwater blue-green algae (cyanobacteria). In: C.D. Sandgren (Ed.), Growth and reproductive strategies of freshwater phytoplankton. Cambridge University Press: Reynolds, C.S., V. Huszar, C. Kruk, L. Naselli-Flores & S. Melo Towards a functional classification of freshwater phytoplankton. J. Plankton Res., 24: Salmaso, N., G. Morabito, R. Mosello, L. Garibaldi, M. Simona, F. Buzzi & D. Ruggiu A synoptic study of phytoplankton in the deep lakes south of the Alps (lakes Garda, Iseo, Como, Lugano and Maggiore). J. Limnol., 62: Tapolczai K., O. Anneville, J. Padisák, N. Salmaso N, G. Morabito, T. Zohary, R. D. Tadonléké, F. Rimet Occurrence and mass development of Mougeotia spp. (Zygnemataceae) in large, deep lakes. Hydrobiologia; 745 (1):

47 Znachor, P., E. Zapomelova, K. Rehakova, J. Nedoma, & K. Simek The effect of extreme rainfall on summer succession and vertical distribution of phytoplankton in a lacustrine part of a eutrophic reservoir. Aquatic Sciences, 70:

48 5. IL CARBONIO ORGANICO NEL LAGO MAGGIORE: TENDENZA EVOLUTIVA, ORIGINE E CARATTERISTICHE QUALITATIVE Cristiana Callieri, Mario Contesini, Roberto Bertoni 5.1. TOC (Total Organic Carbon) La concentrazione di Carbonio Totale Organico e Inorganico (rispettivamente TOC e TIC) è stata valutata analiticamente su campioni di acqua di lago prelevati con frequenza mensile alla stazione di massima profondità (Ghiffa) a 10 profondità scelte in modo da ottenere un profilo di questa variabile lungo la colonna d'acqua. Come in passato le misure di TOC sono state effettuate, previa filtrazione del campione su rete con maglie da 126µm, con un analizzatore Shimadzu 5000, dotato di autocampionatore, nel giorno stesso del prelievo. Nella Fig. 5.1 A e B è presentata rispettivamente l evoluzione temporale del TOC e del TIC nelle zone fotica ed afotica del Lago Maggiore nel La concentrazione di TOC (Fig. 5.1 A) è stata massima nello strato 0-20 m nel periodo estivo e autunnale per poi decrescere rapidamente negli ultimi mesi dell anno. La concentrazione massima, misurata nella zona fotica in ottobre, è stata di 1.42 mg L -1, valore di poco superiore al massimo dello scorso anno in settembre (1.26 mg L -1 ). Nell'ipolimnio la concentrazione del TOC si è mantenuta su valori prossimi a quelli dell'anno precedente, con valori più elevati tra febbraio e marzo, cioè nell'inverno limnologico quando il rimescolamento tra strati superficiali e profondi è massimo. Fig Evoluzione stagionale della concentrazione di Carbonio Totale Organico (TOC, pannello A) e Inorganico (TIC, pannello B) negli stati 0-20 m e m nel Lago Maggiore nel corso del

49 Esaminando la concentrazione del TIC (Fig. 5.1 B) si può constatare che nel Lago Maggiore il carbonio inorganico non è mai limitante poiché la sua concentrazione è sempre di un ordine di grandezza superiore a quella del TOC. E comunque evidente la diminuzione di TIC e il corrispondente aumento di TOC negli strati più superficiali nei mesi di maggior produzione autotrofa. Il più elevato consumo biologico di TIC negli strati fotici concorre con le diverse condizioni fisiche e biologiche dell'ipolimnio a determinare le più elevate concentrazioni di TIC misurate negli strati profondi TEP (Transparent Exopolymeric Particles) Lo studio quantitativo del TEP nel Lago Maggiore lungo il profilo verticale e nelle diverse fasi stagionali può dare indicazioni utili sulle sostanze polimeriche extracellulari di natura glucidica che, rilasciate nell ambiente dalle alghe e dai batteri, tendono a costituire aggregati ed a formare mucillagini e/o schiume in occasione anche di fioriture algali. I campioni sono stati prelevati nella stazione di massima profondità (Ghiffa) a 10 profondità: superficie, 5m, 10m, 15m, 20m, 50m, 100m, 200m, 300m, 350m ed inoltre si è analizzato un campione integrato 0-20m per caratterizzare la zona epilimnetica ed uno m per quella ipolimnetica. La metodica utilizzata è stata quella descritta da Passow e Alldredge (1995) con la quale le TEP sono colorate con alcian blu, un colorante cationico idrofilo che si lega ai lipopolisaccaridi. Si sono usate membrane in policarbonato con pori da 0.4 µm sulle quali si sono filtrati i campioni d acqua ad un vuoto di 150 mm Hg e si sono colorate le particelle con 500 µl di una soluzione acquosa di alcian blu (8GX) allo 0.02% in acido acetico 0.06%. I filtri sono stati poi immersi in 6 ml di una soluzione al 80 % di acido solforico per 2 ore. L assorbanza veniva misurata a 787 nm in una cuvetta di 1 cm e il valore del bianco (costitutito da un filtro colorato con alcian blu) veniva sottratto alla misura. La concentrazione di TEP veniva poi ottenuta tramite una curva di calibrazione con gomma xantano ed espressa come gomma xantano (GX) equivalenti (µg GX eq L -1 ). Nella Tabella 5.1 sono riportati i dati di TEP e di TOC della zona epi ed ipolimnetica nel Tabella 5.1. Concentrazioni di TEP e TOC (µg/l), % di TEP nel TOC nelle zona eufotica e afotica del Lago Maggiore nel m TEP (µgc/l) TOC (µgc/l) %TEP Chl (µg/l) 11/02/ /05/ /10/ /09/ /10/ m 11/02/ /05/ /10/ /09/ /10/

50 Si osserva che la TEP nell ipolimnio è presente a concentrazioni molto basse (Fig. 5.2) o è assente, perché è nella zona trofogenica, eufotica che si produce questo materiale. Le variazioni stagionali del TEP seguono quelle del TOC e possono arrivare anche al 20% del carbonio organico totale, come media dello strato 0-20 m. Fig Profili verticali della concentrazione di TEP (µg/l) lungo la colonna d'acqua del Lago Maggiore nel CDOM (Chromophoric Dissolved Organic Matter) La valutazione differenziale della componente autoctona, a basso peso molecolare, e di quella terrigena alloctona, ad alto peso molecolare, è stata effettuata con frequenza stagionale con stime dell'abbondanza relativa di CDOM (Chromophoric Dissolved Organic Matter) da spettri di assorbimento a specifiche lunghezze d'onda. Il rapporto dello spettro (Spectral Ratio, SR) nelle regioni a lunghezza d onda più corta ( nm) e più lunga ( nm) è inversamente correlato al peso molecolare medio del DOM (Helms et al. 2008) e assume valori tanto più elevati quanto più nel DOM sono abbondanti le molecole a basso peso molecolare (autoctone) rispetto a quelle ad alto peso molecolare (alloctone). Quindi al crescere del peso molecolare SR diminuisce per la maggior assorbanza del CDOM ad alto peso molecolare a lunghezza d onda più lunghe. (Chen et al 2011, Cory et al. 2011). Nella Fig. 5.3 sono presentati i valori di SR misurati nel corso del 2015 nelle diverse stagioni. SR ha assunto valori inferiori o uguali ad 1 in febbraio, mostrando l origine prevalentemente alloctona del CDOM presente in quelle stagioni. Già a maggio SR assume valori superiori ad 1 nei primi 10 m dove la produzione autoctona 49

51 autotrofa ha già immesso DOM a basso peso molecolare. Nei mesi estivi ed autunnali la situazione si modifica decisamente ed SR assume valori superiori ad 1 in tutta la colonna d acqua documentando la presenza di sostanza organica autoctona, a basso peso molecolare, derivante dalla produzione algale epilimnica. Questo è particolarmente evidente in luglio quando in superficie il valore di SR arriva ad Nell ipolimnio SR è si mantiene sempre inferiore o di poco superiore all unità dimostrando la prevalenza di CDOM ad alto peso molecolare negli strati profondi del lago. Fig Profili verticali dello Spectral Ratio (S R) del CDOM lungo la colonna d'acqua del Lago Maggiore nel 2015 La valutazione di SR ha confermato l origine prevalentemente autoctona della sostanza organica presente nel Lago Maggiore nei periodi di maggior produzione fitoplanctonica ed ha mostrato la validità di questo parametro per il fingerprinting delle sorgenti di DOM. Bibliografia Chen H., B. Zheng, Y. Song, Y. Qin Correlation between molecular absorption spectral slope ratios and fluorescence humification indices in characterizing CDOM. Aquat. Sci. 73: Cory R.M., E.W. Boyer, D.M. McKnight Spectral Methods to Advance Understanding of Dissolved Organic Carbon Dynamics. In: Forested Catchments Forest Hydrology and Biogeochemistry. Eds Levia D. F., Carlyle-Moses D., Tanaka T. Springer Netherlands. vol. 216: Helms J.R., A. Stubbins, J.D. Ritchie, E.C. Minor, D.J. Kieber, K. Mopper Absorption spectral slopes and slope ratios as indicators of molecular weight, 50

52 source, and photobleaching of chromophoric dissolved organic matter. Limnol. Oceanogr. 53:

53 6. PRESENZA E DISTRIBUZIONE DI BATTERI ANTIBIOTICO RESISTENTI NELLE ACQUE DEL LAGO MAGGIORE Gianluca Corno, Andrea Di Cesare, Ester Eckert, Mario Contesini, Roberto Bertoni Geni di ABR e Lago Maggiore La presenza in ambiente di batteri non-patogeni resistenti agli antibiotici è un problema sanitario di primaria importanza. Questi batteri, non pericolosi per l uomo, possono essere tramite di geni specifici, e quindi indurre resistenza agli antibiotici, in batteri patogeni di origine alloctona che sono presenti nelle acque in ambienti antropizzati come il Lago Maggiore, risultando in un potenziale grave rischio per la salute umana e per l utilizzo dell acqua. Un batterio assume la possibilità di sopravvivere in presenza di antibiotici attraverso l acquisizione e l attivazione di geni e di pathways molecolari specifici che possono essere prodotti da stress ambientali (per esempio l impatto dei raggi ultravioletti che provocano mutazioni casuali che si risolvono nello sviluppo di geni funzionanti), dalla presenza di organismi che producono antimicrobici (come nel caso delle resistenze ad antibiotici naturali, molto diffuse nei popolamenti batterici ambientali) e per via dell esposizione all antibiotico dei batteri che vivono nei pressi di scarichi urbani, agricoli e industriali (ed è questo il caso più grave perché le resistenze sviluppate sono ad antibiotici sintetici o semisintetici, utilizzati in ambito medico, ospedaliero e veterinario). La nostra attività si concentra su questo ultimo e più pericoloso gruppo, quantificando i geni di resistenza ai principali gruppi di antibiotici di uso comune (medico e veterinario) nei popolamenti batterici del Lago Maggiore. Un attività comparabile è portata avanti dall EAWAG sul Lago di Ginevra (Progetto Antibiotic resistance as an emerging environmental contaminant, Czekalski et al., 2012; 2014) e analisi sulla presenza di batteri antibiotico resistenti nei tributari del Lago di Costanza sono alla base del progetto SchussenAktivplus dell Università di Tübingen (Triebskorn and Hetzenaue,r 2012; Triebskorn et al. 2013): entrambi questi studi stanno evidenziando la presenza e la potenziale pericolosità di importanti popolamenti di batteri antibiotico-resistenti nelle acque dei due laghi oggetto di studio. Dal 2016 anche il Lago di Lugano è monitorato per la presenza di geni di antibiotico resistenza dalla SUPSI nel quadro del monitoraggio predisposto dal nuovo piano CIPAIS Le acque di scarico civili agricole ed industriali della Val d Ossola, del Canton Ticino e della zona del Basso Verbano confluiscono nel Lago Maggiore e seppur trattate in modo corretto la loro introduzione è causa diretta o indiretta della formazione di antibiotico-resistenze, in quanto ad oggi non esistono trattamenti specifici per la rimozione di antibiotici dai reflui, come confermato dagli studi sugli efflussi del depuratore di Losanna nel Lago di Ginevra (Czekalski et al., 2014) e di quelli dei depuratori di Verbania e Cannobio nel Lago Maggiore (Di Cesare et al., 2016). Sebbene i dati sull utilizzo, ancora oggi massivo (nell ordine di 105 tonnellate per anno nella sola Svizzera, fonte FEDESA) di antibiotici confermino un costante calo nell ultimo decennio in Canton Ticino e una situazione di consumi grossomodo 52

54 stabili per Regione Piemonte e Regione Lombardia (AIFA, 2009), sia nel settore medico che in quello veterinario, dati contrastanti arrivano da specifiche analisi sulle vendite (che negli ultimi anni sono caratterizzate anche da un mercato diretto, generalmente elettronico, in gran parte illegale) e da studi sulla presenza di batteri antibiotico resistenti negli ospedali così come nei prodotti agricoli e zootecnici (per esempio la presenza di stafilococchi aurei meticillino-resistenti nei suini da macello ha registrato in Svizzera nel 2012 un aumento dal 5,6 al 18% a fronte di una diminuzione delle vendite di antibiotici nel settore zootecnico di circa l 1% e di oltre l 8% nel settore medico, ARCH-Vet., 2012). Un rapporto tra antibiotici utilizzati in veterinaria e antibiotici utilizzati in cure mediche è molto difficile da ottenere, proprio per la poca affidabilità dei dati a disposizione. Inoltre, quantificare la presenza diretta di antibiotici nelle acque del lago è quasi impossibile, data la grande varietà di differenti antibiotici prodotti e date le loro bassissime concentrazioni in acqua, è però possibile quantificarne l impatto sulla comunità batterica, in termini di sviluppo di batteri resistenti, che sono poi anche la fonte di potenziale rischio. A partire dal 2013, il CNR-ISE monitora la presenza di geni di antibioticoresistenza per gli antibiotici di uso più comune nella comunità batterica acquatica, in 4 stazioni, due pelagiche (Ghiffa, punto di massima profondità del Lago; e Pallanza, Bacino Borromeo), e due litorali (Ascona ed Arona). Le stazioni sono caratterizzate da diverso impatto antropico: Ghiffa subisce indirettamente (attraverso correnti, navigazione, venti e trasporto attraverso organismi più grandi) l effetto delle attività umane a riva, e quindi dell inquinamento da antibiotici, mentre le altre tre stazioni sono caratterizzate da un impatto diffuso e costante, con punte di utilizzo nella stagione estiva quando le rive in prossimità dei punti di campionamento sono ampiamente utilizzate per scopi ricreativi Valutazione della presenza di geni di antibiotico-resistenza (ABR) nell anno 2015 L attività periodica di campionamento nei Punti di Ghiffa e Pallanza si è svolta a partire da gennaio 2015 con cadenza mensile, mentre i punti di Arona ed Ascona sono stati campionati 4 volte durante il 2015, con cadenza stagionale. I campioni sono stati raccolti come campione integrato degli strati d acqua compresi tra 0 e 20 metri (ponendo particolare cura nell evitare di contaminare il campione con frazioni di sedimento e quindi, quando necessario, limitandosi alla frazione 0-1 metro sopra al fondo). Una volta prelevati, i campioni sono stati quindi posti a 4 C e trasportati nei laboratori dell ISE dove sono stati prefiltrati su retino da 10 μm per eliminare organismi di taglia superiore ed i batteri concentrati su filtri Nucleopore da 0.22 μm. Per ogni filtro, in dipendenza della stagione e quindi della biomassa microbica, è stato possibile concentrare tra 500 e 1500 ml di campione. Dai filtri è stato poi estratto il DNA batterico totale, poi mantenuto a -20 C. Attraverso l amplificazione tramite polimerase chain reaction (PCR) di frammenti di DNA unici nella loro composizione e specifici di singoli geni di ABR è stato possibile valutare la presenza degli stessi nei vari campionamenti. I protocolli di PCR utilizzati sono quelli standard per ciascun gene ed il risultato è stato valutato qualitativamente dopo aver migrato elettroforeticamente il frammento in gel, averlo evidenziato in fluorescenza (SybrGreen, Biorad). L amplicone è stato quindi visualizzato in gel attraverso un sistema GelDoc (Biorad). Solo i campioni nei 53

55 quali la corsa dell amplicone è risultata priva di segnale di fondo, e l unica banda presente era relativa alla dimensione attesa sono stati considerati come positivi. I geni analizzati durante il 2015 (terzo anno di monitoraggio intensivo) coprono le famiglie di antibiotici di uso più comune nell ultimo decennio in Italia ed in Svizzera: beta-lattamici, fluorochinoloni, sulfamidici, tetracicline, aminoglicosidi e dal 2015 anche macrolidi (Tab. 6.1). In totale è stata valutata la presenza di 12 geni, includendo il gene int1 che, per quanto non specifico per una particolare ABR, è associato ad un elemento, l integrone 1, spesso associato a sviluppo di ABR a diversi agenti antimicrobici (Hall & Stokes, 1993). Tabella 6.1. Antibiotico resistenze testate nel Lago Maggiore, molecole correlate, e dati sul consumo in Italia (Rapporto EFSA e ECDC, 2011). *dati percentuale sul totale utilizzato (valori riferiti al consumo totale che include sia il settore ospedaliero che le cure mediche di base). Famiglia di antibiotici Utilizzo medico in Italia nel 2011* Tetracicline 1.74 Sulfamidici 1.31 Beta-lattamici Utilizzi più comuni Pollame, ovini e suini. Cure mediche di base. Bovini, suini, pollame, acquacoltura. Ospedaliero, cure base. Bovini e suini. Fluorochinoloni Ospedaliero. Pollame di Gene testato per CIPAIS tet A tet M tet B sul II bla CTX bla SHV bla TEM qnr S qnr A Aminoglicosidi 2.85 Vario str B Macrolidi Ospedaliero, cure di base. ermb int 1 I risultati relativi alle analisi per il 2015 dimostrano la presenza di un numero significativo di geni di ABR nelle acque del Lago Maggiore (Fig. 6.1). Questo dato è coerente con i dati a disposizione per i grandi laghi subalpini e con quanto già osservato nel Lago Maggiore nel 2013 e nel 2014, ma pone una necessità di analisi e di comprensione del rischio fino ad oggi mai presa in considerazione nella gestione della risorsa idrica. Nel dettaglio, durante l arco del 2015, ABR ad antibiotici beta-lattamici (i più utilizzati in ambito umano) sono stati riscontrati in campioni singoli nei 4 siti di riferimento (gene blactx-m) principalmente durante la prima parte dell anno (Fig. 6.1) o sono risultati assenti nei popolamenti batterici del Lago (geni blatem e blashv). La presenza del gene blactx-m non sembra legata a particolari eventi climatici o di generale impatto sul Lago, anche se una sorta di stagionalità sembra comparire specialmente per il sito pelagico di Ghiffa. Per questa ragione analisi più dettagliate ed una serie temporale più lunga permetteranno una valutazione più completa dei dati, in ogni caso è da notare un incremento di gene blactx-m rispetto agli anni scorsi, dato di per se preoccupante in quanto questo gene è indicatore di impatto da parte delle attività umane. 54

56 Ghiffa Pallanza Ascona Pallanza Ghiffa Resistenza β-lattamici Macrolidi Sulfamidici Tetracicline β-lattamici Macrolidi Sulfamidici Tetracicline Gene blactx ermb sul2 teta blactx ermb sul2 teta Gen Feb Mar Apr Mag Giu Lug Ago Set Ott Nov Dic Arona 5km Gene ABR assente Gene ABR presente Dato mancante Geni ABR assenti in tutti i capioni: blatem, blashv, tetb, tetm, strb, qnra, qnrs β-lattamici Macrolidi Sulfamidici Tetracicline β-lattamici Macrolidi Sulfamidici Tetracicline blactx ermb sul2 teta blactx ermb sul2 teta Fig Presenza di geni di ABR nei vari siti campionati nell anno Il gene di resistenza ai sulfamidici (sulii) è invece stato riscontrato sia nei siti di monitoraggio mensile di Ghiffa (pelagico) e di Pallanza che in quelli a campionamento stagionale di Arona e Ascona in ogni stagione. La presenza costante e massiva di geni di ABR ai sulfamidici è comune ad altri laghi (e.g. Ginevra) e non è correlata all utilizzo di questa famiglia di antibiotici sull uomo, in quanto i sulfamidici, largamente utilizzati fino agli anni 60, sono oggi prescritti in casi molto particolari ed hanno un utilizzo limitato. L impiego di sulfamidici in zootecnia è invece massivo, specialmente nel trattamento di bovini e altri grandi mammiferi ed in acquacoltura. Interessante notare un decremento di sulii nella stazione pelagica di Ghiffa, rispetto agli anni Anche i geni di resistenza alle tetracicline, antibiotici ampiamente utilizzati in zootecnia e anche, seppur con minor preponderanza, nelle cure di base e ospedaliere per esseri umani, sono presenti in misura consistente nei campioni analizzati: il gene teta è stato stagionalmente riscontrato in tutti i campioni, specialmente nei siti litorali di Pallanza, Arona ed Ascona. Il gene tetb è risultato non presente in tutti i campioni, anche in questo caso in accordo con i dati prodotti dai programmi di analisi effettuati su altri grandi laghi europei, per questa ragione a partire da luglio 2014 non è stato più monitorato. Tutti i campioni analizzati sono inoltre risultati negativi rispetto alla presenza di fluorochinoloni (qnrs). Si è invece riscontrata la presenza di ermb, gene di resistenza ai macrolidi. Data la sua specificità, e la potenziale forte correlazione con attività umane si è deciso di quantificarlo al posto del gene strb di resistenza agli aminoglicosidi, che negli anni non ha presentato elevati valori ne importanti oscillazioni. ermb è risultato presente nella gran parte dei campioni analizzati con la sola eccezione di Ghiffa nella prima parte del

57 I risultati ottenuti, oltre a porre l attenzione su un tema a lungo sconosciuto ed oggi di rilevanza preminente, ci hanno portato a ricercare un dato più preciso riguardo all effettiva consistenza del numero di geni presenti, e quindi dell importanza della contaminazione. Per questa ragione, anche nel 2015, abbiamo applicato analisi di qpcr (PCR quantitativa) ai geni teta di resistenza alle tetracicline, sulii (solfamidici), blactx-m (betalattamici) e, come detto, ermb (macrolidi) presenti nella gran parte dei campioni, e per gli ultimi due, di elevato interesse in quanto più direttamente correlabili a contaminazioni da parte dell uomo Quantificazione dei geni di resistenza La quantificazione dei geni teta, sulii, blactx-m ed ermb è stata effettuata attraverso analisi in PCR quantitativa (qpcr). Il DNA estratto da ogni campione è stato purificato e quantificato. Il protocollo di qpcr utilizzato prevede l uso di homemade standard per la definizione di un limite soglia per la quantificazione del segnale (Bustin et al., 2009). Per le analisi è stato utilizzato un termociclatore Biorad CTX Connect, con chimica SSO Advanced (Biorad) in SybrGreen. I valori di amplificazione dei diversi geni sono stati poi rapportati ai valori di amplificazione del gene 16S rrna, gene conservativo delle cellule procariotiche che può essere considerato un proxy del numero totale di cellule batteriche, ma sono stati anche validati come numero assoluto di copie di ogni singolo gene per millilitro, in modo da evitare errori legati alla variabilità del numero di copie di 16S rrna nei diversi batteri. I risultati ottenuti dimostrano la presenza, in termini significativi dei quattro geni quantificati (Fig. 6.2). Il solo gene ermb non è mai risultato quantificabile con qpcr, pur essendo presente nella grande maggioranza dei campioni analizzati. Il gene teta è risultato quantificabile, e quindi relativamente abbondante, in almeno due campioni in ogni stazione di campionamento nel 2015, confermandosi costitutivo nei popolamenti batterici del Lago Maggiore, senza pattern spaziali significativi, con concentrazioni che possono raggiungere i geni presenti per milione di cellule batteriche, equivalente in alcuni casi a circa di geni per millilitro (Fig. 6.2). Questo valore è paragonabile ai valori per il gene sulii misurati a Pallanza che si conferma la stazione dove questo gene raggiunge le concentrazioni più significative. Proprio nella stazione di Pallanza si è purtroppo misurata un elevata concentrazione di geni di resistenza a betalattamici (blactx-m) che richiede ulteriori analisi per essere eventualmente confermata nei prossimi anni (Fig. 6.2). Questi valori, in assoluto i più elevati misurati per qualsiasi gene nel 2015, con un picco estivo ben definito possono essere riferiti ad un inquinamento puntuale, ma potrebbero anche essere l indicazione di un cambiamento del resistoma del Lago maggiore verso resistenze agli antibiotici di più largo consumo e, purtroppo, anche di ultima generazione. A Ghiffa, nella stazione pelagica, possiamo osservare una situazione in cui la prima parte dell anno è caratterizzata da una elevata presenza di geni di resistenza nel popolamento batterico, mentre nella seconda parte del 2015 si ha un calo drastico delle abbondanze ed in alcuni casi (blactxm e sulii) la scomparsa quasi assoluta del gene. 56

