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Commissione Internazionale

per la protezione delle acque italo-svizzere

Ricerche

sull'evoluzione del Lago di Lugano

Aspetti limnologici

Programma triennale 2013–2015

Campagna 2013

Istituto scienze della Terra

Scuola Universitaria Professionale della Svizzera Italiana

su mandato della Repubblica e Cantone del Ticino

ISSN: 1013-8080

ISSN: 1013-8080

Commissione Internazionale

per la protezione delle acque italo-svizzere

Ricerche

sull'evoluzione del Lago di Lugano

Aspetti limnologici

Programma quinquennale 2013-2015

Campagna 2013

Istituto scienze della Terra

Scuola Universitaria Professionale della Svizzera Italiana

su mandato della Repubblica e Cantone del Ticino

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

come segue:

Istituto scienze della Terra (IST-SUPSI), 2014: “Ricerche sull’evoluzione del Lago

di Lugano. Aspetti limnologici. Programma quinquennale 2013-2015. Campagna

2013.”

Commissione Internazionale per la Protezione delle Acque Italo-Svizzere (Ed.); 87 pp.

3

R I A S S U N T O

Questo volume presenta i dati limnologici sul Lago di Lugano raccolti

dall'Istituto Scienze della Terra della Scuola Universitaria Professionale della

Svizzera Italiana (IST-SUPSI) durante la campagna 2013 nell’ambito delle

attività di ricerca promosse dalla Commissione Internazionale per la Protezione

delle Acque Italo-Svizzere (CIPAIS). Le informazioni fornite dalle indagini

svolte sul lago e sui suoi tributari permettono di aggiornare la serie storica più

che trentennale di dati limnologici su questo corpo idrico e di descriverne le

tendenze evolutive in relazione agli interventi di risanamento sinora realizzati.

I prelievi effettuati nel 2013 sui corsi d’acqua hanno confermato il perdurare di

uno stato qualitativo insoddisfacente per il fiume Bolletta, soprattutto per quanto

concerne le forme azotate più problematiche (nitrito e ammonio) ed i composti

di fosforo, come pure la generale tendenza al miglioramento della qualità delle

acque negli altri tributari, nonostante la presenza episodica di situazioni critiche.

Gli elevati livelli trofici di Bolletta e Livone, in particolare, indicano un apporto

di scarichi scarsamente depurati. Inoltre, in almeno due tributari, Cassarate e

Bolletta, sussistono condizioni potenzialmente tossiche per gli organismi

acquatici dovute a concentrazioni elevate di azoto nitroso o ammoniacale.

È proseguita anche l'analisi dettagliata dei carichi esterni di nutrienti convogliati

ai due bacini principali con l’obiettivo di verificare gli effetti delle opere di

raccolta e depurazione delle acque reflue sul recupero del corpo lacustre, e di

valutare lo scostamento dagli obiettivi di qualità prefissati dalla CIPAIS (carichi

critici). Il 2013 ha fatto registrare un carico esterno di 17 t TP nel Bacino Nord e

di 32 t nel Bacino Sud. I tributari ne sono stati la fonte principale (53% per il

Bacino Nord; 74% per il Bacino Sud). Il carico totale stimato per il Bacino Sud

risulta superiore all’obiettivo di risanamento (22 t), mentre per il Bacino Nord

esso appare compatibile con quello prefissato (18 t).

Per quanto concerne il corpo lacustre, i risultati del 2013 hanno evidenziato, a

livello termico, una buon grado di rimescolamento della colonna d’acqua alla

fine del periodo invernale, con condizioni di omotermia fin sul fondo nelle

stazioni del Bacino Sud (Melide e Figino), e almeno fino a 150 m nel Bacino

Nord (Gandria).

L’andamento del fosforo sul profilo verticale durante la fase di circolazione

invernale ha fatto registrare, rispetto al mese di febbraio dell’anno precedente,

valori in calo nello strato rimescolato di Gandria (26 mg P m-3

), ed in crescita a

Melide (51 mg P m-3

) e Figino (35 mg P m-3

). Considerando invece l’intera

colonna d’acqua, i valori medi (ponderati sul volume) si ordinano in calo lungo

l’asse di deflusso (Gandria 64, Melide 52, Figino 35 mg P m-3

), e confermano la

tendenza alla meromissi nel Bacino Nord, (dove in prossimità del fondo si

sfiorano 200 mg P m-3

).

Al momento del massimo rimescolamento invernale della colonna d’acqua il

grado di saturazione d’ossigeno è risultato pari al 70-75% nel Bacino Nord (ma

solo fino a 60 m di profondità), mentre nelle stazioni del Bacino Sud esso non ha

superato il 65% a Melide, ed il 60% a Figino. Con il progredire della

4

stratificazione termica della colonna d’acqua e dell’attività di mineralizzazione

della sostanza organica prodotta nell’epilimnio, le concentrazioni di ossigeno

degli strati profondi sono andate progressivamente calando: nel Bacino Sud in

prossimità del sedimento sono risultate nulle a partire dal mese di luglio, mentre

nel Bacino Nord lo stato anossico è rimasto costante tutto l’anno al di sotto dei

125 m.

A livello del popolamento planctonico, il quadro del 2013 è stato caratterizzato

da una stabilizzazione dei valori di biomassa algale nel Bacino Nord a fronte di

un marcato incremento in quello Sud, e da uno spostamento della composizione

percentuale dei principali gruppi tassonomici a vantaggio delle criptoficee (in

tutto il lago) e delle cianoficee (nel Bacino Sud). Popolamenti di cianoficee

filamentose estremamente consistenti e stratificati nell’epilimnio profondo sono

stati registrati nel corso degli ultimi mesi estivi.

Per quanto concerne lo zooplancton da crostacei, i valori di biomassa si sono

mantenuti su livelli simili e modesti in tutte le stazioni. Il popolamento di

Bytothrephes longimanus, cladocero carnivoro segnalato per la prima volta nel

Lago di Lugano nel 2012, ha confermato la sua presenza, facendo registrare,

durante la fase di massimo sviluppo, valori dieci volte superiori all’anno

precedente.

Tutti i parametri correlati con l’attività produttiva primaria, quali la biomassa

algale, il tenore di clorofilla e la penetrazione della luce nello strato trofogeno, la

trasparenza delle acque, evidenziano condizioni di crescente trofia passando dal

Bacino Nord a quello Sud, ed una loro sostanziale similitudine nelle due stazioni

del Bacino Sud.

Alla luce delle informazioni fornite da quest’ulteriore campagna d’indagine

limnologica è possibile affermare che il Lago di Lugano si mantiene in fase di

avvicinamento verso gli obiettivi di recupero qualitativo, pur continuando a

presentare elementi di evidente criticità a livello sia dei carchi esterni di

nutrienti, sia dello stato qualitativo delle sue acque, sia degli equilibri delle sue

catene trofiche.

5

S U M M A R Y

This report presents the results of the limnological monitoring programme of

Lake Lugano for the year 2013. The data were collected by the Earth Science

Institute of the University of Applied Sciences and Arts of Southern Switzerland

(SUPSI) for the research programme promoted by the International Board for the

Protection of Italian and Swiss Waters (CIPAIS). The results contribute to more

than three decades of existing data and permit to evaluate the effects of the

restoration undertaken to reduce the eutrophication (over-fertilization) of the

lake.

The samples collected from the main tributaries of the lake indicate a trend

toward improved water quality, despite the continued occurrence of pollution

episodes at several sites and the unsatisfactory state of the stream Bolletta. In

2013, the external phosphorous loadings totalled 17 t (to the North Basin) and

32 t (to the South Basin). These loadings meet the restoration targets in the

North Basin (target: 18 t y-1

), but not in the South Basin (target: 22 t y-1

).

Concerning the lake, temperature data indicate that the water column was well-

mixed during the late-winter overturn. The mixing reached the bottom of the

lake in the South Basin (sampling stations of Melide and Figino) and a depth of

at least 150 m in the North Basin (Gandria).

During the late-winter overturn, phosphorus (P) concentration of in the mixed

surface layer reached concentrations of 26 mg P m-3

at Gandria, 51 mg P m-3

at

Melide and 35 mg P m-3

at Figino. These concentrations were lower than during

the previous year at Gandria, but higher at Melide and Figino. The P

concentrations integrated across the water column (Gandria 64 mg P m-3

, Melide

52 mg P m-3

, Figino 35 mg P m-3

) indicate a gradient from the station most

distant from the lake’s outlet (Gandria) to the station closest to the outlet

(Figino), i.e. a gradient along the direction of the lake’s main water current. In

the North Basin, deep-water concentrations nearing 200 mg P m-3

confirm the

meromictic nature of this basin.

During the late-winter overturn, dissolved oxygen concentrations reached 70-

75% of the saturation level at Gandria (although only to a depth of 60 m), 65%

at Melide and 60% at Figino. In the South Basin, oxygen became scarcer in the

deep layers following water stagnation in late spring and became virtually absent

from July onward. In the North Basin, waters below 125 m of depth remained

anoxic throughout the year.