58 Fig Misura dell incidenza dei diversi geni di resistenza nei popolamenti microbici del Lago Maggiore durante l anno Il gene ermb, quantificato per la prima volta nel 2015, ed indicatore di resistenza potenziale ai macrolidi, un altro gruppo di antibiotici di uso umano di grande importanza, risulta presente in tutte le stazioni, ma in quantità molto limitate, al di 57

59 sotto del limite di quantificazione. Per questo gene prevediamo ulteriori analisi nei prossimi anni. Bibliografia AIFA Rapporto sull uso dei farmaci antibiotici nelle regioni italiane. Agenzia Italiana del Farmaco. 1: ARCH-Vet Rapporto sulla vendita di antibiotici in medicina veterinaria e sul monitoraggio della resistenza agli antibiotici negli animali da reddito in Svizzera. Dipartimento federale dell interno DFI, Ufficio federale di veterinaria UFV Bustin S.A., V. Benes, J.A. Garson, J. Hellemans, J. Huggett, M. Kubista, R. Mueller, T. Nolan, M.W. Pfaffl, G.L. Shipley, J. Vandesompele & C.T. Wittwer The MIQE guidelines: minimum information for publication of quantitative real-time PCR experiments. Clinical Chemistry, 55: Czekalski N., T. Berthold, S. Caucci, A. Egli and H. Bürgmann Increased levels of multiresistant bacteria and resistance genes after waste water treatment and their dissemination into Lake Geneva, Switzerland. Frontiers in Microbiology, 3: 106, doi: /fmicb Czekalski N., E. Gascón Díez and H. Bürgmann Wastewater as a point source of antibiotic-resistance genes in the sediment of a freshwater lake. ISME Journal advance online publication, March 6, 2014; doi: /ismej Di Cesare A., E.M. Eckert, S. D'Urso, R. Bertoni, D.C. Gillan, R. Wattiez and G. Corno Co-occurrence of integrase 1, antibiotic and heavy metal resistance genes in municipal wastewater treatment plants. Water Research, 94: EFSA & ECDC European Union summary report on antimicrobial resistance in zoonotic and indicator bacteria from animals and food in the European Union in EFSA Journal, 9(7): FEDESA Rapporto sull utilizzo di antibiotici in medicina e veterinaria nell Unione Europea. Federazione Europea della Salute Animale. Hall R.M. & H.W. Stokes Integrons: novel DNA elements which capture genes by site-specific recombination. Genetica, 90: Triebskorn R. & H. Hetzenauer Micropollutants in three tributaries of Lake Constance, Argen, Schussen and Seefelder Aach: a literature review. Environmental Sciences Europe: 24. Triebskorn R., K. Amler, L. Blaha, C. Gallert, S. Giebner et al SchussenAktivplus: reduction of micropollutants and of potentially pathogenic bacteria for further water quality improvement of the river Schussen, a tributary of Lake Constance, Germany. Environmental Sciences Europe:

60 7. EVOLUZIONE STAGIONALE E A LUNGO TERMINE DELLE CARATTERISTICHE CHIMICHE DEL LAGO MAGGIORE E BILANCIO DEI NUTRIENTI A LAGO (AZOTO E FOSFORO) Michela Rogora, Paola Giacomotti, Arianna Orrù, Gabriele A. Tartari Chimica di base e contenuto ionico delle acque lacustri I campionamenti per le analisi chimiche nel 2015 sono stati eseguiti con frequenza mensile in corrispondenza del punto di massima profondità del Lago Maggiore (bacino di Ghiffa) alle profondità di 0, -5, -10, -20, -30, -50, -100, -150, - 200, -250, -300, -360 metri. Su tutti i campioni raccolti sono stati determinati ph, conducibilità, alcalinità, ossigeno disciolto e nutrienti (fosforo reattivo e totale, azoto ammoniacale, nitrico e totale, silicati). In due momenti stagionali (marzo e settembre) sono stati determinati anche l azoto nitroso ed i principali anioni e cationi e nel campionamento di marzo anche i principali elementi in traccia in ICP-OES (Al, As, Ba, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Li, Mn, Ni, Pt, Pb, Se, Sr Ti, V, Zn). Le analisi sono state eseguite presso il laboratorio di idrochimica del CNR ISE di Verbania, con le metodiche analitiche in uso presso il laboratorio ed utilizzate nel corso delle precedenti campagne sul Lago Maggiore. Il laboratorio adotta regolarmente controlli di qualità sia interni (es. utilizzo carte di controllo, verifica del bilancio ionico, confronto conducibilità misurate e calcolate) che esterni (es. analisi di campioni certificati, partecipazione ad esercizi di intercalibrazione), per garantire la qualità dei dati prodotti e la loro confrontabilità nel tempo. Le informazioni sulle metodiche analitiche e sui controlli di qualità adottati nel laboratorio sono disponibili al sito web Le elaborazioni sono state eseguite con le stesse modalità degli anni precedenti, confrontando i dati dell anno 2015 con l andamento del periodo immediatamente precedente (in genere il decennio ) ed utilizzando le medie epilimniche (0-25 m), ipolimniche ( m) e sull intera colonna d acqua (0-360 m) delle variabili principali. In aggiunta a questo tipo di visualizzazione, per i nutrienti e l ossigeno sono stati realizzati dei grafici utilizzando tutti i dati disponibili (12 profondità per ogni campionamento), allo scopo di evidenziare sia la variabilità spaziale del dato (lungo la colonna) che quella temporale. I valori di conducibilità e le concentrazioni degli ioni principali misurati nel campionamento alla circolazione (9 marzo 2015) sono riportati in Tab. 7.1, a confronto con i valori rilevati negli anni precedenti ( ), sempre in corrispondenza del mescolamento tardo invernale, come valori medi ponderati sui volumi dalla superficie al fondo. La composizione ionica è pressoché stabile e si evidenziano variazioni minime tra un anno e l altro: la conducibilità del lago si attesta infatti tra i 149 e i 153 µs cm -1 a 20 C ed il contenuto ionico totale (cioè la somma delle principali specie ioniche) tra 3,10 e 3,20 meq L -1 (Tab. 7.1). Questi valori sono indicativi di acque a basso grado di mineralizzazione, ovvero con un basso contenuto in soluti, come conseguenza della composizione litologica prevalente del bacino del Lago Maggiore. Calcio e bicarbonati rappresentano gli ioni prevalenti (circa il 35 e il 26% del contenuto 59

61 ionico totale, rispettivamente), seguiti da solfati (19%) e magnesio (10%); gli altri ioni contribuiscono in misura inferiore al 3%. Nel 2015 le concentrazioni ioniche sono state leggermente inferiori a quelle degli anni precedenti (somma degli ioni pari a 3,11 meq L -1 rispetto a 3,16-3,22 meq L -1 e conducibilità pari a 149 µs cm -1 rispetto a µs cm -1 ), principalmente a causa di una riduzione dei valori medi di calcio e bicarbonati (Tab. 7.1). Tab. 7.1 Concentrazioni degli ioni principali (meq L -1 ) e conducibilità a 20 C (Cond.; µs cm -1 ) alla circolazione tardo invernale nelle acque del Lago Maggiore (valori medi ponderati sui volumi), stazione di Ghiffa, negli anni dal 2006 al HCO3-0,82 0,83 0,83 0,82 0,84 0,84 0,85 0,83 0,83 0,82 SO4 = 0,63 0,61 0,61 0,61 0,62 0,62 0,62 0,63 0,60 0,60 Cl - 0,07 0,08 0,07 0,08 0,08 0,09 0,08 0,08 0,09 0,09 NO3-0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 0,06 Ca ++ 1,13 1,16 1,15 1,14 1,12 1,10 1,13 1,09 1,11 1,08 Mg ++ 0,31 0,31 0,31 0,31 0,31 0,31 0,31 0,30 0,30 0,30 Na + 0,12 0,13 0,13 0,13 0,13 0,13 0,13 0,13 0,13 0,13 K + 0,04 0,04 0,04 0,04 0,04 0,04 0,04 0,04 0,04 0,04 Σ ioni 3,18 3,21 3,20 3,19 3,20 3,18 3,22 3,16 3,17 3,11 Cond La figura 7.1 mostra l andamento delle temperature misurate mensilmente nello strato superficiale, profondo e come valori medi sulla colonna d acqua nell ultimo decennio. Il 2015 è stato caratterizzato da temperature estive dell aria elevate; anche le acque del lago hanno raggiunto valori piuttosto alti in superficie, soprattutto in agosto (19,9 C in epilimnio), comunque paragonabili a quelli di altri anni del periodo recente (es. 19,0 nel luglio 2010, 19,2 nel 2006 e 19,6 nel 2007). I minimi invernali nel 2015 (7,3 C a marzo) sono stati leggermente superiori a quelli degli anni precedenti (tra 6,7 e 7,1 C nel periodo ). Si osserva un aumento lieve ma costante delle temperature nelle acque profonde: in ipolimnio infatti i valori sono andati aumentando progressivamente da 6,3 C a fine inverno 2006 (anno dell ultima circolazione completa del lago) agli attuali 6,9 C. Prendendo come riferimento il valore medio annuo sulla colonna d acqua, questo è stato pari a 7,8 C nel 2015, valore massimo dell ultimo decennio. Il riscaldamento appare più evidente per le acque ipolimniche, ma sta interessando anche lo strato superficiale: un recente studio, che ha considerato più di 200 laghi in tutto il mondo, compresi Maggiore e Garda per l Italia, ha rilevato che il riscaldamento delle acque superficiali del Lago Maggiore è stato di 0,31 C per decade nel periodo , in linea con il valore medio di tutti i laghi considerati (0,34 C per decade; O'Reilly et al., 2015). Nella figura 7.2 sono riportati i valori medi di ph e ossigeno (come % di saturazione) misurati nello strato superficiale nel periodo Come di consueto, i valori massimi di entrambe le variabili nel 2015 sono stati misurati nei mesi estivi (ph 8,3-8,5 in luglio-agosto, ossigeno 114% in giugno-luglio), in corrispondenza della massima produttività biologica, mentre i minimi sono stati 60

62 rilevati in inverno (ph 7,5 e ossigeno 84% in febbraio-marzo). Nel complesso non ci sono stati scostamenti di rilievo rispetto agli andamenti dell ultimo decennio (Fig. 7.2). C 21 Epi Lago Ipo Fig. 7.1 Valori della temperatura media delle acque in epilimnio (0-25 m), ipolimnio ( m) e sull intera colonna d acqua nel periodo (valori medi ponderati sui volumi nella stazione di massima profondità). ph 9.0 ph epilimnio ossigeno epilimnio O 2 % sat Fig. 7.2 Valori di ph e saturazione d ossigeno nello strato epilimnico (0-25 m) delle acque del Lago Maggiore nel periodo (valori medi ponderati sui volumi nella stazione di massima profondità). 61

63 Nelle figure 7.3 e 7.4 sono riportati gli andamenti dei valori mensili di alcalinità e conducibilità in epilimnio e sull intera colonna d acqua nell ultimo decennio. Le due variabili mostrano in genere andamenti simili, essendo i bicarbonati tra gli ioni più importanti nelle acque lacustri e tra quelli che maggiormente contribuiscono ai valori di conducibilità. Nel 2015 entrambe le variabili hanno mostrato valori inferiori a quelli degli anni precedenti, soprattutto nel periodo estivo, e nel complesso una minore variabilità stagionale: il massimo di alcalinità ad esempio, registrato in marzo, è stato pari a 0,81 meq L -1, ben inferiore ai valori rilevati nello stesso periodo negli anni precedenti (0,84-0,85 meq L -1 ). Analogamente la conducibilità non ha superato i 143 µs cm -1 a 20 C (valore di maggio 2015), mentre negli altri anni erano comuni valori di circa 150 µs cm -1 a 20 C. Considerando i valori medi sulla colonna d acqua, l alcalinità appare sostanzialmente stabile; la conducibilità sembra invece mostrare una leggera tendenza alla diminuzione negli ultimi anni, alla quale contribuiscono le minori concentrazioni di calcio misurate nelle acque lacustri (Tab. 7.1). Considerando la tendenza delle concentrazioni degli ioni principali (solfati, calcio, magnesio, sodio, cloruri) nell ultimo decennio (Fig. 7.5) si può osservare una diminuzione per calcio, magnesio e solfati, questi ultimi in particolare nel 2015, quando i valori sono stati sempre al di sotto di 29,0 mg L -1. Calcio e magnesio sembrano presentare, nell ultimo triennio, valori leggermente inferiori a quelli degli anni precedenti (21,0-22,0 mg L -1 di calcio rispetto a 22,0-23,0 e circa 3,6 mg L -1 di magnesio rispetto a 3,7-3,8). La diminuzione delle concentrazioni ioniche, nel caso del 2014, era stata attribuita ad un effetto di diluizione dovuto alle abbondanti precipitazioni e quindi agli elevati afflussi a lago nei mesi autunnali. Il fatto che i dati 2015 confermino questa tendenza potrebbe indicare però anche una diminuzione degli apporti di questi ioni dal bacino. meq L Alcalinità (epilimnio) Alcalinità (lago) Fig. 7.3 Andamento nel periodo dei valori medi ponderati sui volumi di alcalinità nello strato epilimnico (0-25 m) e nell intero lago (0-370 m). 62

64 µs cm Conducibilità (epilimnio) Conducibilità (lago) Fig. 7.4 Andamento nel periodo dei valori medi ponderati sui volumi di conducibilità a 20 C nello strato epilimnico (0-25 m) e nell intero lago (0-370 m). Ca (mg L -1 ) 24 Mg (mg L -1 ) SO 4 (mg L -1 ) Na, Cl (mg L -1 ) 3.5 Cl Na Fig. 7.5 Andamento delle concentrazioni mensili dei principali ioni nelle acque lacustri nel periodo Valori medi sulla colonna d acqua (0-370 m). Nel 2015 hanno mostrato una leggera flessione anche i valori di sodio e cloruri, dopo un periodo di regolare aumento che aveva portato le concentrazioni agli attuali valori di 3,0-3,1 mg L -1 per entrambi gli ioni. L aumento, evidente già a partire dagli anni 90 (Rogora et al., 2015a), è proseguito anche nell ultimo decennio, e ha 63

65 interessato in misura maggiore i cloruri, le cui concentrazioni medie sulla colonna d acqua sono attualmente superiori a quelle del sodio (Fig. 7.5). Uno studio recente che ha considerato il Lago Maggiore insieme agli altri laghi profondi subalpini (Rogora et al., 2015a), ha analizzato le possibili cause dell aumento dei cloruri nelle acque lacustri. Le concentrazioni sia di sodio che di cloruri sono infatti aumentate pressoché in tutti i laghi profondi subalpini, con un tasso più elevato proprio nel Lago Maggiore (1,23 e 1,41 µeq L -1 a -1 per cloruri e sodio rispettivamente). Nel caso del Maggiore, grazie ai dati raccolti sia sul lago che sui tributari nell ambito delle ricerche promosse dalla CIPAIS, è stato possibile eseguire un bilancio di questi ioni e stimare, per i cloruri, le principali fonti degli apporti a lago: il contributo più importante è risultato essere quello del cloruro di sodio utilizzato come agente antigelo sulle strade nei mesi invernali (43% degli apporti), seguito dal contributo della popolazione (23%) e dalle deposizioni atmosferiche (13%) (Rogora et al., 2015a). Le concentrazioni attuali di cloruri nel Lago Maggiore sono comunque basse e ben lontane dalle soglie di criticità individuate per la tutela della qualità dell acqua e degli organismi acquatici; nonostante ciò, l aumento delle concentrazioni che si è verificato soprattutto negli anni 2000, rappresenta comunque un cambiamento nella composizione chimica delle acque che necessita di essere monitorato Nutrienti a lago (composti dell azoto e del fosforo e silicati) Le concentrazioni medie sulla colonna d acqua di azoto nitrico e totale misurate nel 2015 sono riportate in Fig. 7.6 a confronto con i valori dell ultimo decennio. Le concentrazioni di azoto organico, nitrico e totale in epilimnio (0-25 m) sono invece riportate in figura 7.7. I valori di azoto nitrico nel 2015 sono stati compresi tra i minimi estivi (0,79 mg N L -1 ad agosto) e i massimi invernali (0,85 mg N L -1 a gennaio). L azoto totale non ha presentato una stagionalità evidente: i valori hanno oscillato tra 0,85 e 0,95 mg N L -1. I dati nel loro complesso confermano una tendenza alla diminuzione dei tenori di azoto nelle acque, in particolare per quanto riguarda i nitrati, già evidenziata nelle precedenti relazioni: l azoto nitrico è passato infatti da 0,85-0,89 mg N L -1 nel periodo agli attuali 0,80 mg N L -1 ; conseguentemente l azoto totale, rappresentato per circa il 90% dalla forma nitrica, è passato da circa 0,95 mg N L -1 a 0,90 mg N L -1 (Fig. 7.6). Quando si considerano i dati relativi alle sole acque superficiali, la diminuzione dei composti dell azoto appare meno evidente. Nel 2015 si sono registrati i minimi assoluti dell ultimo decennio sia per quanto riguarda l azoto nitrico che totale (rispettivamente 0,53 e 0,71 mg N L -1 ad agosto). L azoto organico ha presentato il valore minimo a gennaio (0,04 mg N L -1 ) ed il massimo ad ottobre (0,23 mg N L -1 ); questa forma di azoto rappresenta una frazione generalmente non superiore al 10% del totale, ma può arrivare al 20-25% in alcuni periodi dell anno. I minimi di nitrato, e conseguentemente di azoto totale, misurati nell estate 2015 potrebbero essere la conseguenza di un maggior utilizzo algale dovuta ad un periodo prolungato di alte temperature delle acque (paragrafo 7.1). 64

66 mg N L azoto nitrico azoto totale Fig Concentrazioni di azoto totale e nitrico nel periodo (valori medi ponderati sui volumi dalla superficie al fondo nella stazione di massima profondità). mg N L azoto totale azoto nitrico azoto organico Fig. 7.7 Concentrazioni di azoto nitrico, organico e totale nello strato epilimnico (0-25 m) nel periodo La tendenza alla diminuzione dei valori di azoto nelle acque del lago è in larga parte da attribuire a una diminuzione degli apporti dalle acque tributarie, dovuta a sua volta alla riduzione dei carichi atmosferici di questo elemento (Rogora et al. 2012). Valori particolarmente bassi di nitrati nei mesi estivi potrebbero però anche derivare da un maggior consumo di questo elemento da parte delle alghe fitoplantoniche, 65

67 processo regolato sia dalle dinamiche di mescolamento che dalle condizioni meteoclimatiche. La figura 7.8 mostra le concentrazioni medie sulla colonna d acqua di fosforo reattivo e totale misurate nel periodo Nel 2015 i valori hanno presentato sia massimi che minimi piuttosto accentuati: in marzo-aprile le concentrazioni hanno raggiunto valori di 11 e 14 µg P L -1 rispettivamente per fosforo reattivo e totale, ovvero i massimi dell ultimo decennio, mentre a fine settembre le concentrazioni sono scese a 7 e 9 µg P L -1. Le condizioni miti che hanno caratterizzato gli ultimi inverni e il limitato rimescolamento delle acque, comportano un accumulo progressivo di fosforo nelle acque profonde e un rifornimento via via maggiore di questo elemento alle acque alla circolazione tardo invernale (Rogora et al., 2015b). Le temperature elevate dell estate 2015 hanno poi probabilmente favorito la produttività algale, anche nel periodo tardo-estivo, determinando così un elevato consumo di fosforo e un accentuato abbassamento delle concentrazioni. I valori medi nello strato epilimnico, ipolimnico e sull intera colonna d acqua nel 2015 sono stati pari rispettivamente a 3, 10 e 9 µg P L -1 per il fosforo reattivo e a e 7, 13 e 12 µg P L -1 per il fosforo totale. Considerando la tendenza temporale dei tenori di fosforo, si può osservare un vero e proprio spostamento verso valori più elevati a partire dal 2012: i valori di fosforo reattivo e totale sono passai infatti da circa 7 e 9 µg P L -1 rispettivamente negli anni agli attuali 8-9 e µg P L -1. La differenza è quindi mediamente pari a circa 2 µg P L -1, ovvero un valore contenuto ma comunque sufficiente a portare il lago, dal punto di vista del grado di trofia, dalla classe oligotrofa a quella mesotrofa (OECD, 1982). µg P L Fosforo reattivo Fosforo totale Fig. 7.8 Andamento delle concentrazioni di fosforo reattivo e totale nel periodo (valori medi ponderati sui volumi dalla superficie al fondo nella stazione di massima profondità). La figura 7.9 riporta i valori epilimnici (0-25 m) e medi sulla colonna d acqua dei silicati nel periodo Le concentrazioni medie annue in epilimnio, ipolimnio e sull intera colonna d acqua nel 2015 sono state pari rispettivamente a 1,10, 66

68 1,80 e 1,70 mg Si L -1. I valori epilimnici dei primi mesi dell anno sono stati superiori a quelli degli anni precedenti (1,65 rispetto a circa 1,50 mg Si L -1 ). I minimi, rilevati in agosto (0,47 mg Si L -1 ) sono stati invece in linea con quelli di altri anni (es. 2006, ). I valori medi sulla colonna hanno mostrato una lieve tendenza all aumento nel 2015, risultando compresi tra 1,64 e 1,78 mg Si L -1 rispetto ai circa 1,60 mg Si L -1 degli anni precedenti. mg Si L Silicati (epilimnio) Silicati (lago) Fig. 7.9 Concentrazioni medie ponderate sui volumi di silicati reattivi nello strato epilimnico (0-25 m) e nell intero lago (0-370 m) nel periodo Ossigeno disciolto I valori del contenuto medio e della saturazione di ossigeno nel periodo in ipolimnio e nello strato al di sotto dei 200 m di profondità, ritenuti indicativi dello stato di ossigenazione delle acque, sono riportati nelle Fig e I dati del 2015 hanno mostrato un ulteriore, anche se minima, flessione dei valori di ossigeno, in particolare nelle acque profonde: considerando infatti l ultimo dato dell anno, di fine novembre 2015, i valori sono scesi a 6,27 mg O2 L -1 come concentrazione e 52% come percentuale di saturazione, ovvero i minimi assoluti del decennio preso in considerazione (Fig. 7.11). Nell intero ipolimnio ( m) i valori tra ottobre e novembre 2015 sono stati pari a 7,5-7,7 mg O2 L -1 e 64-65% di saturazione (Fig. 7.10). I massimi di ossigeno sono stati registrati nei mesi estivi, quando è massima la produzione algale: 8,6 mg O2 L -1 (73%) nello strato ipolimnico a luglio e 6,8 mg O2 L -1 (83%) al di sotto dei 200 m in settembre. I dati del 2015 confermano quindi la situazione che sta interessando il lago nel periodo recente: una sostanziale stabilità delle concentrazioni di ossigeno disciolto, considerando l intero ipolimnio ( metri), ma una ulteriore tendenza alla diminuzione nello strato più profondo, dove i valori si stanno progressivamente spostando verso i 6 mg O2 L -1 (rispetto a concentrazioni sempre superiori a 7 mg O2 L -1 fino al 2011; Fig. 7.11). 67