Compared to previous years, the biomass of phytoplankton in 2013 indicate a

condition of relative stability in the North Basin and a trend toward higher

values in the South Basin. The taxonomic composition indicates a shift toward a

greater relative abundance of cryptomonads (across the lake) and cyanobacteria

(only in the South Basin). In late summer, layers of remarkably dense

filamentous cyanobacteria developed at the bottom of the epilimnion.

6

In 2013, the biomass of crustacean zooplankton was similar and relatively

modest at all sampling stations. The species Bytothrephes longimanus, a

predatory cladoceran recorded for the first time in Lake Lugano in 2012, showed

a ten-fold increase in abundance and, therefore, appears to be colonising the

lake.

The trophic state of the sampling stations (as indicated by values of primary

production, algal biomass, chlorophyll concentration and Secchi’s depth)

indicate more eutrophic conditions in the South Basin (both stations) than in the

North Basin, consistent with the differences in P concentration.

These results of the 2013 monitoring programme confirm that the ecosystem of

Lake Lugano is on a recovery trajectory. However, to meet the targets of the

restoration programme in terms of lake-water quality and food-web dynamics,

the external loadings of nutrients would have to be reduced further.

7

I N D I C E

Pagina

RIASSUNTO - ABSTRACT 3

1. INTRODUZIONE 8

1.1. Prefazione 8

1.2. Simboli e unità di misura 9

1.3. Caratteristiche morfometriche e idrologiche del Lago di Lugano 10

1.4. Ubicazione delle stazioni di prelievo e misura 11

2. CARATTERISTICHE METEOROLOGICHE DELL'AREALE LACUSTRE 13

2.1. Radiazione solare globale 13

2.2. Temperatura atmosferica 14

2.3. Precipitazioni 14

2.4. Intensità e direzione del vento 14

3. CARATTERISTICHE IDROLOGICHE 20

3.1. Regime dei corsi d'acqua 20

3.2. Regime del livello lacustre 20

4. APPORTI CHIMICI DEI TRIBUTARI 24

4.1. Caratteristiche chimiche 24

4.2. Carichi chimici e bilanci di massa 25

5. CARATTERISTICHE FISICHE E CHIMICHE DELLE ACQUE LACUSTRI 34

5.1. Trasparenza 34

5.2. Torbidità 34

5.3. Temperatura dell'acqua 34

5.4. Bilancio termico 35

5.5. Ossigeno disciolto 35

5.6. Alcalinità totale, conducibilità elettrica e pH 35

5.7. Composti dell'azoto 36

5.8. Composti del fosforo 36

5.9. Silicati reattivi 37

5.11. Ferro, manganese, solfuro e metano 37

6. INDAGINI SUL FITOPLANCTON 58

6.1. Struttura dei popolamenti 58

6.2. Variazioni della biomassa 60

6.3. Clorofilla 61

6.4. Produzione primaria 64

7. INDAGINI SULLO ZOOPLANCTON 74

7.1.a. Densità dei popolamenti 74

7.2.a. Biomassa zooplanctonica 75

8. CONCLUSIONI 80

RINGRAZIAMENTI 83

BIBLIOGRAFIA 84

ELENCO DEGLI AUTORI E DEI COLLABORATORI 86

8

1. INTRODUZIONE

1.1. Prefazione

Questo rapporto riassume i principali risultati scientifici conseguiti durante la

campagna d’indagine del 2013, ed è il primo di un nuovo triennio di ricerche

limnologiche sul Lago di Lugano promosse dalla Commissione Internazionale

per la Protezione delle Acque Italo-Svizzere (CIPAIS).

Il rapporto presenta elementi necessari per descrivere l'andamento limnologico

del Lago di Lugano. A motivo della sua particolare configurazione, questo lago

risulta suddiviso in tre bacini ben distinti (Fig. 1.2) ognuno con caratteristiche

geomorfologiche, idrologiche, fisiche, chimiche e biologiche proprie. Questa

situazione ha determinato, nel corso degli anni, la necessità di approntare

strategie di risanamento diverse per i singoli bacini lacustri. Attualmente le

indagini si concentrano sui due bacini principali (bacino nord e bacino sud), nei

quali vengono mantenuti, da oltre trent’anni, tre punti di misura.

Particolare cura è stata prestata nel garantire i criteri di qualità e di continuità,

sia per quanto riguarda la gestione dell’attività di campagna, sia nell’ambito

della produzione dei dati analitici, sia nella fase di elaborazione e interpretazione

dei risultati. L’ampio patrimonio di conoscenze limnologiche a tutt’oggi

disponibile sul Lago di Lugano e i suoi tributari costituisce una delle serie

temporali d’indagine sui laghi profondi sudalpini fra le più lunghe e complete.

Quest’ampia disponibilità d’informazioni rappresenta un’occasione privilegiata

per garantire anche in futuro una gestione integrata ed efficace delle

problematiche ambientali che gravano sull’ecosistema lacustre.

Lo stato di salute di questo corpo idrico, sottoposto per anni, in passato, ad un

pesante carico trofico, e successivamente oggetto di un notevole sforzo di

risanamento tramite le ingenti opere di depurazione messe in atto a partire dalla

fine degli anni ’70 del secolo scorso, non permette di considerare ancora del

tutto raggiunti gli obiettivi di qualità prefissati. La prosecuzione dell’attività di

monitoraggio limnologico secondo le attuali direttive dalla CIPAIS risulta

quindi indispensabile per seguire in modo appropriato l’evoluzione dei carichi

eutrofizzanti (esterni ed interni) gravanti sui singoli sottobacini, e per valutarne

l’effetto sulla biocenosi lacustre, che attualmente si presenta ancora in

condizioni di elevata instabilità.

Tutti i risultati analitici relativi alla campagna di prelievo e di misure del 2013

sono depositati presso la Segreteria della CIPAIS.

9

1.2. Simboli e unità di misura

CHIMICA E FISICA

prof. : profondità [m]

m s.l.m. : metri sul livello del mare [m]

h : ora [-]

d : giorno [-]

me : mese [-]

a : anno [-]

Q : portata [m3 s

-1]

T : temperatura [°C]

torb : torbidità [FTU]

: conducibilità elettrica specifica a 20°C [µS cm-1

]

O2 : ossigeno disciolto [mg L-1

]

BOD5 : richiesta biochimica d'ossigeno [mg L-1

]

pH : concentrazione idrogenionica [-]

ALC : alcalinità totale [meq L-1

]

CO32-

: alcalinità da carbonati [meq L-1

]

TIC : carbonio inorganico totale [mg L-1

]

RP : fosforo reattivo disciolto [µg L-1

]

TP : fosforo totale [µg L-1

]

SiO2-Si : silice reattiva [mg L-1

]

NO2--N : azoto nitroso [µg L

-1]

NO3--N: azoto nitrico [mg L

-1]

NH4+-N : azoto ammoniacale [mg L

-1]

TN : azoto totale [mg L-1

]

DIN : azoto inorganico disciolto (NO2-+ NO3

-+NH4

+) [mg L

-1]

Fe2+

: ferro disciolto [µg L-1

]

Mn2+

: manganese disciolto [mg L-1

]

S2-

: solfuro disciolto [µg L-1

]

CH4 : metano [mg L-1

]

DOC : carbonio organico disciolto [mg L-1

]

Cl- : cloruro [mg L

-1]

Q* : quantità di calore [MJ m-2

d-1

]

FITOPLANCTON densità [cellule l-1

]

biomassa (peso fresco) [g m-3

]

biomassa (peso secco) [g m-2

]

a : clorofilla a [mg m-3

]

produttività primaria sul volume [mg C m-3

h-1

]

produzione primaria areale [mg C m-2

h-1

]

produzione giornaliera [g C m-2

d-1

]

produzione annua [g C m-2

a-1

]

PAR : radiazione fotosintetica (400-700 nm) [µE m-2

s-1

] †

radiazione fotosintetica giornaliera [E m-2

d-1] †

: coefficiente d’estinzione della luce [m-1

]

nello strato trofogeno

trasparenza [m]

ZOOPLANCTON densità dei crostacei [individui m-2

]

biomassa dei crostacei (peso secco) [g m-2

]

STATISTICA %ile: percentile

d.s.: deviazione standard

ABBREVIAZIONI BN: bacino nord

BS: bacino sud

† 1E (Einstein) 1mole di fotoni PAR s-1

m-2

; 4.6 µmol s-1

m-2

(PAR) = 1 W m-2

(PAR)