69 mg O 2 L contenuto medio % di saturazione % O 2 sat Ipolimnio Fig Andamento nel periodo delle concentrazioni medie di ossigeno in ipolimnio ( m) (valori ponderati sui volumi). 35 mg O 2 L contenuto medio % di saturazione % O 2 sat < 200 m Fig Andamento nel periodo delle concentrazioni medie di ossigeno nello strato al di sotto dei 200 m di profondità (valori ponderati sui volumi). 35 Nel periodo si era osservata una diminuzione del contenuto di ossigeno al di sotto dei 200 m, passati da valori superiori a 9,5 mg O2 L -1 (oltre 75% come tenore di saturazione) a valori inferiori a 7,0 mg O2 L -1 (56-59% come percentuale di saturazione). Questa tendenza sembrava però essersi interrotta nel 2011, con valori pressoché stabili negli anni successivi. Nel 2015 la tendenza negativa è 68

70 invece ripresa; questo è certamente da attribuire alle condizioni miti dell inverno e all estate e autunno 2015, particolarmente caldi, che hanno portato a un ulteriore consumo della riserva di ossigeno sul fondo del lago. Come descritto nel capitolo 2 infatti, la circolazione verticale invernale per moti convettivi è giunta a soli 70 metri di profondità nel La situazione attuale è ben lontana dall essere critica, in quanto anche le acque profonde contengono per ora livelli sufficienti di ossigeno, superiori ai 6 mg O2 L -1 e al 50% di saturazione. Per confronto, si ricorda che nel periodo di massima eutrofizzazione del lago, ovvero negli anni 80, i valori di ossigeno erano scesi a 5,4 mg O2 L -1 e 45% di saturazione. Si tratta però di una situazione che è destinata ad accentuarsi, se le condizioni climatiche dovessero mantenersi simili a quelle attuali, con inverni miti e poco ventosi, e pertanto merita di essere seguita con attenzione Metalli in tracce In occasione dei campionamenti del mese di marzo (circolazione tardoinvernale) e settembre (stratificazione) sui campioni raccolti sono state eseguite le analisi dei principali metalli in tracce mediante spettrofotometria ICP-OES con nebulizzatore concentrico ed ultrasonico. Pur non essendo questi elementi una criticità per il Lago Maggiore, è comunque importante eseguire uno screening periodico dei loro livelli nelle acque. I valori medi sull intera colonna d acqua a marzo e settembre 2015 sono riportati in Tab As, Cd, Cr, Pt, Pb, Se e Ti sono risultati sempre al di sotto del limite di detezione (LOD) della metodica utilizzata. Gli altri elementi presentano concentrazioni sempre molto basse, spesso al limite del LOD, con l eccezione dello stronzio, di origine prevalentemente geogenica, che presenta valori attorno a µg L -1. Nel complesso i metalli che potrebbero presentare delle criticità perché nocivi per la vita acquatica, come Al, Cr, Cu, Cd, Ni e Pb sono presenti in quantità minime o addirittura non rilevabili. Tab. 7.2 Concentrazioni (µg L -1 ) dei principali metalli pesanti nelle acque del Lago Maggiore. Valori medi sulla colonna d acqua (0-360 m) nei campionamenti di marzo e settembre <: inferiore al limite di detezione (LOD). Al Ba Co Cu Fe Li Mn Ni Sr V Zn ,4 10,5 0,1 0,5 1,7 1,0 0,3 0, ,4 1, ,6 11,6 0,2 0,6 1,5 1,7 < 0,8 242 < 2, Chimica dei tributari e dell emissario Nel 2015 sono proseguite le indagini sulle caratteristiche chimiche dei 14 principali tributari del Lago Maggiore e del Ticino emissario, con frequenza di campionamento mensile e con le stesse modalità utilizzate negli anni precedenti. I valori medi annui per ph, alcalinità, conducibilità, composti dell azoto, fosforo totale e silicati sono riportati in Tabella

71 I valori delle variabili chimiche di base (ph, conducibilità, alcalinità) e dei silicati dipendono prevalentemente dalle caratteristiche litologiche dei bacini: si osservano quindi differenze abbastanza marcate tra i tributari con bacino a composizione prevalentemente carbonatica (es. Tresa, Vevera) e quelli con bacino formato per lo più da rocce silicee poco solubili (es. San Giovanni, San Bernardino, Cannobino). L alcalinità e la conducibilità ad esempio passano da 1,50-1,75 meq L -1 e µs cm -1 a 20 C nel primo gruppo a 0,25-0,30 meq L -1 e µs cm -1 a 20 C nel secondo (Tab. 7.3). Anche su queste variabili possono però incidere fattori antropici, come la presenza di scarichi ad alto contenuto di soluti: i valori di alcalinità e conducibilità nei Torrenti Bardello e Boesio sono infatti superiori a 2,8 meq L -1 e 300 µs cm -1 a 20 C rispettivamente. I composti del fosforo e dell azoto rispecchiano ancora più chiaramente il grado di contaminazione delle acque: anche nel 2015, infatti, i valori medi di fosforo totale, azoto ammoniacale e azoto organico sono stati nettamente superiori in alcuni tributari (Bardello, Boesio e in misura minore Tresa, Vevera e Strona). Tab. 7.3 Valori medi annuali (ottenuti dai campionamenti mensili) delle principali variabili chimiche nei tributari e nell emissario del Lago Maggiore nel Alc.: alcalinità. Cond.: conducibilità a 20 C. Tributari lombardi ph Alc. meq L -1 Cond. µs cm -1 N-NH 4 N-NO 3 mg L -1 mg l -1 N org mg L -1 TN mg L -1 TP µg L -1 RSi mg L -1 Boesio BOE 8,15 4, ,25 3,75 0,45 4, ,2 Bardello BAR 8,11 2, ,20 1,57 0,50 2, ,0 Tresa (a) TRE 8,19 1, ,08 0,99 0,23 1, ,0 Giona GIO 7,62 0, ,01 1,01 0,08 1, ,3 Tributari piemontesi Vevera VEV 7,85 1, ,07 2,52 0,25 2, ,1 Strona STR 7,63 0, ,06 1,12 0,18 1, ,9 Toce TOC 7,48 0, ,04 0,54 0,12 0, ,4 San Giovanni SGI 7,50 0, ,01 1,05 0,13 1, ,6 Erno ERN 7,44 0, ,01 1,41 0,19 1, ,2 San Bernardino SBE 7,58 0, ,01 1,02 0,13 1,16 5 3,2 Cannobino CAN 7,67 0, ,02 0,52 0,14 0,68 7 3,6 Tributari svizzeri Maggia MAG 7,79 0, ,01 0,68 0,09 0,77 4 3,0 Ticino immissario TIM 7,90 1, ,04 0,72 0,08 0,84 7 2,3 Verzasca VER 6,97 0, ,01 0,64 0,10 0,75 5 2,6 Emissario Ticino emissario TEM 8,08 0, ,01 0,67 0,14 0,82 9 1,0 (a) - Comprensivo delle acque emissarie del Lago di Lugano e del T. Margorabbia Il 2014 era stato caratterizzato da concentrazioni inferiori alla media della maggior parte dei soluti a causa delle elevate precipitazioni del periodo autunnale e della conseguente diluizione dei composti chimici (Rogora et al., 2015b). Nel 2015 le concentrazioni si sono riportate sui valori medi tipici di ciascun corso d acqua: ad esempio i valori medi annui di ph, conducibilità, alcalinità e silicati sono stati del tutto simili a quelli del

72 Per quanto riguarda i nutrienti, la variabilità interannuale dipende non solo dai fattori idrologici ma anche da variazioni nel grado di contaminazione delle acque. Nel 2015 i tributari lombardi Bardello e Boesio hanno presentato concentrazioni medie di fosforo totale superiori a 100 µg P L -1 (prossime a 200 µg P L -1 nel caso del Bardello) e superiori a quelle del 2014 del 17 e 20% rispettivamente. In tutti gli altri tributari le concentrazioni di fosforo totale sono state nettamente inferiori, oscillando tra i µg P L -1 di Tresa, Vevera e Strona e i 4-5 µg P L -1 di Maggia, Verzasca e San Bernardino. Quasi tutti i tributari hanno presentato concentrazioni di fosforo inferiori nel 2015 rispetto al 2014, anche di oltre il 50% (es. Giona: da 45 a 24 µg P L -1, San Bernardino: da 19 a 5 µg P L -1 ; Ticino Immissario: da 14 a 7 µg P L -1 ). Si deve però rilevare che le concentrazioni erano state particolarmente alte nel 2014 in alcuni tributari a causa degli eventi di piena di ottobre-novembre, a seguito di un aumento del materiale in sospensione nelle acque (Rogora et al., 2015b). Le concentrazioni medie del 2015 sono state invece simili a quelle rilevate nel 2013, con l eccezione di Giona e San Giovanni che mostrano una tendenza al miglioramento, in quanto le concentrazioni sono passate da 33 e 22 µg P L -1 nel 2013 a 24 e 11 µg P L -1 nel Una corretta valutazione dello stato qualitativo dei tributari deve essere fatta comunque considerando un arco temporale più lungo, in modo da prescindere dalle variazioni interannuali legate a fattori meteo-idrologici. Anche per quanto riguarda i composti dell azoto, Bardello e Boesio si discostano dagli altri tributari: ad esempio le concentrazioni di ammonio superano 0,20 mg N L - 1, mentre sono sempre inferiori a 0,10 mg N L -1 negli altri corsi d acqua (inferiori a 0,05 mg N L -1 in 9 tributari) e l azoto organico è pari a 0,45-0,50 mg N L -1 rispetto a valori quasi sempre inferiori a 0,20 mg N L -1. Tra gli altri tributari, il Vevera si caratterizza per tenori piuttosto elevati di azoto, soprattutto organico (0,25 mg N L -1 ); questo corso d acqua presenta anche elevate concentrazioni di azoto nitrico (2,52 mg N L -1 ) e totale (2,84 mg N L -1 ) (Tab. 7.3). In tutti i corsi d acqua il nitrato rappresenta la forma prevalente di azoto, in una percentuale del totale variabile tra il 69 e il 92%; l ammonio contribuisce per 1-5% nella maggior parte dei corsi d acqua (9% nel caso del Bardello) e l azoto organico per il 10-15%, ma con massimi di 18-20% (Bardello, Tresa). Rispetto al 2014, le concentrazioni medie annue di fosforo totale sono aumentate sia nel Bardello che, in misura maggiore, nel Boesio (da 165 a 198 µg P L -1 ; Fig. 7.12). Confrontando l andamento dei due tributari nell ultimo decennio, si può osservare come, pur diminuendo in entrambi dopo il 2007, le concentrazioni sono attualmente più elevate nel Boesio rispetto a quanto rilevato negli anni I composti dell azoto nei due tributari presentano oscillazioni da un anno all altro, in funzione soprattutto dell idrologia, ma le concentrazioni nell ultimo decennio si sono mantenute sostanzialmente tra 0,20 e 1,0 mg N L -1 per l azoto organico e tra 0,3 e 0,5 mg N L -1 per quello ammoniacale. Pur rimanendo i livelli di fosforo ancora ancora troppo elevati, per i due corsi d acqua si conferma comunque una tendenza al miglioramento, già evidenziata nelle precedenti relazioni. Gli altri due tributari che, seppur in maniera meno accentuata rispetto a Bardello e Boesio, hanno mostrato andamenti irregolari e valori piuttosto elevati di fosforo e azoto sono Giona e Vevera. Anche questi due corsi d acqua hanno mostrato comunque un miglioramento dal : negli ultimi anni le concentrazioni di fosforo totale 71

73 si sono mantenute tra 20 e 30 µg P L -1 ; più variabili appaiono i livelli dei composti dell azoto, soprattutto nel Vevera. Nel complesso la qualità delle acque dei tributari appare buona, con l eccezione dei casi già citati. Ben 6 tributari nel 2015 hanno presentato concentrazioni medie di fosforo totale pari o inferiori a 11 µg P L -1 ; tra questi vi sono i tre tributari svizzeri Maggia, Verzasca e Ticino, con concentrazioni comprese tra 4 e 7 µg P L -1. Questi corsi d acqua, così come San Giovanni, San Bernardino e Cannobino, presentano una situazione ottimale anche per quanto riguarda i composti dell azoto, con valori di azoto ammoniacale, organico e nitrico rispettivamente di 0,01-0,04 mg N L -1, 0,08-0,14 mg N L -1 e 0,52-0,72 mg N L -1. Per questi corsi d acqua il contributo antropico alle concentrazioni di nitrato, la forma prevalente di azoto nelle acque, è sicuramente secondario rispetto a quello dovuto alle deposizioni atmosferiche (Rogora et al., 2006). Gli input atmosferici di azoto ai bacini imbriferi, dovuti a loro volta alle emissioni in atmosfera di ossidi di azoto e ammoniaca, sono quindi il principale fattore di variazione delle concentrazioni nelle acque (Rogora et al., 2012). µg P L Bardello Boesio Fig Concentrazioni medie annuali di fosforo totale misurate dal 2006 al 2015 nei Torrenti Bardello e Boesio. L andamento delle concentrazioni di fosforo e azoto totale misurate mensilmente nei tributari nel corso del 2015 è riportato in Fig. 7.12, separatamente per Bardello/Boesio e tutti gli altri corsi d acqua. Il fosforo presenta nella maggior parte dei casi i valori più elevati nel periodo estivo (massimi in luglio-agosto), verosimilmente a causa di una maggior concentrazione di nutrienti in corrispondenza dei minimi di portata. Analogamente le concentrazioni più basse caratterizzano i mesi primaverili (marzo) e autunnali (ottobre-novembre). Questa stagionalità è più evidente nei corsi d acqua con bassi livelli di contaminazione e basse concentrazioni sia di fosforo che di azoto. Nei fiumi maggiormente soggetti all apporto di scarichi non depurati (es. Bardello, Boesio, Vevera) non si osserva una stagionalità delle concentrazioni, bensì una variabilità accentuata tra i diversi mesi, a sua volta 72

74 riconducibile alla variabilità degli apporti inquinanti. L azoto totale rispetto al fosforo presenta una variabilità meno accentuata, con un tendenza a concentrazioni maggiori in agosto nella maggior parte dei tributari (Fig. 7.13). Queste analisi evidenziano come la disponibilità di dati su base mensile, oltre ad una stima più precisa degli apporti a lago, consenta una valutazione più accurata dello stato qualitativo delle acque e della sua variabilità a breve-medio termine. P tot (µg P L -1 ) 350 Bar Boe P tot (µg P L -1 ) Sbe Sgi Str Tic Toc Tre 90 Ver Can Mag Ern Vev Gio gen feb mar apr mag giu lug ago set ott nov dic N tot (µg P L -1 ) 8.00 Bar Boe gen feb mar apr mag giu lug ago set ott nov dic N tot (mg N L -1 ) Sbe Sgi Str Tic Toc Tre 4.00 Ver Can Mag Ern Vev Gio gen feb mar apr mag giu lug ago set ott nov dic 0.00 gen feb mar apr mag giu lug ago set ott nov dic Fig Andamento delle concentrazioni mensili di fosforo e azoto totale nei tributari del Lago Maggiore nell anno Concentrazioni medie areali Per confrontare il livello qualitativo delle acque tributarie nei diversi areali (ticinese, lombardo e piemontese) sono state calcolate, anche per il 2015, le concentrazioni medie areali annuali di fosforo e azoto totale, che tengono conto dell areale drenato dai singoli tributari. I valori per il 2015 sono messi a confronto con quelli dell ultimo decennio rispettivamente in Fig e Per entrambe le variabili il 2015 non si è discostato in maniera significativa dal 2014 e dagli anni immediatamente precedenti. I valori medi areali sono infatti abbastanza costanti, sia per il fosforo che per l azoto, dal 2008 in poi. Anche il contributo relativo delle tre aree non presenta variazioni evidenti da un anno all altro: i rapporti tra Canton Ticino, Piemonte e Lombardia sono stati, nel 2015, pari a 1:3,4:7 per il fosforo totale e 1:1:1,8 per l azoto totale. Per il fosforo la disparità tra il contributo delle tre aree è ancora accentuato, con un valore per la Lombardia nel 2015 pari a 50 µg P l -1 rispetto a 23 e 5 µg P l -1 di Piemonte e Canton Ticino, rispettivamente (Fig. 7.14). 73

75 µg P L Fosforo totale 120 Lombardia Piemonte Canton Ticino Acque tributarie Fig Concentrazioni medie areali annuali di fosforo totale nel decennio nelle acque tributarie totali e in quelle campionate in Lombardia (compresi gli apporti derivanti dal Lago di Lugano attraverso il Tresa), Piemonte e Cantone Ticino. mg N L Azoto totale Lombardia Piemonte Canton Ticino Acque tributarie Fig Concentrazioni medie areali annuali di azoto totale nel decennio nelle acque tributarie totali e in quelle campionate in Lombardia (compresi gli apporti derivanti dal Lago di Lugano attraverso il Tresa), Piemonte e Cantone Ticino. 74

76 Nel caso dell azoto il valore medio areale per Piemonte e Ticino è stato pressoché identico (0,81-0,85 mg N L -1 ) e circa la metà di quello della Lombardia (1,57 mg N L -1 ; Fig. 7.15). Anche i valori medi per le acque tributarie nel loro complesso (19 µg P l -1 per il fosforo e 0,95 mg N L -1 per l azoto) sono stati del tutto simili a quelli rilevati nell ultimo decennio. Questi valori confermano un buon livello qualitativo delle acque immissarie, pur evidenziando la differenza tra l areale lombardo da un lato e quelli piemontese e ticinese dall altro Carichi chimici e bilanci di azoto e fosforo I carichi ed il bilancio complessivo di fosforo e azoto sono stati calcolati per il 2015 con le modalità adottate negli anni precedenti. Pur essendo ancora mancanti i dati di portata giornalieri per alcuni tributari, a causa di problemi di malfunzionamento degli strumenti di misura o dei sistemi di trasmissione dei dati, è stato comunque possibile disporre dei dati per i tributari più importanti. I carichi sono stati quindi calcolati a partire dalle concentrazioni per Bardello, Boesio, Ticino Immissario, Toce, Cannobino, San Bernardino, Strona e Tresa, drenanti complessivamente circa il 67% del bacino. Analogamente sono stati calcolati i carichi in uscita dal lago attraverso il Ticino emissario. I dati delle portate per Toce, San Bernardino e Strona sono stati forniti da ARPA Piemonte, Area Previsione e Monitoraggio Ambientale. Per San Giovanni e Erno, il calcolo dei carichi è stato eseguito dopo aver ricostruito i valori di portata sulla base di correlazioni con i dati di tributari con caratteristiche simili dal punto di vista morfometrico ed idrologico o, in alternativa, sulla base dei dati di anni idrologicamente simili. Infine, per i tributari Maggia, Verzasca, Giona e Vevera (19% del bacino) gli apporti sono stati stimati dalla regressione lineare tra i contributi areali e le concentrazioni medie annuali calcolate per gli altri tributari. Nel 2014, a causa della mancanza dei dati di portata, non era stato possibile calcolare i carichi per Bardello e Boesio ed includerli nel rapporto di avanzamento. I dati sono stati recuperati in seguito ed è stato quindi possibile calcolare gli apporti anche da questi due tributari e aggiornare i bilanci complessivi di fosforo e azoto. I carichi delle diverse forme di azoto (ammoniacale, nitrico, organico e totale) e di fosforo totale veicolati a lago dai tributari e quelli in uscita attraverso il Ticino emissario per l anno 2015 sono riportati in Tab Per quanto riguarda il contributo dai diversi tributari, i carichi di azoto totale più importanti nel 2015 sono stati quelli derivanti da Toce e Ticino Immissario (circa 1400 e 1700 t N a -1 rispettivamente, entrambi pari al 29% del totale), seguiti da Tresa (850 t N a -1 ; 14%) e Maggia (800 t N a -1 ; 13,4%). Per il fosforo totale invece, il carico maggiore è derivato dal Toce (49 t P a -1, pari al 48% del totale), seguito da Tresa (19 t P a -1 ; 16%), Ticino Immissario (17 t P a -1 ; 14,5%) e Maggia (8,6 t P a -1 ; 7,4%); i carichi sia per Bardello che per Boesio sono stati parci a circa 5 t P a -1, rappresentanti insieme poco meno del 9% del carico totale a lago. Rispetto al 2014, i carichi sono diminuiti pressoché in tutti i corsi d acqua: il 2014 era stato caratterizzato da un incremento degli apporti, sia di azoto che di fosforo, a causa degli elevati afflussi meteorici sul bacino e quindi delle portate, soprattutto nel periodo autunnale (Rogora et al., 2015b). I valori dei carichi nel 2014 erano stati particolarmente elevati nel caso dei nitrati, con aumenti, rispetto al 2013, anche del 70% (26% come valore medio per tutti tributari campionati). Nel 2015 la situazione si è riportata su livelli più simili a quelli della media di lungo periodo. Rispetto all anno 75

77 precedente, i carichi complessivi di fosforo dall areale campionato sono stati inferiori di quasi il 40%, con diminuzioni di oltre il 70% per alcuni tributari come San Giovanni e San Bernardino. Solo nel caso del Bardello e del Boesio i carichi di fosforo sono rimasti pressoché costanti o diminuiti, ma in misura non superiore al 20%. Anche nel caso dei composti dell azoto si è evidenziato un calo marcato rispetto al 2014 per quasi tutti i tributari (-36% circa per il carico complessivo di azoto totale); solo per Bardello e Boesio la variazione è stata contenuta o del tutto assente, a conferma del fatto che la variabilità idrologica incide molto meno sui carichi veicolati da questi corsi d acqua rispetto al resto dei tributari, essendo preponderante il contributo antropico. I carichi in uscita dal Lago Maggiore attraverso il Ticino emissario hanno seguito un andamento analogo a quello degli apporti, con una netta diminuzione rispetto al 2014 sia per il fosforo (da 135 a 74 t P a -1 ) che per i composti dell azoto (es. da circa a 7200 t N a -1 ). Questi dati confermano l accentuata variabilità interannuale che può caratterizzare i carichi, a sua volta dipendente dalle precipitazioni meteoriche sul bacino (volumi totali e regime stagionale). Tab. 7.4 Apporti annuali (t a -1 ) di azoto e fosforo al Lago Maggiore dai tributari principali ed uscite attraverso l'emissario per il N-NH4 N-NO3 Norg TN TP Ticino Immissario (a) Maggia (b) ,6 Verzasca (b) ,4 Cannobino (a) San Giovanni (a) ,5 San Bernardino (a) ,8 Toce Ossola (a) Strona (a) ,1 Erno (a) ,6 Vevera (b) Bardello (a) ,0 Boesio (a) ,4 Tresa (a) Giona (b) ,0 Totale Ticino emissario (a) (a) Valori calcolati dai dati di concentrazione e dai deflussi. (b) Valori calcolati dalla regressione fra concentrazione e contributi areali. I bilanci complessivi per azoto e fosforo totale sono stati calcolati per il 2015 e riportati in Tab. 7.5 e 7.6, insieme ai dati aggiornati per il 2014 e ai valori per tutto il periodo dal 2006 in poi. Nel 2015 la somma degli apporti di azoto totale dai tributari campionati (6000 t N a -1 ), dall areale non campionato (ottenuto attribuendo il contributo areale medio di azoto dall areale campionato alla parte di bacino non drenata dai tributari: 514 t N a -1 ), dalla popolazione rivierasca (ottenuto applicando un coefficiente per persona e considerando la popolazione residente nel bacino: 700 t N a -1 ) e dalle precipitazioni atmosferiche sullo specchio lacustre (ottenuto dai dati della stazione di Pallanza, 420 t N a -1 ) è stata pari a 7600 t N a -1, valore tra i più bassi 76