10

1.3. Caratteristiche morfometriche e idrologiche del Lago di Lugano

BACINO: NORD SUD P. TRESA

Area bacino imbrifero km2 269.7 290.3 5.6

Area bacino lacustre km2 27.5 20.3 1.1

Area bacini a monte km2 - 297.2 607.8

Area totale bacino imbrifero km2 297.2 607.8 614.5

Volume bacino lacustre km3 4.69 1.14 0.03

Deflusso annuo emissario km3 0.38 0.77 0.78

Tempo teorico di ricambio anni 12.3 1.4 0.04

Profondità media m 171 55 33

Profondità massima m 288 95 50

AREE E VOLUMI DEI BACINI LACUSTRI PRINCIPALI

NORD SUD

Profondità area volume profondità area volume

m km2 km3 m km2 km3

0

0-5

27.5

0.136

0

0-5

20.3

0.0979

5

5-10

27.0

0.270

5

5-10

19.2

0.1928

10

10-15

26.6

0.402

10

10-15

18.7

0.2848

15

15-20

26.2

0.532

15

15-20

18.1

0.3737

20

20-30

25.8

0.786

20

20-30

17.5

0.5432

30

30-50

25.1

1.273

30

30-50

16.4

0.8482

50

50-100

23.6

2.353

50

50-70

14.1

0.9302

100

100-150

19.7

3.244

70

70-93

7.7

1.1366

150

150-200

16.0

3.963

93 1.2

200

200-250

12.8

4.476

250

250-286

7.9

4.682

286 1.9

POPOLAZIONE INSEDIATA NEL BACINO DEL LAGO DI LUGANO *) Bacino sud Bacino nord Totale lago

abitanti

equivalenti %

abitanti

equivalenti %

abitanti

equivalenti %

Lombardia (I) 40'951 21 64'023 85 104'974 39

Ticino (CH) 149'877 79 11'208 15 161'085 61

TOTALE 190'828 72 75'231 28 266'059 100

*) La città di Lugano gravante sul bacino nord, recapita i suoi scarichi nel bacino sud.

11

1.4. Ubicazione delle stazioni di prelievo e misura

I punti di prelievo sui corsi d'acqua (Fig. 1.1) e nei bacini lacustri (Fig. 1.2) sono

rimasti invariati rispetto a quelli stabiliti all'inizio delle ricerche sul Lago di

Lugano. Nel frattempo sono state potenziate le stazioni di misura idrologiche.

Nel 2013, sono stati installati nuovi impianti per il prelievo automatico dei

campioni sul Vedeggio e sul Cassarate, che si sono aggiunti a quello già

operativo sul Laveggio.

Fig. 1.1 Lago di Lugano: ubicazione delle stazioni idrometrografiche per la

misura della portata e punti di campionamento manuale ed

automatico nel bacino imbrifero.

12

Fig. 1.2 Lago di Lugano: ubicazione delle stazioni di prelievo e di misura.

STAZIONE Longitudine Latitudine Longitudine Latitudine

CH WGS84

GANDRIA 722 219 96 234 9° 00’ 56.35” 46° 00’ 23.77”

MELIDE 717 735 88 919 8° 57’ 24.44” 45° 56’ 29.79”

FIGINO 712 855 90 653 8° 53’ 39.45” 45° 57’ 28.93”

13

2. CARATTERISTICHE METEOROLOGICHE DELL'AREALE

LACUSTRE

I dati utilizzati per la descrizione dell'andamento meteorologico del bacino del

Lago di Lugano sono forniti dall'Ufficio Federale di Meteorologia e

Climatologia MeteoSvizzera [www.meteosvizzera.ch] e dall’IST-SUPSI [1].

Sono stati presi in considerazione parametri strettamente legati ai processi

limnologici del lago, in particolare:

la radiazione solare globale

la temperatura atmosferica

le precipitazioni

l'intensità e la direzione dei venti.

I valori annuali e mensili del 2013 sono stati confrontati con i nuovi valori

climatici di riferimento, calcolati sul periodo 1981-2010. Un’analisi delle

differenze tra la nuova e la precedente (1961-1990) norma è disponibile sulle

pagine Web di Meteosvizzera [www.meteosvizzera.admin.ch/web/it/clima/

clima_della_svizzera/norma81-10.html].

In generale, nel 2013 la temperatura media annuale svizzera è stata simile al

valore di riferimento, mentre le precipitazioni sono state leggermente sopra la

media. L’inizio dell’anno è stato caratterizzato dal perdurare di condizioni quasi

invernali fino alla fine di aprile e da un soleggiamento ridotto fino a maggio.

L’estate, invece, è stata una delle più soleggiate dal 1959 in poi. L’autunno è

sopraggiunto verso la metà settembre, con l’arrivo di una prima massa d’aria

polare fresca. Condizioni invernali si sono manifestate per la prima volta a metà

ottobre, con l’arrivo di una seconda e più importante massa d’aria polare, che ha

provocato nevicate inconsuete soprattutto nelle Alpi orientali. Il resto

dell’inverno è stato contrassegnato da un forte soleggiamento al nord delle Alpi

e dall’arrivo di eccezionali precipitazioni piovose e nevose appena prima della

fine dell'anno al sud delle Alpi. Qui di seguito vengono riassunti l’andamento di

alcune caratteristiche meteorologiche principali misurate a Lugano e

l’andamento delle precipitazioni su tutto il bacino imbrifero del lago.

2.1. Radiazione solare globale

Radiazione globale, media 2013 4760 MJ m-2

Riferimento (media periodo 1981-2010) 4505 MJ m-2

A Lugano, nel 2013, la radiazione solare globale è stata sensibilmente maggiore

al valore di riferimento (+ 6%) e simile alla media dell’ultimo decennio (4799

MJ m-2

), che è stato il più irraggiato da quando è incominciato il programma di

monitoraggio del lago (1983). In particolare, l’irraggiamento è stato superiore

alla norma in estate, tra giugno e agosto, mentre nelle altre stagioni è stato

simile ai valori di riferimento (Fig. 2.1.1). L’elevata energia solare disponibile

durante il periodo vegetativo ha instaurato condizioni favorevoli per la crescita

vegetale.

http://www.meteosvizzera.ch/

14

2.2. Temperatura atmosferica

Temperatura atmosferica, media 2013 12.9 °C

Riferimento (media 1981-2010) 12.5 °C

La temperatura media annua del 2013 è risultata leggermente superiore alla

media del periodo di riferimento (+0.4 °C) e simile alla media dell’ultimo

decennio (13.1 °C), che è stato insolitamente caldo. L’andamento mensile della

temperatura ha ricalcato da vicino quello dei valori di riferimento (Fig. 2.2.1).

2.3. Precipitazioni

Precipitazioni, totale 2013 1713 mm

Riferimento (media 1981-2010) 1559 mm

Le precipitazioni totali annue del 2013 sono state leggermente superiori a quelle

del periodo di riferimento (+ 10%). L’andamento dei valori mensili (Fig. 2.3.1)

indica che le precipitazioni sono state particolarmente elevate nei mesi di aprile,

maggio e dicembre. Il resto dell’anno è stato caratterizzato da una forte

variabilità inter-mensile.

I dati dell’intera rete di stazioni pluviometrica istallata sul bacino

imbrifero (Tabella 2.3; Fig. 2.3.2) confermano per il 2013 una pluviometria

leggermente superiore alla media (~+7%). Le precipitazioni annue maggiori si

sono registrate nella regione settentrionale del bacino, ovvero nella parte alta dei

bacini del Vedeggio e del Cassarate, e soprattutto nel pluviometro cantonale di

Colla.

Per quel che riguarda l’andamento stagionale, i primi due mesi dell’anno

sono stati caratterizzati da una pluviometria inferiore alla media, mentre la

primavera è stata umida e fredda, con precipitazioni (da marzo a maggio) di

circa il 50% superiori alla media. Il periodo tra il 26 aprile e il 21 maggio è stato

particolarmente piovoso (circa 20 giorni di pioggia in 26 giorni), ma privo di

eventi di particolare intensità. L’estate ha invece avuto una pluviometria

deficitaria: da giugno a settembre le precipitazioni sono state inferiori di circa il

40% rispetto alla norma. Il mese di agosto è stato particolarmente secco nella

parte meridionale del bacino. Nei mesi di ottobre e novembre la pluviometria si

è mantenuta intorno alla media. Completamente atipico è stato, invece, il mese

di dicembre: dopo i primi 18 giorni senza precipitazioni si sono verificati 10

giorni consecutivi con precipitazioni anche molto abbondanti, in particolare nei

giorni del 25 e 26. In questi giorni, in gran parte delle stazioni pluviometriche si

è stabilito il nuovo record di precipitazione massima giornaliera del mese.

2.4. Intensità e direzione dei venti

Intensità dei venti, media 2013 5.8 km h-1

Riferimento (media 1981-2010) 6.5 km h-1

Nel 2013 l’intensità media annuale del vento è stata inferiore al valore di

riferimento (- 11%) e uguale alla media dell’ultimo decennio, che è stato

generalmente poco ventoso, fatta eccezione per gli anni 2004-2005.

L’andamento dei valori mensili (Fig. 2.4.1) mette in evidenza un’attività eolica

15

abbastanza omogenea, ma sostanzialmente inferiore alla norma in luglio (media

= 5.4 km h-1

), settembre (5.0 km h-1

) e ottobre (4.0 km h-1

). Nel primo trimestre

dell’anno, durante il quale l’azione del vento è fondamentale per favorire i

processi di rimescolamento della colonna d’acqua lacustre, il 2013 ha presentato

un valore medio d’intensità eolica (6.4 km h-1

), in linea con la media del periodo

di riferimento (6.3 km h-1

). A marzo, tuttavia, l’intensità del vento (6.5 km h-1

),

è rimasta ben al di sotto del valore di rifermento (7.4 km h-1

, scarto -12%).