78 dell ultimo decennio (Tab. 7.5). Valori inferiori erano stati rilevati nel 2006 e 2007 (6700 e 7400 t N a -1 rispettivamente), ovvero anni caratterizzati da bassi afflussi complessivi sul bacino ( mm totali). Escludendo il valore particolarmente elevato del 2014 (oltre t N a -1 ), i carichi complessivi a lago dell ultimo decennio si attestano attorno alle t N a -1 (Tab. 7.5). Tab. 7.5 Lago Maggiore. Bilanci annuali nel decennio di azoto totale (t N a -1 ) Tributari campionati Areale non campionato Totale bacino emerso Fascia rivierasca Precipitazioni sul lago Totale apporti Uscite da emissario Ritenzione in lago 37,3 25,7 19,6 7,8 12,5 17,3 14,2 13,4 7,1 5,2 Come si può osservare in Fig. 7.16, che riporta l andamento dei carichi complessivi di azoto a lago dal 1978, l ultimo decennio è stato caratterizzato da valori leggermente inferiori rispetto a quelli del periodo precedente ( t N a -1 ). Questo trend è da attribuire in larga parte alla diminuzione degli apporti atmosferici di azoto sul bacino, che sono passati da kg N ha -1 a -1 negli anni 80 (valori medi come somma di ammonio e nitrati della stazione di Pallanza) agli attuali kg N ha -1 a -1 (Rogora et al., 2012). Il carico atmosferico di azoto nell areale del Lago Maggiore rimane comunque piuttosto elevato, considerando che i dati misurati nelle stazioni di campionamento non tengono conto dell azoto organico e del contributo proveniente dalla deposizione secca, che nel caso dell azoto può rappresentare dal 25 al 45% della deposizione umida (Rogora et al. 2006). La recente diminuzione degli apporti di azoto a lago contribuisce a spiegare il trend negativo nelle concentrazioni di nitrati osservato nelle acque del Lago Maggiore e discusso nel paragrafo 7.2. La ritenzione di azoto a lago è risultato piuttosto bassa negli ultimi due anni (7 e 5% nel 2014 e 2015 rispettivamente, rispetto ai valori del 20-30% del periodo ; Tab. 7.5). Questa tendenza potrebbe indicare una maggiore assimilazione dell azoto in ingresso a lago nel periodo più recente. Si tratta di un aspetto che deve essere però approfondito considerando la variabilità stagionale degli apporti in relazione ai processi a lago. La Fig mette anche in evidenza l accentuata variabilità degli apporti di azoto da un anno all altro, e la dipendenza di questi ultimi dalla variabilità idrologica, espressa mediante gli afflussi meteorici annui sul bacino. 77

79 t N a Totale apporti Precipitazioni sul bacino mm a Fig Apporti complessivi annuali di azoto totale al Lago Maggiore e afflussi meteorici annuali sul bacino imbrifero dal 1978 al Anche per il fosforo si è proceduto a calcolare per il 2015 la somma degli apporti dai tributari campionati (117 t P a -1 ), dall areale non campionato (ottenuto attribuendo il contributo areale medio di fosforo dall areale campionato alla parte di bacino non drenata dai tributari: 10 t P a -1 ) e dalla popolazione rivierasca (ottenuto applicando un coefficiente per persona e considerando la popolazione residente nel bacino: 58 t P a - 1 ), ottenendo un carico complessivo di 185 t P a -1 (Tab. 7.6), valore sensibilmente inferiore a quello del 2014 per le ragioni sopra descritte. Tab. 7.6 Lago Maggiore. Bilanci annuali nel decennio del fosforo totale (t P a -1 ) Tributari campionati Areale non campionato Totale bacino emerso Fascia rivierasca Totale apporti Uscite da emissario Ritenzione in lago 63% 64% 50% 47% 44% 54% 58% 64% 48% 60% Nel decennio considerato i carichi di fosforo sono rimasti abbastanza stabili, pur presentando un elevata variabilità interannuale: non è evidente un ulteriore tendenza alla diminuzione, ne un aumento recente che potrebbe spiegare l aumento delle concentrazioni a lago osservato dal 2012 (paragrafo 7.2). Verosimilmente questa tendenza è quindi da attribuire più ai processi di mescolamento e ai fattori meteoclimatici che li controllano, piuttosto che a una variazione negli input dal bacino. 78

80 Contributi areali In tabella 7.7 sono riportati i contributi areali annuali, calcolati dai dati del 2015, dei composti dell azoto e del fosforo totale per i tributari del Lago Maggiore e per il Ticino emissario. I contributi areali considerano il territorio drenato dai singoli tributari e permettono un miglior confronto tra questi ultimi in termini qualitativi rispetto ai valori assoluti dei carichi. E stato inoltre possibile calcolare i contributi areali per Bardello e Boesio per il 2014, aggiornando così la serie storica di dati. Per tutte le variabili considerate, i contributi areali più elevati sono quelli del Boesio, trattandosi di un corso d acqua ad alto livello di contaminazione delle acque e con un bacino imbrifero di piccole dimensioni (45 km 2 rispetto ad esempio ai 134 km 2 del Bardello). Valori abbastanza elevati caratterizzano anche le acque del Bardello (es. 0,064 g N m -2 a -1 di azoto ammoniacale e 0,036 g P m -2 a -1 per il fosforo totale), dello Strona (rispettivamente 0,066 g N m -2 a -1 e 0,032 g P m -2 a -1 ), del Vevera (0,052 g N m -2 a -1 e 0,024 g P m -2 a -1 ) e del Toce, limitatamente ai contributi di fosforo (0,032 g P m -2 a -1 ). Considerando come obiettivo di qualità delle acque un contributo areale massimo di fosforo pari a 0,02 g P m -2 a -1, 7 tributari sui 14 totali nel 2015 si sono collocati al di sotto di tale valore. Il dato complessivo per le acque tributarie è risultato in linea con l obiettivo di qualità, ovvero pari a 0,02 g P m -2 a -1 (Tab. 7.7). Tab. 7.7 Contributi areali annuali (g m -2 a -1 ) di azoto ammoniacale, nitrico, organico, totale e fosforo totale dai tributari campionati e dall emissario nel N-NH4 N-NO3 Norg TN TP Ticino Immissario Maggia Verzasca Cannobino San Giovanni San Bernardino Toce Ossola Strona Erno Vevera Bardello Boesio Tresa Giona Totale campionati Ticino emissario Poiché gli anni più recenti sono stati caratterizzati da un accentuata variabilità interannuale, si è preferito confrontare la media per il triennio con quella del decennio (Figure 7.17 e 7.18). Per quanto riguarda l azoto totale, i contributi sono aumentati nel periodo recente, pressoché in tutti i tributari, con l eccezione di Cannobino e Bardello. Per il primo la diminuzione è da imputare al calo recente delle concentrazioni di nitrati, in larga parte di origine atmosferica, trattandosi di un corso d acqua dal bacino scarsamente antropizzato. Nel caso del Bardello si è 79

81 verificato un calo recente anche delle concentrazioni di azoto ammoniacale ed organico (rispettivamente da 0,223 a 0,094 e da 0,0378 a 0,114 g N m -2 a -1 ). g N m -2 a Azoto totale BAR BOE TRE GIO VEV STR TOC ERN CAN SBE SGI TIM VER MAG Fig Contributi areali di azoto totale dai singoli tributari nel triennio a confronto con i dati del periodo g P m -2 a Fosforo totale BAR BOE TRE GIO VEV STR TOC ERN CAN SBE SGI TIM VER MAG Fig Contributi areali di fosforo totale dai singoli tributari nel triennio a confronto con i dati del periodo Nel caso del fosforo totale, i contributi areali sono stati più elevati nell ultimo triennio nella maggior parte dei tributari, in misura particolarmente accentuata per il 80

82 Toce (0,039 g P m -2 a -1 rispetto a 0,020 g P m -2 a -1 nel periodo precedente). Lo scostamento è stato comunque minimo nel caso dei tributari quantitativamente più rilevanti, come Tresa, Ticino Immissario, Maggia e Verzasca. I contributi sono invece diminuiti per il Boesio (0,136 attuali rispetto a 0,198 g P m -2 a -1 ) e soprattutto per il Bardello, i cui i contributi areali erano tre volte più alti nel decennio (0,213 g P m -2 a -1 rispetto agli attuali 0,071 g P m -2 a -1 ). Sui dati, anche se medi del triennio, pesa comunque il valore particolarmente elevato dei carichi, e conseguentemente dei contributi areali, del I dati vanno valutati in un ottica di lungo periodo e considerando la variabilità legata ai fattori meteo-climatici ed idrologici. Non si può quindi parlare di un peggioramento recente dello stato qualitativo delle acque tributarie. I carichi complessivi di fosforo veicolati a lago si mantengono infatti al di sotto dell obiettivo di qualità delle 200 t P a -1, così come il contributo areale medio per tutto il bacino (0,02 g P m -2 a -1 ). La situazione dei contributi divisa per areale (Lombardia, Piemonte e Canton Ticino) è descritta dalle Fig e 7.20, dove vengono riportati i valori annui rispettivamente per azoto totale e fosforo dal 1996 al I dati confermano l evidente disparità tra la qualità delle acque dell areale lombardo da una parte e quelli piemontese e ticinese dall altro, soprattutto per quanto riguarda i contributi di fosforo. E però da rilevare come i contributi dalla Lombardia siano significativamente diminuiti negli anni più recenti e siano attualmente vicini a quelli dell areale piemontese (tra 0,03 e 0,05 g P m -2 a -1 ). Nel caso dell azoto la differenza tra le tre aree appare meno evidente: in questo caso i contributi da Piemonte e Canton Ticino sono molto simili (tra 1,00 e 1,50 g N m -2 a -1 nell ultimo triennio), mentre quelli della Lombardia sono superiori del 20-30% circa. Non è evidente un trend di lungo periodo nei contributi di fosforo totale dall areale nel suo complesso: i valori si mantengono infatti tra 0,02 e 0,03 g P m -2 a -1, con massimi negli anni caratterizzati da precipitazioni particolarmente abbondati (2000, 2002, 2014; Fig. 7.19). Nel caso dell azoto la variabilità interannuale è ancora più evidente; i contributi areali sono leggermente diminuiti nell ultimo decennio ( ) rispetto al periodo precedente, in misura più marcata per l areale piemontese (da circa 1,50 a 1,00-1,20 g N m -2 a -1 ). Come discusso relativamente alle concentrazioni (paragrafo 7.5), la qualità complessiva delle acque dei tributari è da ritenersi buona, con l eccezione dei casi specifici di Bardello, Boesio e, in misura minore, Vevera e Giona, per i quali i livelli di nutrienti rimangono elevati e indicativi di immissioni da scarichi urbani e/o industriali. Il monitoraggio dei tributari su base mensile consente una stima sufficientemente accurata degli apporti a lago di fosforo e azoto, oltre a mettere in evidenza eventuali variazioni a breve termine. Inoltre il controllo costante delle acque tributarie è utile al fine di valutare possibili impatti sulle aree litorali. Infine, è da rilevare l importanza del monitoraggio, per le acque tributarie, non solo dei nutrienti, ma anche delle caratteristiche termiche e del contenuto di altri soluti, come discusso nel capitolo di sintesi relativo al triennio , ai fini dei possibili effetti sullo stato ecologico delle acque lacustri. 81

83 g N m -2 a Azoto totale 2.5 Canton Ticino Piemonte Lombardia Totale tributari '96 '97 '98 '99 '00 '01 '02 '03 '04 '05 '06 '07 '08 '09 '10 '11 '12 '13 '14 '15 Fig Contributi areali di azoto totale dall areale lombardo, piemontese e ticinese e come valore medio per tutto l areale drenato dal 1996 al g P m -2 a Fosforo totale Canton Ticino Piemonte Lombardia Totale tributari '96 '97 '98 '99 '00 '01 '02 '03 '04 '05 '06 '07 '08 '09 '10 '11 '12 '13 '14 '15 Fig Contributi areali di fosforo totale dall areale lombardo, piemontese e ticinese e come valore medio per tutto l areale drenato dal 1996 al

84 Bibliografia O.E.C.D Eutrophication of Waters. Monitoring, Assessment and Control. O.E.C.D. Publication N 42077, Paris: 154 pp. O'Reilly C.M., S. Sharma, D.K. Gray, S.E. Hampton, J.S. Read, R.J. Rowley, P. Schneider, J.D. Lenters, P.B. McIntyre, B.M. Kraemer, G.A. Weyhenmeyer, D. Straile, B. Dong, R. Adrian, M.G. Allan, O. Anneville, L. Arvola, J. Austin, J.L. Bailey, J.S. Baron, J.D. Brookes, E. de Eyto, M.T. Dokulil, D.P. Hamilton, K. Havens, A.L. Hetherington, S.N. Higgins, S. Hook, L.R. Izmest'eva, K.D. Jöhnk, K. Kangur, P. Kasprzak, M. Kumagai, E. Kuusisto, G. Leshkevich, D.M. Livingstone, S. MacIntyre, L. May, J.M. Melack, D.C. Müller-Navarra, M. Naumenko, P. Nõges, T. Nõges, R.P. North, P. Plisnier, A. Rigosi, A. Rimmer, M. Rogora, L.G. Rudstam, J. Rusak, N. Salmaso, N.R. Samal, D.E. Schindler, S.G. Schladow, M. Schmid, S.R. Schmidt, E. Silow, M.E. Soylu, K. Teubner, P. Verburg, A. Voutilainen, A. Watkinson, C.E. Williamson, G. Zhang. Rapid and highly variable warming of lake surface waters around the globe. Geophysical Research Letters, 42, doi: /2015gl Rogora, M. R. Mosello, A. Calderoni & A. Barbieri Nitrogen budget of a subalpine lake in North-Western Italy: the role of atmospheric input in the upward trend of nitrogen concentrations. Verh. Internat. Verein. Limnol., 29 (4): Rogora M., R. Mosello, L. Kamburska, N. Salmaso, L. Cerasino, B. Leoni, L. Garibaldi, V. Soler, F. Lepori, L. Colombo, F. Buzzi. 2015a. Recent trends in chloride and sodium concentrations in the deep subalpine lakes (Northern Italy). Environ. Sci. Pollut. Res., 22: Rogora, M., P. Giacomotti, A. Orrù, L. Kamburska, A. Pranzo, G.A. Tartari. 2015b. Evoluzione stagionale e a lungo termine delle caratteristiche chimiche del Lago Maggiore e bilancio dei nutrienti a lago (azoto e fosforo). In: CNR Istituto per lo Studio degli Ecosistemi. Sede di Verbania Ricerche sull'evoluzione del Lago Maggiore. Aspetti limnologici. Programma triennale Campagna Commissione Internazionale per la protezione delle acque italosvizzere (Ed.): Rogora, M., S. Arisci, A. Marchetto The role of nitrogen deposition in the recent nitrate decline in lakes and rivers in Northern Italy. Science of the Total Environment, :

85 8. CARATTERIZZAZIONE TASSONOMICA E FUNZIONALE DELLA FAUNA ITTICA NEL LAGO MAGGIORE CON PARTICOLARE RIFERIMENTO ALLA COMPETIZIONE PER LE RISORSE ALIMENTARI E ALLE SPECIE ALLOCTONE INVASIVE DI RECENTE COMPARSA Pietro Volta e Igorio Cerutti. 8.1 Premessa La presente attività di ricerca si inquadra nel contesto delle ricerche supplementari finanziate dalla CIPAIS e finalizzate ad arricchire le già estese serie limnologiche disponibili con nuovi dati relativi a componenti ecosistemiche poco conosciute o precedentemente non indagate. La fauna ittica rientra tra queste. Le attività di ricerca nel triennio sono state finalizzate ad approfondimenti sulla comunità ittica del Lago Maggiore ed in particolare: a. alla composizione in specie, le abbondanze relative delle singole specie, dei principali gruppi funzionali e delle specie autoctone e alloctone, sia quelle oramai acclimatate come i coregonidi, sia quelle di più recente comparsa. b. al regime alimentare di alcune delle principali specie ittiche, tale da permettere una analisi della sovrapposizione della nicchia trofica e dunque definire se vi siano i presupposti di una competizione alimentare significativa tra le specie più importanti nonché fornire le informazioni necessarie alla compilazione del Pannello di Controllo. Nella presente relazione si illustrerà l attività svolta nel corso del 2015 e finalizzata esclusivamente alla analisi della sovrapposizione della nicchia trofica tra le specie ittiche principali, per il fatto che le analisi di comunità sono state svolte già nel corso del 2013 e 2014 (regione settentrionale e meridionale del Lago Maggiore, rispettivamente). Le informazioni relative all analisi della nicchia trofica sono importanti anche per la compilazione del Pannello di Controllo Sovrapposizione della nicchia trofica Il lavoro svolto nel 2015 è stato finalizzato alla sola analisi del grado di sovrapposizione della nicchia trofica delle tre specie ittiche con attitudini maggiormente pelagiche presenti nel Lago Maggiore, ossia agone (Alosa agone), gardon (Rutilus rutilus) e coregone bondella (Coregonus macrophthalmus). Come misura del grado di sovrapposizione della nicchia trofica è stato utilizzato l indice di sovrapposizione di nicchia α (Schoener, 1970) rivisto in Northcote & Hammar (2006), che è espresso dalla formula: α= 1-0,5( i=1 n V.I.xi V.Iyi ) dove: n= numero delle categorie alimentari 84

86 V.I.xi = valore d importanza della categoria alimentare i nella specie x V.Iyi = valore d importanza della categoria alimentare i nella specie y Sono stati esaminati circa 25 stomaci per specie per mese. I pesci sono stati catturati con reti multimaglia nell area centrale del Lago Maggiore, indicativamente tra Intra e Ghiffa. I pesci catturati venivano immediamente portati in laboratorio per la dissezione, il prelievo degli stomaci (agone, bondella) o dei tratti digerenti (gardon). Gli stomaci venivano conservati singolarmente in una soluzione di formalina (2%) fino al momento delle analisi. Per ogni stomaco esaminato sono state determinate le categorie alimentari presenti in un subcampione, esprimendo i dati come: abbondanza percentuale (%N), equivalente al numero di individui di ciascuna categoria alimentare rispetto al numero totale di individui; presenza percentuale (%S), ossia il numero degli stomaci contenenti ciascuna categoria alimentare sul totale degli stomaci pieni; valore d importanza (V.I.), calcolato come segue: V.I.= %N x %S L indice α può variare tra un valore pari a 0 (nessuna sovrapposizione) e 1 (completa sovrapposizione). Valori superiori a 0,6 devono essere giudicati biologicamente significativi ed indicativi di competizione interspecifica se le risorse sono limitate, mentre α>0,8 può essere considerato indice di un elevato grado di similarità nelle diete e di significativa competizione anche in condizioni di elevata produzione ambientale e disponibilità di risorse alimentari Risultati Come si può vedere di seguito, l indice di sovrapposizione di nicchia tra agone e coregone bondella (Fig. 8.1) raggiunge mediamente valori piuttosto elevati (α=0,62). Il valore minimo è toccato a giugno (α=0,45) mentre il valore massimo è raggiunto a febbraio (α=0,78) e più in generale i valori più elevati si raggiungono nella stagione invernale per poi diminuire sensibilmente in estate e nel primo periodo dell autunno. Fig Indice di sovrapposizione della nicchia trofica per agone e coregone bondella. 85

87 Per quanto riguarda invece la sovrapposizione di nicchia trofica tra coregone bondella e gardon (Fig. 8.2) si può notare che l indice alfa si attesta intorno a valori medi abbastanza elevati (α=0,58). Il valore massimo è raggiunto nel mese di dicembre (α=0,78), mentre il valore minimo nel mese di agosto (α=0,45). Al contrario l Indice di sovrapposizione α riferito ad agone e gardon (Fig. 8.3) è piuttosto contenuto, mostrando valori sempre inferiori a 0,60 (valore medio=0,44). Fig Indice di sovrapposizione della nicchia trofica tra coregone bondella e gardon. Fig Indice di sovrapposizione della nicchia trofica tra gardon e agone Conclusioni Le informazioni relative all analisi della sovrapposizione della nicchia alimentare delle tre specie ittiche con attitudini potenzialmente pelagiche più marcate hanno messo in evidenza che questa è in alcuni casi significativa e marcata soprattutto 86

88 nel periodo invernale. Ciò è dovuto probabilmente al fatto che in questo periodo la produzione lacustre è ridotta, fattore che costringe le tre specie ittiche ad alimentarsi dei pochi organismi disponibili nell ambiente (essenzialmente copepodi ciclopidi, cladoceri e organismi bentonici quali larve di insetto, gammaridi, ostracodi, oligocheti). Al contrario, nel periodo estivo, periodo in cui la produzione lacustre è massima, la sovrapposizione della nicchia trofica è limitata e, dunque, la competizione per le risorse alimentari poco marcata. Bibliografia Northcote T.G., J. Hamar Feeding ecology of Coregonus albula and Osmerus eperlanus in the limnetic waters of Lake Mälaren, Sweden. Boreal Env. Res., 11: Schoener T.W Nonsynchronous spatial overlap of lizards in patchy habitats. Ecology, 51:

89 PARTE SECONDA CONSIDERAZIONI COMPLESSIVE SUL TRIENNIO CONSIDERAZIONI COMPLESSIVE SUL TRIENNIO

90 9. IDROLOGIA E CLIMA. APPORTI QUANTITATIVI A LAGO: PIOGGE PORTATE E LIVELLO DEL LAGO NEL TRIENNIO Marzia Ciampittiello, Claudia Dresti, Helmi Saidi e Dario Manca All interno del triennio si trovano tre anni diversi per pluviometria e clima e quindi anche per caratteristiche idrologiche; in particolare si può dire che il 2013 è da considerarsi un anno meteorologico e idrologico medio, il 2014 è stato caratterizzato da un evento di piena, a novembre e il 2015 è stato un anno mediamente poco piovoso e particolarmente siccitoso negli ultimi mesi (novembre e dicembre). Tale elevata variabilità annuale deve essere tenuta in debito conto per qualunque scelta di tipo gestionale che veda un utilizzo elevato e per diversi scopi della risorsa idrica Pluviometria del bacino imbrifero Nel triennio le piogge medie annuali risultano superiori alla media rispetto ai due periodi di riferimento, e Sono le piogge registrate nel 2014, particolarmente elevate ad aumentare il valore medio di pioggia del triennio in esame. Nella Tab. 9.1 si riportano i valori medi mensili e annuali per ciascuno dei tre anni in esame e per il triennio. Tab Valori mensili delle precipitazioni (mm) del bacino del Lago Maggiore per il triennio e periodi di confronto ( e ). Gen Feb Mar Apr Mag Giu Lug Ago Set Ott Nov Dic ANNO Il 2013 si è caratterizzato per poca pioggia nei primi mesi dell anno e piogge elevate ad aprile, maggio, novembre e dicembre, arrivando a registrare una media annua prossima ai valori medi di riferimento. Il 2014 ha fatto registrare nei primi mesi dell anno, a luglio, agosto e soprattutto a novembre quando si è assistito ad un evento di piena che ha visto il Lago Maggiore uscire dagli argini il 16 novembre, raggiungendo i m s.l.m, valori di piogge superiori alle medie di riferimento. Il 2015 nonostante piogge superiori alla media a gennaio, febbraio, agosto e settembre, ha fatto registrare un valore medio annuale di pioggia inferiore alle medie di riferimento, soprattutto per le scarse piogge di aprile, novembre e dicembre. Dalla Fig. 9.1 si possono analizzare gli andamenti mensili del triennio in esame rispetto ai due periodi di riferimento. Il triennio ha fatto registrare valori di pioggia superiori alla media dei periodi di riferimento a gennaio, febbraio, agosto, ottobre e novembre, leggermente superiori a dicembre. A marzo, aprile, maggio e luglio leggermente al di sotto delle medie di riferimento e solo giugno e settembre si sono caratterizzati per piogge inferiori ai periodi di riferimento. 89

91 Fig.9.1. Andamento mensile delle precipitazioni (mm) del bacino del Lago Maggiore per il triennio e per i periodi di confronto ( e ) Deflussi Per l analisi dei deflussi del triennio si sono utilizzati solo i corsi d acqua per i quali, nel periodo considerato, si sono ricavati dati continuativi nei tre anni. I valori calcolati sono riportati nella Tab Per tutti i corsi d acqua analizzati le portate del triennio in esame sono state superiori a quelle dei periodi di riferimento disponibili per ciascuno. Fanno eccezione il Boesio e il Bardello le cui portate medie annuali sono state inferiori ai valori di riferimento, rispettivamente del 21% e del 54%. Per i corsi d acqua che hanno fatto registrare nel triennio analizzato portate superiori ai valori di riferimento, solo nei mesi estivi si sono caratterizzati per portate inferiori alle medie di riferimento. Per quanto riguarda il Boesio le medie del triennio sono risultate al di sotto del periodo di riferimento ( ) tranne che per i mesi di marzo, agosto, settembre e novembre. Per il Bardello invece tutte le portate mensili del triennio sono state inferiori ai periodi di riferimento e Tab.9.2 Confronto delle portate medie (m 3 /s) mensili ed annue per il triennio e medie di riferimento. Corso d'acqua Periodo GEN FEB MAR APR MAG GIU LUG AGO SET OTT NOV DIC ANNO 90

92 ,40 47,15 49,95 74,28 128,45 114,27 77,88 74,08 68,18 88,66 95,31 51,05 76,33 TICINO IMM ,76 31,06 36,15 52,92 108,09 117,40 92,09 64,79 68,57 74,21 59,33 36,82 64, ,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 TOCE ,56 25,79 33,28 59,04 114,91 117,64 81,04 58,37 64,68 77,17 61,46 32,98 62, ,90 30,00 34,90 59,70 105,10 127,10 93,40 74,30 73,50 72,10 64,90 37,80 67, ,28 1,47 1,58 1,40 2,75 1,60 0,74 0,91 0,58 0,63 1,23 1,21 1,30 BARDELLO ,62 2,44 2,64 3,06 4,10 3,76 2,56 1,31 2,15 2,81 2,86 2,58 2, ,55 2,84 2,73 3,22 3,90 3,32 2,91 1,87 2,25 2,60 3,43 2,81 2,87 BOESIO ,76 0,66 1,63 1,13 1,00 0,56 0,82 2,86 2,30 1,18 1,92 1,10 1, ,32 1,06 1,41 2,14 2,53 1,92 1,43 0,93 1,49 2,21 1,85 1,18 1, ,39 26,39 24,02 28,53 46,82 22,56 20,11 23,60 15,12 22,11 49,19 24,69 27,45 TRESA ,45 12,52 16,71 29,52 39,46 31,00 21,97 15,42 19,82 27,71 26,19 17,18 22, ,10 14,90 17,70 27,80 36,60 34,60 25,30 19,10 20,70 24,10 33,80 23,30 24, ,68 247,00 259,22 329,87 590,89 409,80 325,48 336,91 268,69 304,57 511,38 265,46 340,85 TICINO EMISS ,19 145,03 179,13 289,40 461,40 433,11 344,03 252,26 262,42 365,10 261,22 183,44 278, ,00 147,00 159,00 263,00 435,00 495,00 384,00 295,00 316,00 318,00 327,00 193,00 290, Livello lago Per quanto riguarda il livello del Lago Maggiore il valore medio del triennio è risultato superiore a quello del periodo di riferimento, E difficile fare ulteriori considerazioni in merito, in quanto nel 2015 e in parte già nel 2014 i livelli del lago sono stati mantenuti più alti artificialmente per verificare la possibilità di un innalzamento dei livelli nel periodo estivo. È infatti possibile verificare come, soprattutto a maggio, giugno ed agosto i livelli del lago nel triennio siano superiori a quelli del periodo di riferimento (Tab. 9.3). Tab Valori medi mensili del livello del Lago Maggiore (m s.l.m.) per il triennio e periodo di confronto ( ). Gen Feb Mar Apr Mag Giu Lug Ago Set Ott Nov Dic ANNO ,14 193,76 193,79 193,91 194,89 194,43 194,22 193,73 193,19 193,37 194,14 194,47 194, ,33 194,38 194,34 194,18 194,10 194,07 194,12 194,26 193,69 193,89 195,49 194,41 194, ,21 194,10 193,94 194,20 194,28 194,00 193,22 193,68 193,98 193,89 193,37 193, ,24 194,12 194,07 194,01 194,40 194,26 194,11 193,74 193,52 193,75 194,50 194,09 194, ,88 193,77 193,70 193,81 194,05 194,09 193,94 193,62 193,63 193,84 194,00 194,01 193,86 Dalla Fig. 9.2 è possibile verificare l andamento dei livelli mensili del lago per il triennio rispetto a quello del periodo di riferimento. Nel triennio in esame si evidenziano due picchi, uno in primavera, a maggio e l altro in autunno, a novembre, particolarmente pronunciato a causa dell evento alluvionale del novembre I valori minimi risultano più elevati in inverno e più bassi nel periodo estivo, rispetto al periodo di riferimento, con un valore particolarmente basso a settembre, probabilmente legato ai valori minimi raggiunti nel

93 Fig Andamento del livello del Lago Maggiore per il triennio a confronto con quello medio pluriennale calcolato per il periodo

94 MESCOLAMENTO INVERNALE DEL LAGO, ANALISI DEL TEMPO DI RESIDENZA ED INFLUENZE CLIMATICHE LOCALI E GLOBALI: LE RICERCHE DEL TRIENNIO Walter Ambrosetti, Claudia Dresti, Luigi Barbanti, Angelo Rolla, Mario Contesini 10.1 Caratteristiche idrodinamiche del Lago Maggiore Gli aspetti idrodinamici che hanno caratterizzato il Lago Maggiore negli ultimi decenni derivano dal quel complesso di meccanismi che riguardano l interconnessione tra il lago e gli ambienti circostanti, in particolare gli scambi di massa e di energia calorica e meccanica con l atmosfera sovrastante e con l areale che circonda il corpo idrico. In questo contesto, saranno qui trattati quegli aspetti che, oltre a fornire un quadro generale della dinamica fisica del lago, sono anche di vitale importanza per i processi chimici e biologici. Del corpo idrico saranno quindi analizzate le serie storiche pluriennali e dell ultimo triennio relative a: contenuto di calore profondità di mescolamento invernale stabilità termica ossigenazione lungo la colonna d acqua Contenuto di calore Dai dati pluriennali di temperatura dell acqua del Lago Maggiore relativi agli anni , è stato valutato il suo contenuto calorico con cadenza mensile, il cui andamento è rappresentato in Fig MJ m Fig Andamento mensile del contenuto di calore nella colonna d acqua del Lago Maggiore nel periodo

95 Oltre alla marcata evidenza del ciclo stagionale, va notata la grande variabilità dei massimi e minimi annuali ed il trend generale della serie che mostra un netto incremento determinato soprattutto dai dati riscontrati fino al termine degli anni novanta, che si sono poi stabilizzati, con qualche eccezione (estate 2010 e inverno 2006), o sono in leggero calo, dopo il 2002 (Fig. 10.2). Nella Fig. 10.2, sono rappresentati i valori minimi annuali, che si collocano normalmente in Febbraio-Marzo e sono compresi tra 4398 MJ m -2 (1963) e 5003 MJ m -2 (1998) mentre quelli più elevati, che si trovano in Agosto-Settembre, risultano compresi tra 5540 MJ m -2 (1963) e 6424 MJ m -2 (1998). Nel 2013 e nel 2014, i dati invernali hanno subito un leggero aumento e i massimi si sono mantenuti appena sopra i 6000 MJ m -2. Nel 2015, è stato raggiunto un valore massimo di 6329 MJ m -2 nel mese di settembre. Nella stessa figura, è rappresentata anche la serie dei bilanci termici annuali del lago che mostra un andamento molto variabile, abbastanza simile a quello del contenuto massimo di calore. È quindi evidente che il bilancio termico annuale del lago dipende in modo precipuo dalla quantità di calore assorbita durante la stagione calda come dimostra anche il fatto che la correlazione statistica tra il bilancio termico (Bt) e il contenuto massimo di calore (Qtmax) è significativa (r = 0,66), mentre non lo è quella tra Bt e il contenuto minimo (Qtmin) Contenuto massimo MJ m Bilancio termico 1400 MJ m Contenuto minimo Fig Andamento del contenuto massimo (estivo), minimo (invernale) di calore e del relativo bilancio termico (riferito all asse secondario) nel Lago Maggiore dal 1963 al 2015 (MJ m -2 ) Profondità del mescolamento invernale La caratteristica idrodinamica più importante dei laghi profondi sudalpini riguarda la modalità con cui avviene il mescolamento verticale convettivo che, per la loro collocazione geografica nella fascia temperata, si verifica una sola volta all anno e cioè al termine dell inverno limnologico (nel Maggiore all incirca alla fine di Febbraio). Poiché nel nostro caso si tratta di un bacino di elevata profondità, 94

96 l omogeneizzazione delle acque può avvenire in maniera completa, cioè giungere sino al fondo del lago, o interessare solo una parte più o meno cospicua della massa liquida e ciò in dipendenza di caratteristiche meteorologiche invernali che possono essere particolarmente fredde e ventose o relativamente miti. Gli eventi di circolazione totale, tuttavia, a seguito dei mutamenti climatici in atto, in particolare per l incremento invernale della temperatura dell aria e per la riduzione del vento, sono diventati l eccezione anziché la regola, come è stato accertato nel Lago Maggiore negli ultimi 60 anni. Come già specificato a proposito delle indagini di limnologia fisica portate avanti dal 1963, le profondità di mescolamento verticale sono state determinate con un doppio sistema di valutazione. La misura diretta in lago di alcuni elementi atti ad identificarla (temperatura, concentrazione di ossigeno disciolto, nitrati e silicati) ed il calcolo di un parametro (M) che tiene conto delle variabili meteorologiche, che intervengono nell omogeneizzazione delle acque. La serie delle suddette profondità riscontrate dal 1951 ad oggi a seguito dei moti convettivi è riportata in Fig. 10.3; gli istogrammi presenti indicano le profondità interessate dall inserimento di acque fredde di provenienza litorale o di fusione della coltre nevosa convogliata nella zona ipolimnica del lago (Ambrosetti et al. 2010). Come si può osservare nella stessa figura, negli ultimi 3 anni la massima profondità di mescolamento si è verificata nel 2013 (circa -120 m) mentre nel 2014 e 2015 non si sono superati i 100 metri di profondità. Fig Profondità del mescolamento verticale tardo invernale nel Lago Maggiore nel periodo (linea continua). Gli istogrammi indicano inserimenti di acqua negli strati ipolimnici del lago Stabilità termica Sulla base di quanto esposto nei paragrafi precedenti, si evince che la circolazione verticale invernale di tipo convettivo in un lago profondo come il Maggiore è un evento che oggi si verifica in maniera completa solo in casi del tutto particolari. Infatti, il lavoro necessario per ottenere l omogeneizzazione della massa 95

97 d acqua deve essere in grado di vincere non solo il gradiente di densità tra i vari strati, che deriva dalla loro differenza di temperatura o dalla presenza eventuale di soluti, ma anche di superare la pressione idrostatica della colonna d acqua che determina un incremento della stabilità del lago con la profondità. L incidenza sulla densità dell acqua è tale da determinare ogni 100 m un suo aumento pari a quello causato dalla diminuzione di temperatura di 0.2 C. In Fig sono riportate, per il periodo , gli andamenti delle stabilità termiche totali, relative cioè all intera colonna d acqua, valutate nei due momenti cruciali della dinamica lacustre, ossia in occasione del contenuto calorico minimo e del suo contenuto massimo che si ha con la più pronunciata stratificazione termica estiva. Mentre esiste un elevata significatività di correlazione tra i contenuti minimo e massimo di calore, come visto in precedenza, perché la quantità presente in estate influenza anche quella che si ritrova in inverno, non sussiste significatività statistica tra la stabilità invernale ed estiva. La ragione di ciò va ricercata nel fatto che il ruolo determinante della stabilità è assunto dalle dimensioni degli strati mescolati sia in estate che in inverno e tra queste due situazioni non vi è relazione evidente. Da rilevare nel grafico l elevato valore assunto dalla stabilità invernale nel Febbraio 2007, evento determinato dal forte riscaldamento dello strato superficiale che ha fatto seguito a condizioni climatiche estremamente calde. Ne è conseguito l isolamento dello strato profondo tanto che il mescolamento verticale ha raggiunto solo 50 m di profondità; per le stesse ragioni si è avuto un alto valore di stabilità nel Negli anni , dopo una diminuzione nel primo anno invernale, si è verificato un leggero incremento nel 2013 e un notevole balzo nel 2014, che costituisce il terzo valore più alto della serie con la conseguente ridotta circolazione del lago (65 m). I valori massimi estivi hanno invece subito una graduale diminuzione. Fig Andamento della stabilità termica massima estiva e minima invernale (J m -2 ) nel Lago Maggiore dal 1963 al All asse secondario vanno riferiti i valori minimi. 96

98 Ossigenazione In Fig sono riportati gli andamenti del contenuto medio di ossigeno disciolto (mg L -1 ) riscontrati negli ultimi tre anni lungo tutta la colonna d acqua. Fig Andamento del contenuto medio di ossigeno disciolto (mg L -1 ) nelle acque del Lago Maggiore. Triennio La figura mette in evidenza che negli anni dal 2013 al 2015 la concentrazione di ossigeno nelle acque profonde si è mantenuta tra mg L -1 e non evidenzia mescolamenti convettivi e nemmeno discesa in profondità di acqua densa e fredda di provenienza fluviale o litorale come discusso nei Rapporti CIPAIS relativi ai suddetti anni Valutazione numerica dei tempi di residenza di traccianti idrosolubili nel Lago Maggiore Nel corso del 2013, la ricerca è proseguita con simulazioni CFD 3D riguardanti la propagazione nel Lago Maggiore di un inquinante idrosolubile non-reattivo. Lo scopo delle simulazioni era di confrontare i tempi di residenza del tracciante idrosolubile con quelle di particelle (markers) prive di massa così come quantificati in precedenti studi nei rapporti I-CH. Sono state considerate due diverse configurazioni: la prima con immissione continua del tracciante alla sezione di ingresso del Ticino immissario e la seconda con inserimento a macchia (spot) nelle adiacenza della sezione di ingresso in lago del Toce. Dall analisi svolta è risultato che i tempi di residenza di un tracciante idrosolubile sono, sino a ca.12 metri di profondità, tendenzialmente meno di un quarto di quelli relativi ai markers lagrangiani privi di massa partiti da posizioni analoghe (Castellano et al., 2010). Per profondità maggiori, a fine Agosto si trovano valori allineati all andamento temporale di quelli delle profondità maggiori valutate con i markers lagrangiani. Si evidenzia così l effetto, molto sensibile, della diffusività effettiva, (essenzialmente orizzontale, mentre quella verticale risulta di molto inferiore) dovuta al regime di turbolenza del lago. La modesta penetrazione del tracciante, di principio, meriterebbe certamente uno studio più accurato che però esula dall obiettivo di questa serie di simulazioni: questo è infatti quello di valutare la differenza fra i tempi di residenza puramente idraulici, stimati mediante l uso di 97

99 markers lagrangiani privi di massa, e un tempo di residenza ragionevolmente rappresentativo di un tracciante idrosolubile e soggetto alla diffusività molecolare e alla diffusività turbolenta. Un terzo livello di interesse riguarderebbe i tempi di residenza di traccianti biodegradabili, o comunque reagenti. Problema decisamente più complesso e certamente non univoco in quanto dipendente dalle cinetiche di reazione, diverse di ogni specie e in funzione delle condizioni chimiche, fisiche e biologiche del corpo idrico Aspetti della dinamica del Lago Maggiore condizionati dal clima Questo studio, condotto nel 2013 e 2014, ha inteso valutare, col supporto statistico, le modalità che connettono la dinamica interna di un lago profondo come il Maggiore con le due principali forze meteorologiche esterne: quella locale, rappresentata dal parametro M ed una seconda a grande scala per la quale si sono considerati gli indici della NAO (North Atlantic Oscillation): detti indici si ricavano dalla differenza di pressione atmosferica a livello del mare tra un area di bassa (Islanda) ed una di alta (Azzorre). Valori altamente positivi degli indici delle oscillazioni atlantiche invernali (NAOw), indicano la presenza di forti circolazioni zonali sul Nord Atlantico, con conseguenti inverni miti e piovosi sull Europa occidentale e settentrionale, mentre i negativi testimoniano deboli circolazioni nordatlantiche, cui, di norma, seguono inverni freddi su gran parte del territorio europeo Metodologia statistica Utilizzando i principali parametri meteorologici e limnologico-fisici raccolti per oltre un cinquantennio sul lago e indicati nel rapporto 2013, è stata condotta un analisi statistica che, partendo dalla correlazione reciproca tra tutte le variabili in gioco, si è poi articolata prima sull autocorrelazione delle singole serie storiche e successivamente su un insieme di modelli, ridotti e non, del tipo Autoregressive Integrates Moving Average (ARIMA); questi sono atti ad individuare, con il confronto con i dati reali, quanto le due forze esterne si influenzino reciprocamente e quanto incidano sui parametri caratterizzanti l idrodinamica lacustre. Rilevata la quota di variabilità della serie storica di M non spiegata dalla NAOw (residui) si sono poi costruiti nuovi modelli ARIMA in grado di individuare il peso delle singole caratteristiche limnologiche, particolarmente nel momento delicato del mescolamento convettivo tardo-invernale Risultati Temperatura dell aria e dell acqua La componente più significativa dei modelli di regressione che relazionano gli indici NAOw e la termica dell aria e dell acqua del lago è risultata essere la temperatura massima dell aria, cioè il tramite con cui la NAOw incide con maggior peso sulla termica del lago. Ad un aumento dell indice NAOw corrisponde poi una diminuzione della differenza tre le temperature dell acqua superficiale e dell aria ( T) e poichè quest ultima è una componente fondamentale del bilancio termico del lago una sua 98

100 diminuzione comporta una minor perdita di energia ad onda lunga verso l atmosfera, un aumento dell energia assorbita dalla massa lacustre, un leggero incremento dell evaporazione, nonché contenute perdite di calore sensibile. Si ritiene quindi che la diminuzione di T abbia contribuito al progressivo riscaldamento del Maggiore riscontrato negli ultimi anni. Contenuto di calore Con l aumento dell indice NAOw aumenta anche il contenuto totale di calore del lago, particolarmente significativo nello strato mescolato; la quantità energetica in ipolimnio dipende invece dall autocorrelazione e dal trend. Se ne deduce che i processi termodinamici profondi invernali del Maggiore non dipendono dalla situazione del momento, ma dalle condizioni di stabilità dell inverno precedente. La dinamica termica estiva non è quindi in grado di cancellare del tutto ciò che si era instaurato in precedenza, poiché in estate sono influenzati dalle condizioni esterne solo gli strati superficiali. Va poi sottolineata l importante presenza della componente trend nei modelli di regressione, il che sottolinea il suo peso determinante per la significatività delle correlazioni fra gli indici NAOw e M e le variabili limnologiche. Tuttavia, la limitata durata delle serie storiche disponibili non consente di definire chiaramente lo sviluppo futuro della fisica lacustre per effetto dei mutamenti climatici in atto: la tendenza al riscaldamento potrebbe rivelarsi solo una fase destinata ad esaurirsi nel tempo. Infatti, la serie storica dei contenuti di calore nel Lago Maggiore e in altri laghi profondi sudalpini ha evidenziato che dal 1800 ad oggi sono avuti almeno quattro fasi di riscaldamento, e altrettante di raffreddamento (Carrara et al., 2009). Profondità di mescolamento Nel Lago Maggiore la meteorologia locale risulta più incisiva di quella a larga scala nel definire la profondità del mescolamento verticale invernale. La fase autunnale di raffreddamento del lago è infatti sempre controllata dalle componenti meteo locali. Ad esempio, a partire dagli anni 70, il vento filato ha subito una sensibile riduzione, mentre la radiazione solare ha mostrato dagli anni 80 un buon incremento e dal concorso di ambedue queste variazioni i mescolamenti verticali non hanno mai raggiunto la massima profondità del lago. Il fatto che le due citate componenti meteo locali non presentino alcun legame con l indice NAOw è da relazionare alla posizione geografica del Maggiore, sud-marginale all arco alpino che agisce da ostacolo alle oscillazioni atlantiche. Livello di concentrazione dell ossigeno ipolimnico Dalle profondità del mescolamento verticale invernale dipende anche la concentrazione di O2 presente a quei livelli. Il modello di regressione relativo a M e alla sua componente auto-regressiva mostra infatti una buona capacità di adattamento nel riprodurre l andamento della quantità di O2 nello strato sotto i 250 m con le rispettive serie temporali che mostrano andamenti quasi paralleli. Alcune differenze si hanno quando i processi di ossigenazione in profondità avvengono con meccanismi diversi da quello convettivo verticale, per esempio con l infossamento di acque fredde sia litorali che di fusione delle nevi veicolate dai tributari (Ambrosetti et al., 2012; Ambrosetti et al., 2010). 99

101 Stabilità termica La progressiva riduzione delle profondità del mescolamento invernale ha comportato anche un aumento della stabilità termica (quella chimica è del tutto trascurabile nel Maggiore). Dall analisi statistica si rileva come l indice relativo alla situazione meteorologica locale, oltre a mostrare coefficienti più significativi, presenti anche una migliore capacità di adattamento nel riprodurre l andamento della variabile stessa. Rapporti tra gli indici M, NAOW e Trend L analisi statistica ha constatato che l indice M determina un impatto molto significativo sulla fisica del lago, soprattutto se in sinergia con l azione dell indice atlantico: quando M è privato degli effetti a grande scala, ha incidenza molto elevata sulla profondità di mescolamento e sulla concentrazione di ossigeno in profondità, mentre è scarsa sui contenuti di calore; l indice NAOw invece è più legato al contenuto calorico presente nel lago, soprattutto negli strati più superficiali. Mentre l indice M è in progressiva diminuzione dal 1963, la NAOw è in crescita e se l andamento del primo determina la riduzione della profondità dello strato mescolato, il secondo favorisce il suo progressivo riscaldamento: si acuisce così la differenza di stabilità lungo la colonna d acqua a livello del salto termico e si riduce nel contempo la possibilità di una sua completa omogeneizzazione, nonché l isolamento delle acque profonde e l allungamento del tempo di ricambio delle acque del lago. I risultati dei modelli di regressione hanno mostrato una buona capacità di adattamento nel riprodurre i trends di quasi tutti i parametri limnologici: tuttavia sono presenti alcune discrepanze fra le due serie, specie in occasione di eventi eccezionali. La loro presenza era per altro già stata testimoniata dall andamento a denti di sega della memoria climatica (Ambrosetti & Barbanti, 1999) Conclusioni L azione del mutamento climatico globale gioca un ruolo non trascurabile nel condizionare i meccanismi interni all ecosistema e, nella fattispecie, la termodinamica di un lago profondo come il Maggiore. In particolare il forcing a larga scala incide sui contenuti energetici, mentre agli effetti delle profondità di mescolamento e della concentrazione di ossigeno profondo l effetto locale assume un ruolo determinante. Una delle conseguenze del riscaldamento climatico in atto potrebbe quindi essere l incremento del rischio di anossie delle acque profonde dei grandi laghi, eventi che, a lungo termine, potranno anche contrastare gli sforzi che sono stati fatti per debellare gli effetti dell eutrofizzazione. Ai fini di valutare l effettiva portata dei forcing esterni, oltre alle variazioni climatiche, deve essere presa in considerazione anche la possibile incidenza di altre cause esterne, come ad esempio le modificazioni ambientali. 100

102 Bibliografia Ambrosetti, W. & L. Barbanti Deep water warming in lakes: an indicator of climatic change. J. Limnol. 58 (1):1-9. Ambrosetti, W., L. Barbanti, & E.A. Carrara Mechanism of hypolimnion erosion in a deep lake (Lago Maggiore, N.Italy). J. Limnol. 69 (1): Ambrosetti, W. L. Barbanti, A. Rolla, L. Castellano & N. Sala Hydraulic paths and estimation of the real residence time of the water in Lago Maggiore (N, Italy): application of massless markers transported in 3D motion fields. J. Limnol., 71(1): Carrara, E.A., L. Barbanti & W. Ambrosetti Deep waters warming in Italian lakes: secular variation. Atti AIOL-Site. Ancona 2007: Castellano L., W. Ambrosetti, L. Barbanti & A. Rolla The residence time of the water in Lago Maggiore (N.Italy): first result from an Eulerian-Lagrangian approach. J. Limnol. (69(1):