Per illustrare il quadro annuo della direzione dei venti, è stata riportata su

di una rosa dei venti suddivisa in sedici settori di provenienza la frequenza (%)

dei valori rilevati ogni ora, escludendo le situazioni di calma (velocità media <

0.5 m sec-1

; Fig. 2.4.2.). Nel 2013, conformemente al periodo di riferimento, vi è

stata una forte predominanza di correnti settentrionali, provenienti in particolare

da NNW e N. Tuttavia, la frequenza delle calme (8.9%) è stata quasi doppia

rispetto a quella del periodo di riferimento (4.6%), a conferma di un’attività

eolica complessivamente inferiore alla media.

16

Tabella 2.3.1 Confronto tra le precipitazioni mensili e annuali del 2013 e i

valori medi pluriennali relativi al bacino imbrifero del Lago di

Lugano. I colori caldi evidenziano le precipitazioni inferiori alla

media, i colori freddi quelle superiori alla media. Stazione gen feb mar apr mag giu lug ago set ott nov dic anno

Arosio 45% 58% 119% 157% 124% 29% 72% 47% 60% 109% 64% 264% 92%

Canobbio-Trevano 48% 60% 126% 168% 127% 44% 82% 56% 57% 146% 87% 244% 101%

Colla 66% 84% 110% 188% 167% 81% 76% 55% 78% 158% 84% 279% 118%

Isone 70% 62% 119% 214% 154% 53% 69% 34% 56% 138% 83% 302% 110%

Lugano 58% 70% 149% 186% 154% 39% 91% 47% 67% 152% 91% 248% 110%

Novaggio 46% 64% 117% 185% 130% 38% 88% 54% 50% 113% 65% 286% 100%

Chiasso 51% 100% 189% 197% 164% 36% 87% 36% 90% 130% 87% 231% 115%

Grancia 47% 57% 137% 152% 124% 35% 76% 41% 59% 141% 89% 274% 98%

Mendrisio 67% 97% 138% 207% 136% 69% 66% 41% 85% 174% 124% 323% 126%

Somazzo 59% 100% 149% 198% 150% 56% 42% 27% 92% 166% 76% 247% 113%

Stabio 57% 112% 162% 166% 107% 39% 66% 44% 53% 107% 89% 305% 102%

Ponte Tresa 48% 82% 119% 177% 99% 24% 83% 54% 42% 83% 70% 326% 92%

MEDIA 54% 85% 145% 183% 133% 42% 75% 43% 67% 133% 86% 280% 107%

17

0

100

200

300

400

500

600

700

800

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

2013

1981-2010

Ra

dia

zio

ne g

lob

ale

[M

J m

-2]

Fig. 2.1.1 Radiazione globale mensile rilevata presso la stazione di Lugano -

Biblioteca Cantonale. Le barre di errore rappresentano 2

deviazioni standard.

0

5

10

15

20

25

30


2013

1981-2010

Te

mp

era

tura

[°C

]

Fig. 2.2.1 Temperatura atmosferica mensile rilevata presso la stazione di

Lugano - Biblioteca Cantonale. Le barre di errore rappresentano 2


18

0

100

200

300

400

500

600


2013

1981-2010

Pre

cip

ita

zio

ni [m

m]

Fig. 2.3.1 Precipitazioni mensili (totale) raccolte presso la stazione di

Lugano - Biblioteca Cantonale. Le barre di errore rappresentano 2


Fig. 2.3.2 Carta delle isoiete dell’anno 2013 per il bacino imbrifero del Lago

di Lugano

19

0

2

4

6

8

10

12


2013

1981-2010

Inte

nsità

de

l ve

nto

[km

h-1

]

Fig. 2.4.1 Intensità mensile dei venti rilevata presso la stazione di Lugano -

Biblioteca Cantonale. Le barre di errore rappresentano 2 deviazioni

standard.

Fig. 2.4.2 Frequenze (%) della direzione di provenienza dei venti, rilevate

presso la stazione di Lugano - Biblioteca Cantonale.

20

3. CARATTERISTICHE IDROLOGICHE

3.1. Regime dei corsi d'acqua

La Tabella 3.1.1 presenta i valori di deflusso dei corsi d'acqua monitorati,

relativi all'anno 2013, rispetto alla media pluriennale (per i periodi di

riferimento, si vedano le Figure 3.1.1 e 3.1.2). I dati completi sono disponibili

sull’annuario idrologico del Cantone Ticino [1] oppure online sul sito

dell’Ufficio federale dell’ambiente [www.hydrodaten.admin.ch].