103 11. INDAGINI SULL EVOLUZIONE DEL POPOLAMENTO ZOOPLANCTONICO: CONFRONTO CON I DATI PREGRESSI ANCHE ALLA LUCE DELLE MUTATE CONDIZIONI METEO CLIMATICHE. SINTESI DEL TRIENNIO Roberta Piscia, Marina Manca I valori medi annui di densità di popolazione del popolamento zooplanctonico di rete pelagico totale nel triennio sono risultati costanti intorno ai ind. m -3, ma ridotti se confrontati con i quinquenni e (circa ind m -3 ; Fig. 11.1). Tale riduzione è risultata maggiormente a carico della componente a rotiferi, ma anche, seppur in misura minore delle componenti a ciclopidi ed a cladoceri, questi ultimi soprattutto negli anni 2014 e Fig Densità di popolazione dei diversi gruppi componenti lo zooplancton di rete del Lago Maggiore nello strato 0-50m: confronto dei valori medi dei quinquenni e e degli anni 2013, 2014 e Se analizziamo nel dettaglio l andamento del popolamento dei singoli taxa nel triennio , possiamo fare alcune osservazioni. Sia lo sviluppo stagionale che la densità di popolazione adulta del calanoide Eudiaptomus padanus non ha evidenziato anomalie nel corso del triennio, con picchi massimi del tutto comparabili fra di loro (Fig. 11.2). Da notare, invece, la ricomparsa di Mixodiaptomus laciniatus, soppiantato dal calanoide invasore Eudiaptomus gracilis nel 2006 (Manca et al. 2007; Visconti e Manca, 2010). La taglia degli adulti di quest ultimo, solitamente piccola negli altri ambienti, è risultata quella tipica degli 102

104 ambienti oligotrofi (Kiefer, 1968) e sovrapponibile a quella di M. laciniatus, rendendolo adatto all occupazione della nicchia ecologica di M. laciniatus piuttosto che E. padanus, organismo filogeneticamente più affine, ma di taglia inferiore. Appare evidente dal grafico, l effimera presenza di M. laciniatus nel 2013 e nel 2014 con pochi individui al metro cubo e per brevi periodi, mentre nel 2015 non solo è stata rilevata una densità maggiore (valori medi annui: 4 ind m -3 nel 2013, 6 ind m -3 nel 2014 e 21 ind m -3 nel 2015), ma anche una maggiore permanenza nel corso dell anno (2/3 mesi nel 2012 e 2013 contro 10 mesi nel 2015). Fig Densità di popolazione degli stadi adulti di diaptomidi e dei relativi stadi naupliari e a copepodite nel triennio nel Lago Maggiore (i valori delle linee vanno riferite all asse di destra). Nel caso dei ciclopidi, invece, sono state rinvenute le stesse specie identificate nel passato, ovvero Cyclops abyssorum e Mesocyclops leukarti (Fig. 11.3). Nel 2013 e nel 2015 abbiamo osservato una dominanza numerica del ciclopide di taglia più piccola (M. leukarti) su C. abyssorum, mentre nel 2014 abbiamo rilevato picchi di densità di popolazione delle due specie di uguale entità. Sia nel caso dei ciclopidi che dei calanoidi le variazioni maggiori di densità di popolazione sono state a carico degli stadi larvali, ovvero di naupli e copepoditi. I cladoceri hanno mostrato notevoli variazioni nel loro sviluppo numerico negli ultimi tre anni (Fig. 11.4). I particle e i filter feeders, Eubosmina, Diaphanosoma e Daphnia, sono stati, in generale, numericamente contenuti eccetto che per il picco di Diaphanosoma (9905 ind m -3 ), registrato nel settembre del 2013 e il picco di Daphnia a maggio dello scorso anno (6224 ind m -3 ). In particolare, il 2014 è stato caratterizzato 103

105 da una densità di popolazione di questi organismi molto bassa. Questo risultato potrebbe essere legato alla qualità del cibo, in quanto il 2014 è stato contraddistinto dalla dominanza costante durante l anno di diatomee di grosse dimensioni, come Fragilaria crotonenesis, tipicamente poco appetibili per questi organismi (Morabito e Austoni, 2015). Fig Densità di popolazione degli stadi adulti di ciclopidi e dei relativi stadi naupliari e a copepodite nel triennio nel Lago Maggiore (i valori delle linee vanno riferite all asse di destra). Per quanto riguarda i cladoceri predatori, la densità di popolazione di Leptodora è stata comparabile nei tre anni, con valori medi annui compresi tra 21 e 30 ind m -3, mentre per Bythotrephes è stato osservato un aumento nel 2015 del valore medio annuo circa raddoppiato (39 ind m -3 nel 2013, 23 ind m -3 nel 2014 e 55 ind m -3 nel 2015), determinato per lo più dal picco registrato nel mese di giugno (341 ind m -3 ). Infine, il popolamento a rotiferi nel corso del triennio si è mantenuto costante sia in termini di valore medio annuo di densità di popolazione, sia in termini di pattern stagionale, che di composizione tassonomica. Infatti, i picchi di densità numerica sono stati osservati sempre nel periodo primaverile estivo, e i taxa dominanti si sono ripetuti negli anni: Trichocerca spp., Kellicottia longispina, Keratella spp., Polyarthra spp., Synchaeta spp., Asplanchna priodonta, Notholca acuminata-labis e Conochilus unicornis-hippocrepis. 104

106 Fig Densità di popolazione dei cladoceri del Lago Maggiore nel triennio nel Lago Maggiore (i valori delle linee vanno riferite all asse di destra). Fig Densità di popolazione dei rotiferi del Lago Maggiore nel triennio nel Lago Maggiore (i valori delle linee vanno riferite all asse di destra). 105

107 Alle classiche analisi microscopiche sono state affiancate anche le analisi degli isotopi stabili di carbonio ed azoto al fine di chiarire le relazioni trofiche che intercorrono tra quegli organismi zooplanctonici della rete pelagica lacustre in grado di trasferire energia e inquinanti ai livelli trofici superiori, ovvero ai pesci (cfr. e. g. Bettinetti et al., 2015). Nel loro complesso, i risultati relativi al triennio hanno confermato i pattern stagionali osservati negli anni precedenti. Ovvero che le variazioni stagionali del fingerprint isotopico del carbonio sono legate allo sviluppo della stratificazione termica (Visconti e Manca, 2011; Caroni et al., 2012) con segnali che diventano via via meno negativi all aumentare della temperatura nell acqua, mentre, per quanto riguarda il segnale isotopico dell azoto, si osserva un arricchimento di dell isotopo pesante dalla primavera all inverno. Inoltre i dati hanno confermato che i segnali isotopici delle diverse frazioni dipendono dalla struttura del popolamento e in particolare dal contributo relativo dei diversi taxa alla biomassa totale. Gli intervalli di variazione in 13 C e 15 N sono risultati in linea con quelli registrati negli anni precedenti. Tendenzialmente il popolamento a cladoceri sembra sussistere sulle stesse fonti alimentari, solamente i grandi predatori, Byhotrephes longimanus e Leptodora kindtii, hanno utilizzato fonti alimentari alternative, soprattutto nel periodo autunnale. Per quanto riguarda i cladoceri consumatori primari, Daphnia longispina galeata, Eubosmina longispina e Diaphanosoma brachyurum, i risultati hanno evidenziato ruoli di vicarianza trofica in alcuni momenti di compresenza e la tendenza di Eubosmina ad essere meno arricchita nell isotopo pesante dell azoto rispetto a Daphnia, probabilmente in virtù della sua predilezione alimentare per i cianobatteri azoto fissatori caratterizzati da un basso segnale di 15 N (Leoni, 2016; Carpenter et al., 1999). I ciclopidi, invece, hanno evidenziato la loro appartenenza, dati i ristretti intervalli di variazione dei segnali isotopici, a una nicchia trofica ben definita. Inoltre, il costante impoverimento nell isotopo pesante del carbonio, con valori caratteristici delle acque più profonde, suggerisce una vera e propria separazione spaziale di questi organismi (Visconti e Manca, 2011; Caroni et al., 2012). In generale i risultati sono stati in linea con quanto già osservato in altri laghi (Perga e Gerdaux, 2005; Fadda et al., 2014; Visconti et al. 2014). Bibliografia Bettinetti R., E. Boggio, C. Dossi, M. Manca, R. Piscia Contaminanti nello zooplancton. Indagini su DDT e sostanze pericolose nell ecosistema del Lago Maggiore. Programma Rapporto annuale Commissione Internazionale per la protezione delle acque italosvizzere (Ed.): Caroni R., G. Free, A. Visconti, M. Manca Phytoplankton functional traits and seston stable isotopes signature: a functional-based approach in a deep, subalpine lake, Lake Maggiore (N. Italy). Journal of Limnology, 71(1): Carpenter E.J., J.P. Montoya, J. Burns, M.R. Mulholland, A. Subramaniam, D.G. Capone Extensive bloom of a N-fixing diatom/cyanobacterial association in the tropical Atlantic Ocean. Mar. Ecol. Prog. Ser., 185: Fadda A, R. Rawcliffe, B.M. Padedda, A. Lugliè, N. Sechi, F. Camin, L. Ziller, M. Manca Spatiotemporal dynamics of C and N isotopic signature of 106

108 zooplankton: a seasonal study on a man-made lake in the Mediterranean region. Annales de Limnologie-International Journal of Limnology, 50(4): Kiefer, F Versuch einer revision der gattung Eudiaptomus Kiefer (Copepoda Calanoida). Memorie dell Istituto Italiano di Idrobiologia, 24: 160 pp. Leoni B Zooplankton predators and prey: body size and δ 13 C and δ 15 N seasonality to investigate the pelagic food web of Lake Iseo (Italy). Journal of Limnology, in press. Morabito G. e M. Austoni Caratteristiche strutturali delle associazioni fitoplanctoniche nel Lago maggiore ed evoluzione stagionale dei popolamenti. C.N.R.-I.S.E. Sede di Verbania Ricerche sull'evoluzione del Lago Maggiore. Aspetti limnologici. Programma triennale Campagna Commissione Internazionale per la protezione delle acque italo-svizzere (Ed.): Perga M.E. and D. Gerdeaux Are fish what they eat all year round? Oecologia, 144(4), Visconti A. and M. Manca The invasive appearance of Eudiaptomus gracilis (GO Sars 1863) in Lago Maggiore. Journal of Limnology, 69(2), Visconti A. and M. Manca Seasonal changes in the δ 13 C and δ 15 N signatures of the Lago Maggiore pelagic food web. Journal of Limnology, 70(2): Visconti A., P. Volta, A. Fadda, A. Di Guardo, M. Manca Seasonality, littoral vs. pelagic carbon sources and stepwise 15 N-enrichment of pelagic food web in a deep subalpine lake: the role of planktivorous fish. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 71(3):

109 12. CONSIDERAZIONI GENERALI SULLA DINAMICA DEL FITOPLANCTON NEL TRIENNIO Giuseppe Morabito Data la natura silicea del suo bacino imbrifero, il Lago Maggiore si caratterizza come un lago a diatomee : questi organismi hanno sempre rappresentato la classe dominante, in termini di biovolume, all'interno delle associazioni fitoplanctoniche. Le fluttuazioni stagionali, interannuali e pluriennali delle diatomee del Maggiore sono state spesso prese a modello per tracciare gli eventi peculiari dell'evoluzione trofica dell'ecosistema e analizzare la sua risposta ai cambiamenti climatici (Marchetto et al., 2004; Morabito et al., 2012). In questo senso, possiamo dire che la dinamica stagionale e pluriennale delle diatomee ben si presta ad analizzare la risposta della biocenosi fitoplanctonica nel suo complesso: variazioni nella dominanza di alcune specie, così come il declino o l'accresciuta importanza di altre, sono elementi che consentono di delineare un quadro di sintesi dell'evoluzione recente dell ecosistema e di focalizzare l attenzione su alcuni potenziali fattori che controllano lo sviluppo del fitoplancton. E importante sottolineare che le possibili modificazioni a carico della biocenosi fitoplanctonica vanno analizzate nel quadro dell evoluzione a lungo termine e che, quindi, le valutazioni che si possono trarre dalle dinamiche osservate nell arco del triennio devono considerarsi come la naturale prosecuzione di fenomeni già osservati negli anni precedenti: la storia evolutiva del Lago Maggiore, infatti, mostra che il sistema è caratterizzato da una certa resilienza, tale per cui è lecito attendersi che i cambiamenti delle comunità biotiche si sviluppino nel corso di più anni ed in modo graduale. Questo vale, in generale, per i cambiamenti ambientali indotti da modificazioni delle caratteristiche chimiche del sistema, cui vanno a sovrapporsi gli effetti delle forzanti climatiche, che possono aiutare a spiegare eventuali differenze tra un anno e l'altro. Negli anni più recenti, le dinamiche del fitoplancton appaiono fortemente condizionate dalla variabilità meteo-climatica, che regola, in particolare, la fase primaverile della successione fitoplanctonica, essendo le diatomee molto sensibili alle dinamiche dei parametri fisici della colonna d'acqua, soprattutto intensità e profondità del mescolamento tardo invernale, a sua volta condizionato dalla temperatura atmosferica e dal regime dei venti. A questo proposito, gli ultimi anni sono stati caratterizzati da inverni piuttosto miti e da un ridotto mescolamento della colonna d'acqua: tale situazione potrebbe spiegare il declino, a partire dal 2012, di Tabellaria flocculosa, specie fortemente silicizzata e di grandi dimensioni, che necessita di un intenso mescolamento per rimanere in sospensione negli strati d'acqua illuminati. Viceversa, altre specie sembra siano risultate avvantaggiate da questa situazione climatica, in particolare Fragilaria crotonensis, risultata assolutamente dominante in tutte le primavere del triennio Nel 2013, inoltre, si è verificata una costante dominanza delle diatomee durante l'intero arco dell'anno, analogamente a quanto si era verificato nel 2002: 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. E' rilevante sottolineare come la concausa di questa costante dominanza nel 2013 potrebbe essere dovuta, ancora una volta, a eventi 108

110 meteorologici eccezionali. Infatti, i mesi primaverili sono stati caratterizzati da precipitazioni molto abbondanti, che, probabilmente, hanno portato al lago notevoli quantità di silice. Situazione analoga si è verificata nel 2015, con i mesi di gennaio e febbraio caratterizzati da precipitazioni al di sopra della media pluriennale. La silice, il cui esaurimento durante lo sviluppo primaverile rappresenta di solito il principale fattore limitante per il proseguimento della crescita delle diatomee, sarebbe risultata quindi presente in concentrazioni tali da sostenere la produzione di diatomee fino alla tarda estate, sia nel 2013 che nel Il fenomeno è stato ben documentato anche in altri laghi (Leitao et al., 2003; Anneville et al., 2004; Znachor et al., 2008), dove, a seguito di forti eventi di precipitazione, si erano sviluppate abbondanti popolazioni di Fragilaria crotonensis, analogamente a quanto osservato sul Lago Maggiore. Inoltre, il periodo tardo invernale del 2013 è stato caratterizzato da temperature atmosferiche superiori alla norma, evento che ha permesso un leggero anticipo della prima fase di crescita delle diatomee. La dominanza di Fragilaria crotonensis da gennaio fino al mese di luglio ha caratterizzato anche il 2014 ed il 2015, sebbene i livelli quantitativi raggiunti nel 2014 non siano stati paragonabili a quelli misurati negli altri due anni: tra le possibili concause del minore sviluppo potrebbe esserci la ridotta profondità di mescolamento dell inverno Accanto al ruolo decisivo, assunto dai fattori meteorologici, nel controllare le dinamiche del fitoplancton nel periodo più recente, gli anni hanno confermato anche altri cambiamenti già manifestatisi nel quinquennio precedente, ovvero la riduzione di alcune specie tipiche di ambienti oligotrofi e la tendenza all'aumento di altre, indicatrici di condizioni di mesotrofia. Tale fenomeno è evidente, soprattutto, tra i cianobatteri e le diatomee, che sono i gruppi più rappresentati nella flora pelagica del Lago Maggiore. Tra le diatomee, per esempio, si sta verificando la sostituzione di Cyclotella da parte di Stephanodiscus, che non è un segnale positivo in termini di qualità ecologica, in quanto quest ultima specie è solitamente indicatrice di acque a maggiore trofia. Peraltro, i dati fino ad ora disponibili non sono tali da indicare un evidente peggioramento dello stato trofico: anche i parametri che sintetizzano lo stato della comunità fitoplanctonica, ovvero clorofilla e biovolume totale medi annui, si mantengono su valori da lago oligotrofo. Tuttavia, la presenza di Stephanodiscus alpinus nel gruppo delle dominanti dal 2009 al 2013, deve indurre a mantenere sotto continua sorveglianza l'evoluzione dell'ambiente. Altre conferme, in questo senso, osservate nel corso del triennio, riguardano la presenza, nel gruppo delle dominanti, di Aulacoseira spp. e Diatoma tenuis entrambi organismi che privilegiano acque più ricche di nutrienti. Tra i cianobatteri, è da segnalare l'accresciuta importanza di Apahnizomenon flos-aquae, già classificata tra le dominati nel quinquennio precedente: questa specie potrebbe essere stata favorita dal leggero, ma costante, aumento delle concentrazioni di fosforo totale a partire dal Infatti, la letteratura scientifica descrive A. flosaquae come una specie tipica di ambienti eutrofi (Hörnström, 1981; Reynolds et al., 2002) e particolarmente sensibile alla carenza di fosforo. Altri fenomeni, caratterizzanti il decennio appena trascorso e manifestatisi anche nel periodo , fanno ipotizzare un aumento della disponibilità dei nutrienti algali nel Lago Maggiore, pur, come già osservato, in un quadro di sostanziale stabilità degli indicatori di stato trofico attualmente utilizzati per la valutazione (numero di specie, clorofilla e biovolume medi annui). Ci si riferisce, in particolare, agli episodi 109

111 di fioritura che hanno interessato il bacino lacustre nella sua storia più recente. Ricordiamo che il quinquennio si era chiuso segnalando le massicce fioriture cianobatteriche (Dolichospermum lemmermanni) degli anni Questo cianobatterio è sempre stato tra le specie dominanti anche negli anni successivi, facendo anche registrare alcuni eventi di fioritura, peraltro modesti, come quelli osservati nel 2010, nel 2011 e nel Accanto alle fioriture di cianobatteri, sono sicuramente da menzionare quelle imputabili alla cloroficea Mougeotia sp.: questo organismo è un componente tipico della flora pelagica del Lago Maggiore ed è estremamente comune in tutti i laghi profondi subalpini, sia a nord che a sud delle Alpi: per esempio, fioriture di Mougeotia hanno avuto luogo anche nel Lago di Lugano e nel Lago di Garda e sono state interpretate come segnale di peggioramento dello stato trofico (Salmaso, 2002; Simona, 2002). Nel Lago Maggiore, dopo l impressionante fioritura occorsa nel 2011, si è avuto un altro evento di rilievo durante l estate del 2015, sebbene con una estensione temporale decisamente più ridotta: un studio recente (Tapolczai et al., 2015), condotto su diversi laghi profondi, europei e non, ha tentato di far luce sui possibili fattori ambientali che controllano lo sviluppo di Mougeotia, peraltro,senza che siano emerse evidenze decisive. Tra le ipotesi plausibili, almeno per quanto riguarda i fenomeni occorsi nel Lago Maggiore, vi è quella che assegna un ruolo significativo al controllo esercitato dai fattori climatici. In particolare, sia nel 2011 che nel 2015, la fioritura di Mougeotia si è verificata durante un periodo di anomalia climatica positiva, che nel 2011 si era manifestata già nel mese di Aprile, mentre nel 2015 ha interessato l inizio dell estate. E, dunque, lecito ipotizzare che un anomalo riscaldamento delle acque, indotto da temperature atmosferiche massime, che si mantengono superiori a 30 C per più giorni consecutivi, possa avere favorito la proliferazione di questa specie. La dinamica delle fioriture di Mougeotia sp. merita ulteriori indagini: tra l altro, è da chiarire quale possa essere la fonte di nutrienti algali tale da poter sostenere una fioritura, in un ambiente attualmente oligotrofo, come il Lago Maggiore. Tra le ipotesi da esaminare, vi potrebbe essere quella secondo la quale significativi apporti di nutrienti potrebbero giungere al lago attraverso il dilavamento dei suoli, in occasione di eventi di precipitazione brevi ed intensi. In conclusione, le dinamiche della successione fitoplanctonica osservate nel triennio , sembrano confermare la tendenza evidenziata negli ultimi anni, secondo cui gli eventi meteo-climatici hanno assunto un ruolo preponderante nel controllare lo sviluppo del fitoplancton e la dominanza di alcune specie. Dall esame dei risultati ottenuti nell ultimo decennio, sembra plausibile ritenere che, a fronte di uno stretto controllo sui carichi puntiformi di nutrienti, sia divenuto sempre più importante il ruolo degli apporti da fonti diffuse, soprattutto in relazione all azione di eventi meteoclimatici estremi. Accanto a questi, il riscaldamento delle acque lacustri e le modificazioni del regime di mescolamento, in parte influenzati dalle fluttuazioni climatiche a scala continentale, come ampiamente descritto nei capitoli precedenti, possono determinare alterazioni nella fenologia del fitoplancton e favorire lo sviluppo di organismi ben adattati a queste nuove condizioni ambientali. Sul lungo termine, potremmo assistere ad eventi simili a quelli prodotti dal processo di eutrofizzazione sperimentato dal lago negli anni 60-70, anche se le specie coinvolte potrebbero essere diverse: si può ipotizzare che le fioriture del periodo siano segnali dell evoluzione dell ecosistema in questa direzione. 110

112 Bibliografia Anneville, O., S. Souissi, S. Gammeter & D. Straile, Seasonal and inter-annual scales of variability in phytoplankton assemblages: comparison of phytoplankton dynamics in three peri-alpine lakes over a period of 28 years. Freshwater Biology 49: Hörnström, E Trophic caracterization of lakes by means of qualitative phytoplankton analysis. Limnologica, 13: Leitao M., S. Morata, S. Rodriguez & J. Vergon, The Effect of perturbations on phytoplankton assemblages in a deep reservoir (Vouglans, France). Hydrobiologia 502: Marchetto, A., A. Lami, S. Musazzi, J. Massaferro, L. Langone & P. Guilizzoni, Lake Maggiore (N. Italy) trophic history: fossil diatom, plant pigments, and chironomids, and comparison with long-term limnological data. Quaternary International, 113: Morabito, G., A. Oggioni & M. Austoni Resource ratio and human impact: how diatom assemblages in Lake Maggiore responded to oligotrophication and climatic variability. Hydrobiologia, 698: Pearl, H.W Growth and reproductive strategies of freshwater blue-green algae (cyanobacteria). In: C.D. Sandgren (Ed.), Growth and reproductive strategies of freshwater phytoplankton. Cambridge University Press: Reynolds, C.S., V. Huszar, C. Kruk, L. Naselli-Flores & S. Melo Towards a functional classification of freshwater phytoplankton. J. Plankton Res., 24: Salmaso, N Ecological patterns of phytoplankton assemblages in Lake Garda: seasonal, spatial and historical features. J.Limnol., 61(1): Simona, M Winter and spring mixing depths affect the trophic status and composition of phytoplankton in the northern meromictic basin of Lake Lugano. J.Limnol., 62(2): Tapolczai K., O. Anneville, J. Padisák, N. Salmaso N, G. Morabito, T. Zohary, R. D. Tadonléké, F. Rimet Occurrence and mass development of Mougeotia spp. (Zygnemataceae) in large, deep lakes. Hydrobiologia; 745 (1): Znachor, P., E. Zapomelova, K. Rehakova, J. Nedoma, & K. Simek, K., 2008.The effect of extreme rainfall on summer succession and vertical distribution of phytoplankton in a lacustrine part of a eutrophic reservoir. Aquatic Sciences, 70:

113 13. IL CARBONIO ORGANICO NEL LAGO MAGGIORE: TENDENZA EVOLUTIVA, ORIGINE E CARATTERISTICHE QUALITATIVE Cristiana Callieri, Mario Contesini, Roberto Bertoni TOC (Total Organic Carbon) La concentrazione di Carbonio Totale Organico è la variabile che meglio illustra l'evoluzione trofica del Lago Maggiore. Essa è, infatti, la variabile che sintetizza il risultato di tutte le attività di produzione e consumo di sostanza organica in lago ed include la frazione di origine alloctona, al netto di quanto per sedimentazione viene segregato al fondo della cuvetta lacustre. Per permettere l'esame dell'evoluzione temporale della concentrazione di TOC nella figura si sono messi in grafico le concentrazioni medie negli strati epilimnico ed ipolimnico misurate nel corso delle ricerche sviluppate nel precedente quinquennio (ombreggiate in figura) e del triennio appena concluso. Fig Concentrazioni medie epilimniche ed ipolimniche di TOC misurate nel quinquennio (ombreggiate) e nel triennio Dal suo esame emerge chiaramente che il TOC ha mostrato, dal 2012 ad oggi, una stabilità temporale maggiore rispetto agli anni precedenti. Il 2008, il 2009 e il 2011 furono, infatti, caratterizzati da occasionali picchi estivi di concentrazione di TOC tali da far ipotizzare l'inizio di un processo peggiorativo della qualità delle acque lacustri pur non arrivando a determinare concentrazioni medie annue superiori all'obiettivolimite di 1 mg L -1. Tale fenomenologia non si è riproposta nell'ultimo triennio permettendo di confermare la persistenza della condizione di oligotrofia del Lago 112

114 Maggiore. Sarebbe interessante individuare la causa o le concause, ivi incluse le peculiarità climatiche di quegli anni, dei picchi di concentrazione di TOC sopra ricordati. Purtroppo l'elevatissimo numero di variabili in gioco rende difficile una tale analisi soprattutto in assenza, fortunatamente, di macroscopici fenomeni di inquinamento. La lunga serie temporale di dati fin qui acquisita ha comunque permesso di iniziare l'analisi congiunta di molte variabili con tecniche di calcolo (genetic programming) che, prescindendo dai vincoli della statistica parametrica, potranno portare alla formulazione di modelli capaci di dar conto anche di variazione occasionali come quelle sopra menzionate per il TOC (Bertoni et al., 2016) TEP (Transparent Exopolymeric Particles) A partire dal 2013 inoltre, lo studio del TOC si è ampliato includendo anche la valutazione delle sue caratteristiche qualitative. In particolare si è studiata, su base stagionale, la dinamica delle particelle esopolimeriche trasparenti (TEP, Transparent Exopolymeric Particles) responsabili della componente mucillaginosa della TOC lacustre che, prodotta talvolta in modo massivo dall attività algale, può interferire con le attività di pesca o può determinare la formazione di masse flottanti superficiali. Il TEP costituisce anche la frazione particellata del EPS (Extracellular Polymeric Substance) ed ha una grande importanza nel ciclo del carbonio organico negli ambienti acquatici (Passow, 2002, de Vicente et al., 2010). Infine la qualità delle acque lacustri può essere ridotta per la proprietà del TEP di indurre formazione di schiume e di costituire punti di accumulo di nanoparticelle, batteri e virus. Durante i tre anni di ricerca i campioni sono stati prelevati nella stazione di massima profondità (Ghiffa) a 10 profondità: superficie, 5, 10, 15, 20, 50, 100, 200, 300, e 350 metri ed inoltre si è analizzato un campione integrato 0-20 m per caratterizzare la zona epilimnetica ed uno m per quella ipolimnetica. Le concentrazioni massime di TEP nel Lago Maggiore nel corso del triennio sono state misurate nella zona eufotica epilimnetica (0-20 m, massimo: 332 µg L -1 ) nel periodo estivo (Fig. 13.2) in particolare nel Tali concentrazioni diminuiscono notevolmente nella zona ipolimnetica ( m) dove vengono anche misurati valori prossimi allo zero. Nel campione integrato della zona epilimnetica ed ipolimnetica il TEP varia tra 13 e 332 µg L -1 e tra 0 e 123 µg L -1, rispettivamente, nei tre anni. La concentrazione media di TEP nella zona trofogenica è mediamente 5 volte superiore a quella dello strato m, indicando così che il TEP prodotto viene anche in alta percentuale utilizzato o mineralizzato nella stessa zona epilimnetica. Le percentuali di TEP sul totale del carbonio organico (TOC) varia tra 0.6 e 26% e 0 e 16% nello strato epi ed ipolimnetico rispettivamente. Questo risultato indica una importanza di questa frazione anche considerando un campione integrato. Analisi statistiche approfondite (Linear Mixed Effect Models) hanno mostrato che tra diversi parametri limnologici valutati quello che sembra determinare le concentrazioni di TEP sia il popolamento fitoplanctonico, stimato come concentrazione di clorofilla a (Callieri et al. sottomesso). Anche dal confronto grafico di TEP e clorofilla a (Fig e 13.4) si nota la stretta relazione tra le due variabili. Tuttavia nel luglio del 2015 si è misurata una concentrazione di TEP inferiore a quella del 2014, ma con concentrazioni di clorofilla più elevate, ad indicare una presenza di specie algali con minore produzione di escreti polisaccaridici o un importante effetto di altri popolamenti (ad esempio picocianobatteri), anche essi legati in modo significativo al 113

115 TEP. E noto che differenti specie algali possono produrre TEP più ricco in fucosio o mannosio/galattosio con diverse resistenze alla degradazione (Passow, 2002). Nel Lago Maggiore la più alta produzione di TEP avviene in tarda estate quando i cianobatteri e i grandi dinoflagellati sono presenti. Fig Variazioni della concentrazione di TEP (azzurro) e della sua percentuale sul TOC (rosso) nel campione integrato 0-20 m (pannello superiore) e m (pannello inferiore), nel Lago Maggiore dal 2013 al

116 Fig Variazioni della concentrazione di TEP (azzurro) e di quella di clorofilla (verde) nel campione integrato 0-20 m, nel Lago Maggiore dal 2013 al Fig Relazioni tra TEP e chlorofilla a e TEP e numero di picocianobatteri. I dettagli dei profili verticali del TEP nel Lago Maggiore sono presentati nella Fig per il triennio in esame. Si noterà che nel 2014 e 2015 sono stati aggiunti ulteriori profili rispetto ai quattro programmati per dettagliare meglio le dinamiche del TEP. Si vede molto chiaramente che mentre nel 2013 le concentrazioni si mantengono al disotto dei 400 µg L -1 nel 2014 si assiste ad un aumento soprattutto in luglio ma anche in ottobre. A differenza dei valori integrati, con i campioni discreti si possono osservare meglio i picchi di produzione e definire da quali profondità siano generati: 115

117 generalmente il massimo si trova tra i 10 ed i 20 metri. Il valore massimo di concentrazione di TEP è stato di 776 µg L -1 misurato nel 2014, a 10 m e corrispondente al 56% del TOC. Fig Profili verticali del TEP in 10 profondità nel triennio , nel Lago Maggiore. In conclusione, si può dire che il TEP nel Lago Maggiore è una frazione importante del TOC, che può arrivare anche al 56% della concentrazione di carbonio organico totale. Il TEP è significativamente correlato alla concentrazione di clorofilla ad al numero di picocianobatteri e la sua produzione è massima nei primi 20 m nel periodo estivo CDOM (Chromophoric Dissolved Organic Matter) Come già detto, la stima dell'abbondanza relativa di CDOM (Chromophoric Dissolved Organic Matter) con la tecnica dello Slope Ratio permette di valutare qualitativamente se nel complesso del Carbonio Organico Totale prevale la componente autoctona o quella terrigena alloctona. Per offrire una valutazione sintetica per il triennio, si sono messi a confronto nella figura 13.6 i profili verticali medi del triennio dei valori di Slope Ratio (a sinistra) e della concentrazione di TOC (a destra). Dal suo esame emerge chiaramente la stagione di massima produzione è caratterizzata da concentrazioni più elevate di TOC e dai valori di slope ratio più elevati, indicativi dell'origine autoctona della sostanza organica. Nel periodo invernale invece i valori dello slope ratio sono inferiori all'unità. In altre parole, in quella stagione il TOC, che è presente in basse concentrazioni, è prevalentemente costituito da CDOM residuato dall'input alloctono. Questa prima valutazione qualitativa del pool di carbonio organico nel Lago Maggiore ne conferma l'origine autoctona quando il TOC è più abbondante. La tecnica dello slope ratio è senz'altro utile per tracciare, anche in un sistema con bassa concentrazione di CDOM, la presenza di questo materiale. Essa potrà quindi essere utilizzata per monitorare anomali sversamenti di 116

118 sostanze organiche alloctone in lago. E interessante ad esempio notare un picco dello slope ratio ai 20 m in inverno abbastanza anomalo. Fig Profili verticali medi triennali dei valori di Slope Ratio (a sinistra) e della concentrazione di TOC (a destra). Periodo Bibliografia Bertoni R., M. Bertoni, G. Morabito, M. Rogora, C. Callieri A nondeterministic approach to forecasting the trophic evolution of lakes. J. Limnol. 75(s1): Callieri C, M. Contesini, D. Fontaneto, R. Bertoni. (submitted to Inland Waters). Transparent exopolymer particles (TEP) are driven by chlorophyll a and mainly confined to epilimnion, in a deep subalpine lake. Passow U Transparent exopolymer particles (TEP) in aquatic environments. Prog Oceanogr 55:

119 14. PRESENZA E DISTRIBUZIONE DI BATTERI ANTIBIOTICO RESISTENTI NELLE ACQUE DEL LAGO MAGGIORE: TRIENNIO Gianluca Corno, Andrea Di Cesare, Ester Eckert, Mario Contesini, Roberto Bertoni. La comparazione tra i primi anni di monitoraggio ( ) ed il 2015, ci conferma la complessità dell analisi. Limitandoci ai tre geni per i quali abbiamo valori quantitativi per il triennio, sulii, teta e blactx-m (Figura 14.1) si può notare come le tre annate siano state caratterizzate da trend difficilmente comparabili sia per la stazione pelagica di Ghiffa che per quelle litorali sulii Abbondanza relativa teta Ghiffa Pallanza Arona Ascona blactx-m gen mag set gen mag set gen mag set Figura Misura dell incidenza dei diversi geni di resistenza nei popolamenti microbici del Lago Maggiore nelle 4 stazioni nel triennio Il gene sulii è risultato costitutivo nel popolamento batterico del lago, con valori quantificabili in ogni stazione e in ogni periodo dell anno. Il picco di abbondanza 118

120 misurato a Ghiffa e Pallanza tra il 2013 e 2014 non si è ripetuto, e la sua scomparsa è coincisa con la diminuzione di sulii anche nelle stazioni di Ascona ed Arona che erano risultate altamente contaminate nella prima parte del triennio. Per quanto riguarda teta si può anche in questo caso considerare il gene come costitutivamente presente nelle acque del Lago Maggiore, con proporzioni significative sul popolamento batterico totale. Nel triennio non si sono osservati trend particolari, se non un picco molto elevato di contaminazione a Ghiffa e Pallanza (ed anche nei campioni singoli delle stazioni di Arona ed Ascona) nella prima parte del Preoccupante è il trend relativo al gene che nell ultimo anno è risultato molto spesso quantificabile nella stazione di Pallanza, e con un trend globale di crescita in tutto il lago. Questo gene è sicuramente un indicatore di contaminazione da antibiotici, e il trend in crescita lascia pensare una certa tendenza in questo senso, che potrebbe essere una risposta dei popolamenti naturali all utilizzo abbondante di beta-lattamici negli ultimi anni in medicina umana e veterinaria sia in Piemonte che in Canton Ticino. Le analisi quantitative dal 2015 sono state ampliate con la quantificazione in qpcr del gene ermb di resistenza ai macrolidi, e verranno ampliate ad altri geni anche in futuro, ogniqualvolta verrà considerato necessario, ed includeranno sicuramente tutti i geni a maggior diffusione, per le quali le analisi potranno essere estese fino al 2013, grazie al fatto che il DNA estratto nel triennio è conservato a -80 C nei laboratori del CNR-ISE. In conclusione, possiamo affermare che dalle analisi di questo primo triennio di monitoraggio della presenza di antibiotico-resistenze nel Lago Maggiore, il quadro che si ottiene è di un lago fortemente antropizzato, dove la resistenza specifica ad antibiotici sintetici è presente ed è diffusa. Questa situazione, pur essendo lontana dall essere ottimale (Di Cesare et al., 2015) non ci pone per ora in uno stato di emergenza, ma sicuramente di pre-allarme in quanto l utilizzo delle acque del Lago a fini diversi è già elevato ed andrà ad aumentare nei prossimi anni, mentre un eventuale adeguamento dei sistemi di depurazione non è una soluzione definitiva e l utilizzo di antibiotici, seppur in calo secondo le fonti ufficiali, è comunque ancora massivo, sia nel settore della salute umana che, soprattutto, in quello agricolo-zootecnico. Le analisi effettuate in questo triennio hanno permesso di individuare alcune criticità, che verranno monitorate nel dettaglio nei prossimi anni, così come prevediamo analisi mirate alla definizione di possibili differenze nella distribuzione di batteri antibiotico-resistenti sia lungo la colonna d acqua che rispetto al variare delle stagioni. Bibliografia Di Cesare A., E.M. Eckert, A. Teruggi, D. Fontaneto, R. Bertoni, C. Callieri and G. Corno Constitutive presence of antibiotic resistance genes within the bacterial community of a large subalpine lake. Molecular Ecology, 24:

121 15. CONSIDERAZIONI GENERALI SULL EVOLUZIONE A LUNGO TERMINE DELLE CARATTERISTICHE CHIMICHE DEL LAGO MAGGIORE, CON PARTICOLARE RIFERIMENTO AL TRIENNIO Michela Rogora, Paola Giacomotti, Arianna Orrù, Gabriele A. Tartari. In questo capitolo vengono presentate e discusse le serie di dati a lungo termine disponibili per il Lago Maggiore ed i suoi principali tributari dalla fine degli anni 70 - inizio degli anni 80 per quanto attiene i nutrienti algali e altre variabili chimiche significative per lo stato delle acque. Particolare attenzione viene rivolta ai dati dell ultimo triennio ( ), messi a confronto con quelli dei periodi precedenti allo scopo di valutare criticamente la situazione attuale delle acque lacustri e tributarie. I temi principali trattati in questo capitolo riguardano le variazioni più rilevanti che hanno interessato le acque del lago dal punto di vista chimico nel periodo recente, ovvero: - il riscaldamento delle acque lacustri ed i conseguenti effetti sul chimismo, con particolare riferimento al contenuto di ossigeno; - le variazioni nel contenuto ionico delle acque, e specificatamente l aumento di sodio e cloruri; - il recente aumento delle concentrazioni di fosforo e la diminuzione dei livelli di azoto, in particolare nitrati, in relazione agli apporti dal bacino e ai fattori meteoclimatici. Le variazioni a lungo termine nel chimismo delle acque lacustri vengono analizzate in relazione agli apporti provenienti dal bacino, grazie alla disponibilità di serie temporali di dati per i principali tributari, alle deposizioni atmosferiche e ai fattori meteo-climatici. Sia per le deposizioni che per i dati meteorologici sono disponibili serie di dati a lungo termine per il bacino del Lago Maggiore, raccolti sia nell ambito della CIPAIS che di altri programmi di ricerca (es. ICP WATERS; Mosello et al., 2001) Riscaldamento delle acque ed effetti sull idrochimica La Fig mostra l andamento delle temperature, rilevate mensilmente, delle acque del Lago Maggiore negli strati epilimnico (0-25 m), ipolimnico ( m) e nell intera colonna d acqua dal Si può osservare come le temperature dello strato superficiale siano andate progressivamente aumentando, soprattutto per quanto riguarda i massimi estivi, che superavano raramente i 17,0 C fino alla metà degli anni 90, mentre sono stati in genere compresi tra 18 e 19 C negli anni 2000 (con punte di 19,3, 20,1 e 19,6 C rispettivamente nell agosto 2003, 2005 e 2007). Dalla regressione lineare dei dati epilimnici, l aumento complessivo nel periodo considerato (38 anni) risulta pari a 1,4 C (circa 0,04 C/anno). Il Lago Maggiore è stato recentemente considerato in uno studio internazionale sul riscaldamento delle acque superficiali dei laghi, che ha dimostrato come il cambiamento climatico stia portando a una rapido riscaldamento della superficie dei 120

122 laghi, minacciando la disponibilità di acqua dolce e la funzionalità degli ecosistemi. I laghi oggetto dello studio si stanno riscaldando ad una media di 0,34 C ogni decennio (0,31 C per il Lago Maggiore), velocità superiore a quella rilevata per gli oceani e l'atmosfera (O Reilly et al., 2015). Se il riscaldamento dei laghi dovesse procedere al ritmo attuale, si può prevedere che nel prossimo secolo le fioriture algali aumentino fino al 20%, e quelle di alghe tossiche (cianobatteri) del 5%. Tra gli altri effetti che il riscaldamento può avere sui laghi vi sono quelli conseguenti al mancato rimescolamento delle acque e quindi al recupero di ossigeno per gli strati profondi, con effetti analoghi a quelli indotti dall eutrofizzazione (Moss et al., 2011; Jeppesen et al., 2014). C Epi Lago Ipo Fig Valori mensili della temperatura del Lago Maggiore in epilimnio (0-25 m), ipolimnio ( m), e nell intera colonna d acqua rilevati nella stazione di Ghiffa dal 1978 al Nel caso del Lago Maggiore, le condizioni climatiche degli ultimi inverni, con temperature miti e scarsità di vento, hanno ostacolato il mescolamento verticale, che ha interessato solo una porzione limitata della colonna d acqua (65 e 70 m rispettivamente nel 2014 e 2015, come discusso in dettaglio nel Capitolo 3). Questo a sua volta ha impedito la riossigenazione degli strati più profondi: osservando l andamento del contenuto di ossigeno in ipolimnio e al di sotto dei 200 m di profondità dal 1955 (Fig. 15.2), si può vedere come negli ultimi anni i valori siano scesi rispettivamente a circa 7,5 e 6,3 mg O2 L -1, ovvero i minimi assoluti degli ultimi 15 anni. Considerando i dati disponibili per tutte le 12 profondità considerate dal 1988 (Fig. 15.3), si può osservare come la porzione di lago interessata da concentrazioni di ossigeno inferiori a 7,0 mg O2 L -1 stia progressivamente aumentando. Una tendenza analoga era stata osservata anche in precedenza e interrotta da rimescolamenti completi delle acque (es e 1999). Anche in questi casi il contenuto ipolimnico di ossigeno era sceso al di sotto dei 7,0 mg O2 L -1 (es. 6,9-7,0 mg O2 L -1 in ipolimnio e 5,4 mg O2 L -1 al di sotto dei 200 m nel ). Se l attuale tendenza proseguirà, verosimilmente nei prossimi anni verranno raggiunti valori analoghi a quelli del

123 e del Questi tenori di ossigeno non sono tali da destare preoccupazione, in quanto comunque lontani dall anossia e limitati alla porzione più profonda del lago. Si tratta comunque di variazioni chiaramente attribuibili ai fattori meteo-climatici e da tenere sotto controllo in quanto destinate ad accentuarsi alla luce degli scenari climatici futuri (Lepori et al., 2015). mg O 2 L m m Fig Andamento dal 1955 delle concentrazioni medie di ossigeno nello strato ipolimnico e al di sotto dei 200 m di profondità (valori ponderati sui volumi). Fig Concentrazioni di ossigeno disciolto misurate mensilmente nel Lago Maggiore dal 1988 alle diverse profondità (da 0 a 360 m). Gli effetti del riscaldamento climatico stanno interessando anche gli ambienti lotici: per i principali tributari del Lago Maggiore sono disponibili serie a lungo termine di dati di temperatura, misurata mensilmente in concomitanza del campionamento per le analisi chimiche. In Fig sono riportati i trend dei valori mensili di temperatura dei tributari del Lago Maggiore (esclusi Bardello e Boesio) dal 122

124 1978, come medie mobili di ordine 12 (per ridurre l effetto della variabilità stagionale). Le temperature sono aumentate pressoché in tutti i corsi d acqua considerati, raggiungendo in molti casi i valori massimi proprio nel L aumento complessivo, calcolato per il periodo , è risultato compreso tra 0,4-0,5 C (0,02-0,03 C a -1 ) per Toce, Tresa, Verzasca e Maggia e oltre 2 C (0,10 C a -1 ) per San Bernardino e San Giovanni. Temp. ( C) 17 CAN ERN GIO MAG SBE SGI STR TIC TOC TRE VER VEV Fig Andamento delle temperature misurate mensilmente alla foce dei principali tributari del Lago Maggiore dal 1978 (medie mobili di ordine 12). Per gli acronimi si rimanda a Tab Variazioni nel contenuto ionico delle acque Tra le variazioni più importanti osservate nel periodo recente nelle acque del Lago Maggiore e di alcuni tributari vi sono quelle a carico dei principali soluti, ovvero calcio, magnesio e sodio tra i cationi e bicarbonati, solfati e cloruri tra gli anioni. Il trend dei valori di alcalinità (rappresentata per la quasi totalità dai bicarbonati), così come quello della conducibilità, sono stati discussi nel paragrafo 7.1. Per quanto riguarda gli altri ioni, il loro andamento dagli anni 80 ad oggi è riportato in Fig. 15.5, considerando i valori misurati alla circolazione tardo-invernale. Come si può osservare, le variazioni hanno interessato soprattutto le concentrazioni di calcio, sodio e cloruri; mentre per il primo si rileva però una recente tendenza alla diminuzione o comunque alla stabilizzazione dei valori dal 2006, sodio e cloruri sono in continuo aumento. Anche se nel 2015 si è verificata una leggera flessione delle concentrazioni (vedi paragrafo 7.1), l aumento rispetto agli anni 80 è stato altamente significativo (Rogora et al., 2015a) e pari a circa il 40% per il sodio e oltre il 60% per i cloruri. 123

125 Ca, SO 4 (mg L -1 ) Mg, Na, Cl (mg L -1 ) 32 Calcio Solfati Magnesio Sodio Cloruri Fig Andamento delle concentrazioni medie sulla colonna d acqua del Lago Maggiore dei principali ioni alla circolazione tardo invernale (valori ponderati sui volumi). 1.5 Questo trend è da attribuire all aumento delle concentrazioni di questi ioni nei principali tributari (Fig. 15.6) e all aumento complessivo degli apporti dal bacino, come dimostrano gli andamenti dei carichi di sodio e cloruri dagli anni 80 e 90: i carichi, calcolati con le stesse modalità adottate per i nutrienti (paragrafo 7.7) sono passati da circa t a -1 nel periodo ad oltre t a -1 negli anni più recenti per i cloruri e da a t a -1 per il sodio. Grazie ai valori degli apporti e delle uscite attraverso l emissario, è stato inoltre possibile calcolare un bilancio per sodio e cloruri e il valore delle concentrazioni all equilibrio (rispettivamente 3,20 e 3,45 mg L -1 ), e confrontare queste ultime con quelle attuali misurate a lago (per i dettagli si rimanda a Rogora et al., 2015a). Dal confronto emerge come il lago non abbia ancora raggiunto i valori all equilibrio, e c è quindi da aspettarsi che, anche a fronte di una stabilizzazione dei carichi ai livelli attuali, le concentrazioni continuino ad aumentare nei prossimi anni. L aumento dei cloruri nei principali tributari e nel Lago Maggiore è stato attribuito in larga parte all utilizzo di cloruro di sodio come agente anti-gelo sulle strade nei mesi invernali (Rogora et al., 2015a). A conferma di questa ipotesi, le massime concentrazioni, sia di sodio che di cloruri, nei tributari vengono osservati nei mesi tra gennaio e marzo (Fig. 15.6). L aumento è stato particolarmente accentuato dal 2005 in poi. Purtroppo la mancanza di dati a lungo termine sui quantitativi di sale utilizzati a livello provinciale o regionale impedisce una valutazione accurata del contributo di questi input ai trend osservati nelle acque. La salinizzazione dei corpi idrici è un fenomeno diffuso e di estrema attualità, in quanto numerosi laghi e corsi d acqua, soprattutto nei Paesi Scandinavi e in Nord America, stanno andando incontro a un progressivo arricchimento in cloruri o più in generale di sali, con effetti nocivi su specie sia animali che vegetali (Kaushal et al., 2005; Canedo-Arguelles et al., 2013). Nonostante il significativo aumento, le attuali concentrazioni di cloruri, sia nei corsi d acqua che nel Lago Maggiore, si mantengono 124

126 ben lontane dai valori critici per la protezione della qualità delle acque e delle biocenosi (es. RIVM, 2008). Si tratta comunque di una tendenza da tenere sotto controllo in quanto, oltre al Lago Maggiore, sta interessando anche gli altri grandi laghi subalpini (Lugano, Como, Iseo, Garda), i quali, complessivamente, rappresentano circo l 80% del volume totale delle acque dolci in Italia. mg L Cannobino y = 9E-05x R² = mg L Cannobino mg L y = x R² = Ticino Imm mg L Toce y = 9E-05x R² = gen feb mar apr mag giu lug ago set ott nov dic mg L -1 Ticino Imm gen feb mar apr mag giu lug ago set ott nov dic mg L -1 Toce mg L Tresa y = x R² = gen feb mar apr mag giu lug ago set ott nov dic mg L -1 Tresa gen feb mar apr mag giu lug ago set ott nov dic Fig Trend delle concentrazioni mensili di cloruri dal 1984 in alcuni tributari del Lago Maggiore (a sinistra) e distribuzione delle concentrazioni nei diversi mesi dell anno (a destra). 125

127 15.3. Dinamiche a lungo termine dei nutrienti algali La Fig riporta l andamento a lungo termine del contenuto di fosforo nelle acque del Lago Maggiore utilizzando tutti i dati disponibili dal 1956 ad oggi. Sono distinguibili essenzialmente 3 fasi: (i) una fase precedente all eutrofizzazione, con valori di fosforo reattivo inferiori a 15 µg P L -1 ; (ii) una fase di eutrofizzazione (dalla metà degli anni 70 ai primi anni 90), con massimi di fosforo reattivo e totale rispettivamente di 25 e µg P L -1 ; (iii) una fase di oligotrofizzazione, dal 1995 ad oggi, con valori di fosforo per lo più compresi tra 5 e 10 per il reattivo e tra 8 e 12 µg P L -1 per il totale. Quest ultima fase ha visto però alcune oscillazioni nei valori di fosforo, con i minimi assoluti intorno al 1995, valori leggermente in aumento tra 2000 e 2005, una successiva diminuzione fino al 2010 ed infine il recente incremento ( ), che ha portato i valori a livelli simili a quelli dei primi anni 90 (Fig. 15.7). I valori medi annui per il triennio , in epilimnio, ipolimnio e sull intera colonna d acqua, sono stati pari a 3, 10 e 9 µg P L -1 per il fosforo reattivo e a 7, 12 e 12 µg P L -1 per il totale. µg P L P reattivo P totale Fig Andamento delle concentrazioni mensili di fosforo reattivo e totale nelle acque del Lago Maggiore. Valori medi ponderati sui volumi sulla colonna d acqua (0-360 m). La grande variabilità dei valori misurati negli anni 50 e 60 può essere imputabile ad una minore precisione nell analisi. Negli ultimi anni, ad essere aumentati sono sia i valori massimi misurati alla circolazione tardo invernale (es. 13 µg P L -1 di fosforo totale come media sulla colonna d acqua a febbraio 2013, 14 µg P L -1 a marzo 2015) che i minimi estivi, che si mantengono comunque a di sopra dei 10 µg P L -1, sempre come fosforo totale (con l eccezione di un minimo di 9 µg P L -1 a settembre 2015). E importante rilevare che a questo aumento dei valori medi sulla colonna d acqua contribuisce soprattutto l aumento dei valori in ipolimnio, mentre le concentrazioni nelle acque superficiali sono rimaste pressoché costanti. Come si può infatti osservare dalla Fig. 15.8, ottenuta utilizzando tutti i dati mensili di fosforo totale rilevati alle 12 profondità campionate, 126

128 il fosforo si sta progressivamente accumulando nelle acque profonde. Una situazione simile si era presentata a fine anni 90, interrotta poi dalla completa circolazione dell inverno Analogamente la tendenza recente potrebbe venire interrotta da un mescolamento completo o comunque sufficientemente profondo delle acque. Se ciò non dovesse avvenire, i tenori di fosforo in ipolimnio sono invece destinati ad aumentare, raggiungendo livelli simili a quelli della fine anni 80 - inizio anni 90 (Figg 15.7, 15.8). Fig Concentrazioni di fosforo totale misurate mensilmente nel Lago Maggiore dal 1988 alle diverse profondità (da 0 a 360 m). Tra le cause di questa tendenza, certamente un ruolo importante è giocato dai fattori meteo-climatici. I carichi di fosforo provenienti dal bacino non hanno infatti presentato variazioni significative nell ultimo decennio, mantenendosi stabilmente attorno alle 200 t P a -1 (Tab. 7.6). L accumulo di fosforo a lago, così come il progressivo consumo dell ossigeno nelle acque profonde, è invece una diretta conseguenza del limitato rimescolamento delle acque, che nel 2014 e 1015 non ha superato i 70 m (vedi capitolo 2). Gli apporti di fosforo dal bacino nel triennio non si sono discostati in maniera significativa da quelli degli anni precedenti. La variabilità interannuale osservata (es. carichi mediamente più elevati nel 2014, e inferiori alla media invece nel 2015) è una diretta conseguenza della variabilità idrologica, con precipitazioni particolarmente elevate nell autunno 2014 e scarse invece nell estate e autunno Se i carichi complessivi non sono variati nell ultimo decennio, rimane però evidente la diversa ripartizione tra i tre areali che formano il bacino del Lago Maggiore, che vede i contributi lombardi decisamente superiori rispetto a quelli piemontesi e del Canton Ticino (vedi capitolo 7). Oltre al fosforo, un altra variabile chimica che ha presentato delle variazioni interessanti nel periodo recente è l azoto, in particolare nella forma nitrica, ovvero quella prevalente nelle acque lacustri. I dati a lungo termine sulle concentrazioni di nitrati nel Lago Maggiore (Fig. 15.9) mostrano un aumento marcato nel periodo dell eutrofizzazione (fino alla metà degli anni 80), seguito da una fase di aumento meno accentuato ma comunque costante, fino al 2010 circa. L azoto totale, per il quale i dati sono disponibili dal 1978, mostra una tendenza analoga a quella dei nitrati (Fig. 15.9). E stato calcolato come, a partire dagli anni 90, l apporto maggiore di azoto al lago è stato dovuto alle deposizioni atmosferiche di questo elemento (Rogora et al., 2006). L areale del Lago Maggiore è infatti soggetto ad elevati carichi atmosferici di 127

129 azoto (attualmente circa 15 kg N ha -1 a -1 ), a causa delle elevate emissioni di azoto sia ridotto che ossidato (NH3 e NOx) nella vicina Pianura Padana e al successivo trasporto con le masse d aria verso l area alpina e subalpina (Rogora et al., 2012). A partire dal 2010, le concentrazioni a lago di nitrati e di azoto totale hanno iniziato a diminuire. Questo andamento è visibile anche in Fig , che riporta le concentrazioni mensili di nitrati dal 1988 considerando tutte le 12 profondità campionate: è evidente un periodo con valori più elevati su tutta la colonna d acqua, tra il 2002 e il , mentre nell ultimo triennio le concentrazioni sono diminuite, in maniera più accentuata in ipolimnio (vedi paragrafo 7.2). Questa tendenza recente è da mettere in relazione con la diminuzione degli apporti di azoto dall atmosfera che è stata rilevata in tutte le stazioni di campionamento nel bacino del Lago Maggiore, a partire dal (Rogora et al., 2012). La diminuzione dei carichi dall atmosfera ha avuto effetto innanzitutto sulle acque tributarie, e successivamente sul lago: come si può osservare in Fig , che riporta le concentrazioni dei nitrati (come media mobile di ordine 12) nei principali corsi d acqua drenanti il bacino del Lago Maggiore (esclusi Bardello e Boesio), la diminuzione ha interessato in modo sincrono pressoché tutti i tributari, a conferma di un fattore comune di variazione. Le concentrazioni sono diminuite a partire dal 2005, con effetto sui carichi complessivi di azoto a lago, passati da valori mediamente attorno a t N a -1 a t N a -1 (come valore medio ). µg N L Azoto nitrico Azoto totale Fig Andamento delle concentrazioni mensili di azoto nitrico e totale nelle acque del Lago Maggiore. Valori medi ponderati sui volumi sulla colonna d acqua (0-360 m). 128

130 Fig Concentrazioni di azoto nitrico misurate mensilmente nel Lago Maggiore dal 1988 alle diverse profondità (da 0 a 360 m). NO 3 (mg N L -1 ) 2.5 CAN ERN GIO MAG SBE SGI STR TIC TOC TRE VER VEV Fig Andamento delle concentrazioni mensili di nitrati nei principali tributari del Lago Maggiore dal 1978 (medie mobili di ordine 12). Per gli acronimi si rimanda a Tab Conclusioni Le recenti variazioni chimiche che hanno interessato il Lago Maggiore vedono, da un lato, un amento nei tenori di fosforo, principalmente nelle acque ipolimniche, e, dall altro, una diminuzione delle concentrazioni di nitrati e azoto totale, anche in questo caso in modo più evidente nelle acque profonde. Pur se contenute, si tratta comunque di variazioni che interessano i rapporti tra i nutrienti principali che governano i processi a lago: le dinamiche dell azoto in particolare, possono giocare un ruolo importante per le biocenosi ed in particolare per la produzione algale (Elser et al., 2009). Queste variazioni dimostrano inoltre come, anche in un lago apparentemente in condizioni stabili dal punto di vista trofico, possono verificarsi 129

131 comunque cambiamenti a breve e medio termine nei valori assoluti e nei rapporti reciproci tra i diversi elementi. Infine, l analisi dei dati di lungo periodo dimostra la crescente importanza che i fattori meteo-climatici hanno sulla dinamiche di mescolamento dei laghi profondi come il Maggiore, con possibili ripercussioni sull idrochimica e sullo stato ecologico complessivo. I corpi idrici sono importanti fornitori di servizi ecosistemici, dalla fornitura di acqua potabile all irrigazione, dalla produzione di energia idroelettrica al valore turistico/ricreativo e alieutico. Il riscaldamento delle acque e lo scadimento qualitativo che ne può conseguire rappresentano una minaccia per alcuni di questi utilizzi. Bibliografia Cañedo-Argüelles, M., B.J. Kefford, C. Piscart, N. Prat, R.B. Schäfer, C. Schulz Salinisation of rivers: An urgent ecological issue. Atmospheric Pollution 173: Elser, J.J., T. Andersen, J.S. Baron, A. Bergström, M. Jansson, M. Kyle1, K. R. Nydick, L. Steger, D. O. Hessen Shifts in Lake N: P Stoichiometry and Nutrient Limitation Driven by Atmospheric Nitrogen Deposition. Science, 326: Jeppesen. E., M. Meerhoff, T.A. Davidson, D. Trolle, M. Søndergaard, T. L. Lauridsen, M. Beklioğlu, S. Brucet, P. Volta, I. González-Bergonzoni, A. Nielsen Climate change impacts on lakes: An integrated ecological perspective based on a multi-faceted approach, with special focus on shallow lakes. Journal of Limnology, 73: Kaushal SS, Groffman PM, Likens GE, Belt KT, Stack WP, Kelly VR, Band LE, Fisher GT Increased salinization of fresh water in the northeastern United States. PNAS, 102: Lepori, F., J.J. Roberts Past and future warming of a deep European lake (Lake Lugano): What are the climatic drivers? Journal of Great Lakes Research, 41: Mosello, R., A. Marchetto, M.C. Brizzio, M. Rogora & G.A. Tartari Results from the Italian Participation in the International Co-operative programme on Assessment and Monitoring of Acidification of Rivers and Lakes (ICP Waters). J. Limnol.: 59: Moss B, Kosten S, Meerhoff M, Battarbee RW, Jeppesen E, Mazzeo N, Havens K, Lacerot G, Liu Z, De Meester L, Paerl H, Scheffer M, Allied attack: climate change and eutrophication. Inl. Wat. 1: O'Reilly C.M., S. Sharma, D.K. Gray, S.E. Hampton, J.S. Read, R.J. Rowley, P. Schneider, J.D. Lenters, P.B. McIntyre, B.M. Kraemer, G.A. Weyhenmeyer, D. Straile, B. Dong, R. Adrian, M.G. Allan, O. Anneville, L. Arvola, J. Austin, J.L. Bailey, J.S. Baron, J.D. Brookes, E. de Eyto, M.T. Dokulil, D.P. Hamilton, K. Havens, A.L. Hetherington, S.N. Higgins, S. Hook, L.R. Izmest'eva, K.D. Jöhnk, K. Kangur, P. Kasprzak, M. Kumagai, E. Kuusisto, G. Leshkevich, D.M. Livingstone, S. MacIntyre, L. May, J.M. Melack, D.C. Müller-Navarra, M. Naumenko, P. Nõges, T. Nõges, R.P. North, P. Plisnier, A. Rigosi, A. Rimmer, M. Rogora, L.G. Rudstam, J. Rusak, N. Salmaso, N.R. Samal, D.E. Schindler, S.G. Schladow, M. Schmid, S.R. Schmidt, E. Silow, M.E. Soylu, K. Teubner, P. 130

132 Verburg, A. Voutilainen, A. Watkinson, C.E. Williamson, G. Zhang. Rapid and highly variable warming of lake surface 1 waters around the globe. Geophysical Research Letters, 42, doi: /2015gl RIVM (2008) Derivation of environmental risk limits for chloride in surface water, groundwater, soil and sediment. RIVM rapport : 76 pp. Rogora, M. R. Mosello, A. Calderoni & A. Barbieri Nitrogen budget of a subalpine lake in North-Western Italy: the role of atmospheric input in the upward trend of nitrogen concentrations. Verh. Internat. Verein. Limnol., 29 (4): Rogora, M., S. Arisci, A. Marchetto The role of nitrogen deposition in the recent nitrate decline in lakes and rivers in Northern Italy. Science of the Total Environment, : Rogora M., R. Mosello, L. Kamburska, N. Salmaso, L. Cerasino, B. Leoni, L. Garibaldi, V. Soler, F. Lepori, L. Colombo, F. Buzzi. 2015a. Recent trends in chloride and sodium concentrations in the deep subalpine lakes (Northern Italy). Environ. Sci. Pollut. Res., 22: Rogora, M., P. Giacomotti, A. Orrù, L. Kamburska, A. Pranzo, G.A. Tartari. 2015b. Evoluzione stagionale e a lungo termine delle caratteristiche chimiche del Lago Maggiore e bilancio dei nutrienti a lago (azoto e fosforo). In: CNR Istituto per lo Studio degli Ecosistemi. Sede di Verbania Ricerche sull'evoluzione del Lago Maggiore. Aspetti limnologici. Programma triennale Campagna Commissione Internazionale per la protezione delle acque italosvizzere (Ed.):

133 17. CARATTERIZZAZIONE TASSONOMICA E FUNZIONALE DELLA FAUNA ITTICA NEL LAGO MAGGIORE CON PARTICOLARE RIFERIMENTO ALLA COMPETIZIONE PER LE RISORSE ALIMENTARI E ALLE SPECIE ALLOCTONE INVASIVE DI RECENTE COMPARSA. SINTESI DEL TRIENNIO Premessa L attività di ricerca svolta nel triennio si inquadra nel contesto delle ricerche supplementari finanziate dalla CIPAIS e finalizzate ad arricchire le informazioni limnologiche relative al Lago Maggiore con nuovi dati relativi a componenti ecosistemiche poco conosciute o precedentemente non indagate. La fauna ittica è rientrata tra queste. Questa ricerca triennale ha avuto dunque come scopo l approfondimento di alcuni aspetti relativi alla comunità ittica del Lago Maggiore. In particolare, l attenzione si è focalizzata da un lato su una caratterizzazione di dettaglio della comunità ittica che includesse analisi della composizione in specie, delle abbondanze relative delle singole specie, dei principali gruppi funzionali e delle specie autoctone e alloctone, sia nella zona centro settentrionale che in quella centro meridionale, e dall altro all analisi del regime alimentare di alcune delle principali specie ittiche (agome, coregone bondella, gardon). Quest ultimo elemento di indagine era importante per l analisi della sovrapposizione della nicchia trofica tra queste specie e dunque per definire se vi fossero i presupposti per una competizione alimentare significativa tra esse. Queste ultime informazioni sono state poi utilizzate per la compilazione del Pannello di Controllo. Nella presente relazione si illustrerà, in chiave comparativa, quanto è emerso complessivamente nel corso del triennio. Per i dettagli metodologici si rimanda alle singole relazioni annuali Composizione della comunità ittica del Lago Maggiore In totale sono stati catturati 1568 esemplari appartenenti a 23 specie ittiche di cui 14 autoctone, 4 alloctone di recente introduzione e 4 alloctone acclimatate (Tab. 17.1) per una biomassa complessiva di 113,0 kg. Nelle reti bentiche sono state catturate 18 specie mentre nelle reti pelagiche 8 specie. Il catturato delle reti bentiche è dominato sia in numero (Fig. 17.1) che in biomassa (Fig. 17.2) in modo inequivocabile da pesce persico e rutilo in entrambe le aree di campionamento. Seguono scardola ed acerina e, con un contributo non del tutto indifferente, la bottatrice. Al contrario, il catturato delle reti pelagiche (Fig e 17.4) è dominato dal coregone bondella in entrambe le aree, sebbene sia interessante notare come nella parte meridionale del lago anche il gardon sia ben rappresentato, se pur con soggetti di piccole dimensioni (infatti il contributo numerico è elevato, ma il contributo in biomassa relativamente ridotto). 132

134 Tabella 17.1 Specie ittiche catturate nelle reti multimaglia: nome comune, nome scientifico, origine, categoria trofica, zona di cattura (Cn=centro-nord, Cs= centro-sud). Nome comune Nome scientifico Origine Categoria Zona specie trofica Acerina Gymnocephalus cernuus Alloctona Bentivora Cn, Cs recente Agone Alosa agone Autoctona Planctivora Cn, Cs Alborella Alburnus arborella Autoctona Planctivora Cs, Cs Bottatrice Lota lota Autoctona Onnivora Cn, Cs Cagnetta Salaria fluviatilis Autoctona Onnivora Cn, Cs Carassio Carassius carassius Alloctona Onnivora Cs recente Cavedano Squalius squalus Autoctona Onnivora Cn, Cs Coregone bondella Coregonus macrophthalmus Alloctona Planctivora Cn, Cs acclimatata Coregone lavarello Coregonus lavaretus Alloctona Planctivora Cn, Cs acclimatata Ghiozzo padano Padogobius bonelli Autoctona Onnivora Cs Rutilo o gardon Rutilus rutilus Alloctona Onnivora Cn, Cs recente Luccio Esox lucius Autoctona Piscivora Cn Lucioperca Sander lucioperca Alloctona Piscivora Cn, Cs recente Persico sole Lepomis gibbosus Alloctona Onnivora Cn, Cs acclimatata Pesce gatto Ameiurus melas Alloctona Onnivora Cs, Cs acclimatata Pesce persico Perca fluviatilis Autoctona Planctivora Cn, Cs (<15 cm), Piscivora Pigo Rutilus pigus Autoctona Onnivora Cn, Cs Scardola Scardinius erythrophthalmus Autoctona Planctivora (< Cn, Cs 10 cm), Onnivora Scazzone Cottus gobio Autoctona Bentivora Cn, Cs Siluro Silurus glanis Alloctona Onnivora (<15 Cn, Cs recente cm), Piscivora Triotto Rutilus erythrophthalmus Autoctona Onnivora Cs, Cs Trota fario Salmo trutta Autoctona Planctivora Cn, Cs (<20 cm), Piscivora Vairone Telestes souffia Autoctona Onnivora Cn 133

135 Fig Contributo numerico percentuale delle diverse specie al catturato nelle reti bentiche nell area centro settentrionale (a sx) e centro-meridionale (a dx) del Lago Maggiore. Fig Contributo ponderale percentuale delle diverse specie al catturato nelle reti bentiche nell area centro settentrionale (a sx) e centro-meridionale (a dx) del Lago Maggiore. Fig Contributo numerico percentuale delle diverse specie al catturato nelle reti pelagiche nell area centro settentrionale (a sx) e centro-meridionale (a dx) del Lago Maggiore. 134

136 Fig Contributo ponderale percentuale delle diverse specie al catturato nelle reti pelagiche nell area centro settentrionale (a sx) e centro-meridionale (a dx) del Lago Maggiore. Per quanto riguarda l analisi dei gruppi funzionali (i soggetti sono stati separati in onnivori, bentivori, piscivori, planctivori), nel catturato delle reti bentiche gli individui appartenenti alla categoria trofica degli onnivori dominano in numero (Fig. 17.5) e in biomassa (Fig.17.6). I planctivori invece sono nettamente dominanti sia in numero (Fig. 17.7) che in biomassa (Fig. 17.8) nelle reti pelagiche. Fig Contributo numerico percentuale delle singole categorie funzionali al catturato delle reti bentiche nell area centro settentrionale (a sx) e centro-meridionale (a dx) del Lago Maggiore. 135

137 Fig Contributo ponderale percentuale delle singole categorie funzionali al catturato delle reti bentiche nell area centro settentrionale (a sx) e centro-meridionale (a dx) del Lago Maggiore. Fig Contributo numerico percentuale delle singole categorie funzionali al catturato delle reti pelagiche nell area centro settentrionale (a sx) e centro-meridionale (a dx) del Lago Maggiore. Fig Contributo ponderale percentuale delle singole categorie funzionali al catturato delle reti pelagiche nell area centro settentrionale (a sx) e centro-meridionale (a dx) del Lago Maggiore. 136

138 Infine, dell analisi comparata tra le due regioni di lago, emerge che le specie alloctone sono decisamente dominanti. In particolare, il catturato delle reti bentiche è dominato sia in numero (Fig. 17.9) che in biomassa (Fig ) dalle specie alloctone recenti. Al contrario, il catturato delle reti pelagiche è dominato dalla specie alloctone acclimatate sia in numero (Fig ) che in biomassa (Fig ) sebbene le specie alloctone recenti siano comunque ben rappresentate soprattutto nella regione centro meridionale del Lago. La componente autoctona è più rappresentata nella regione centro-settentrionale del lago rispetto a quella centro-meridionale. Fig Contributo numerico percentuale delle specie autoctone, alloctone acclimatate e alloctone recenti al catturato delle reti bentiche nell area centro settentrionale (a sx) e centro-meridionale (a dx) del Lago Maggiore. Fig Contributo ponderale percentuale delle specie autoctone, alloctone acclimatate e alloctone recenti al catturato delle reti pelagiche nell area centro settentrionale (a sx) e centro-meridionale (a dx) del Lago Maggiore. 137

139 Fig Contributo numerico percentuale delle specie autoctone, alloctone acclimatate e alloctone recenti al catturato delle reti pelagiche nell area centro settentrionale (a sx) e centro-meridionale (a dx) del Lago Maggiore. Fig Contributo ponderale percentuale delle specie autoctone, alloctone acclimatate e alloctone recenti al catturato delle reti pelagiche nell area centro settentrionale (a sx) e centro-meridionale (a dx) del Lago Maggiore Considerazioni conclusive Il quadro che deriva dai campionamenti effettuati in questa indagine è di tipo puntuale, riferendosi ad un preciso intervallo stagionale, ovvero quello estivo che, tuttavia, è ritenuto il più affidabile in termini di rappresentatività. E stato possibile però descrivere in forma quantitativa alcune caratteristiche relative alla comunità ittica del Lago Maggiore, elemento essenziale per poter iniziare una serie storica da implementare nei prossimi anni. Le risultanze delle indagini possono essere riassunte come segue: a) le specie ittiche alloctone, sia recenti che introdotte in epoca storica ed acclimatatesi, prevalgono sia in numero che in biomassa rispetto alle specie autoctone e sono distribuite lungo tutta la colonna d acqua sia nella zona litorale che in quella pelagica; b) gli onnivori dominano nella zona litorale e sublitorale, mentre i planctivori nella zona pelagica; 138