Come riferito nel capitolo precedente, nel bacino imbrifero del lago, nel

2013, le precipitazioni sono state superiori alla media. Conseguentemente, le

portate degli immissari hanno superato del 15% le medie pluriennali di

riferimento (Fig. 3.1.1). La portata media dell’emissario Tresa è stata invece

uguale al valore di riferimento (Fig. 3.1.2). Gli scarti percentualmente più

elevati sono stati rilevati su Vedeggio e Cuccio, con una portata media annua

superiore di circa il 25% rispetto alla media (Tabella 3.1.1). L’unico corso

d’acqua con portate inferiori alla media è stato il Cassarate.

In generale, il regime dei deflussi ha rispecchiato quello delle

precipitazioni. Tuttavia, le precipitazioni di marzo, un mese freddo e con

nevicate fino in pianura, hanno avuto un effetto modesto sulle portate, che sono

invece risultate molto elevate nei due mesi successivi. Sono da segnalare i

notevoli deficit alla fine dell’estate, che si sono mantenuti anche a ottobre e a

novembre: nonostante una pluviometria nella norma, le precipitazioni di questo

periodo hanno alimentato gli acquiferi senza aumentare il deflusso superficiale.

Infine, le forti precipitazioni di fine dicembre, abbinate a un limite delle

nevicate insolitamente alto, hanno determinato deflussi molto elevati nell’ultima

decade del mese.

3.2. Regime del livello lacustre

Nel 2013 l'altezza media del livello lacustre, registrata a Melide-Ferrera, è stata

di 270.5 m s.l.m. risultando pari alla media del periodo di riferimento (1965-

2012; Fig. 3.2.1).

Il minimo assoluto è stato toccato il 20 febbraio con 270.3 m s.l.m.,

mentre la punta massima, pari a 271.1 m s.l.m., è stata raggiunta a fine dicembre

(Fig. 3.2.2). Anche tra aprile e maggio il lago ha superato il livello di 271 m

s.l.m. L’escursione massima per il 2013 è stata di 81 cm.

21

Tabella 3.1.1 Confronto tra le portate medie mensili e le medie pluriennali dei

tributari e dell’emissario del Lago di Lugano (per i periodi di

riferimento, si vedano le Figure 3.1.1 e 3.1.2). I colori caldi

evidenziano le portate inferiori alla media, i colori freddi quelle

superiori alla media.

Corso d'acqua gen feb mar apr mag giu lug ago set ott nov dic anno

Cassarate 77% 57% 68% 141% 168% 58% 46% 35% 32% 71% 69% 217% 92%

Cuccio 100% 81% 90% 196% 227% 118% 69% 59% 52% 106% 93% 165% 124%

Bolletta 73% 65% 124% 175% 183% 82% 64% 70% 56% 75% 78% 282% 122%

Laveggio 88% 85% 162% 171% 158% 109% 78% 60% 52% 74% 113% 201% 120%

Magliasina 74% 52% 87% 191% 204% 59% 40% 40% 24% 81% 71% 322% 114%

Scairolo 69% 66% 112% 154% 170% 98% 96% 104% 92% 91% 82% 170% 112%

Vedeggio 114% 99% 109% 180% 193% 89% 62% 65% 50% 103% 96% 241% 124%

MEDIA TRIBUTARI 85% 72% 107% 172% 186% 88% 65% 62% 51% 86% 86% 228% 115%

Tresa 79% 66% 79% 147% 196% 92% 58% 46% 38% 62% 78% 163% 100%

22

Fig. 3.1.1 Regime mensile dei deflussi specifici (portata per unità di

superficie del bacino imbrifero) dei fiumi Vedeggio (principale

immissario del Bacino Sud), Cassarate e Cuccio (principali

immissari del Bacino Nord) nel 2013 e nei rispettivi periodi di

riferimento.

Fig. 3.1.2 Regime mensile dei deflussi del fiume Tresa (emissario) nel 2013

e nel periodo di riferimento (1923-2012). Si noti che a partire dal

1963 la portata dell’emissario è regolata artificialmente.

23

Fig. 3.2.1 Lago di Lugano a Melide-Ferrera: livelli minimi, medi e massimi

annuali del lago dal 1928 al 2013.

Fig. 3.2.2 Lago di Lugano a Melide-Ferrera, 2013: regime mensile e valori

estremi del livello lacustre, e confronto con il periodo di

riferimento.

24

4. APPORTI CHIMICI DEI TRIBUTARI

4.1. Caratteristiche chimiche

Nel 2013, le caratteristiche fisico-chimiche degli otto tributari maggiori e

dell’emissario del Ceresio sono state misurate 12 volte, con frequenza mensile. I

parametri misurati descrivono lo stato acido-base (pH e alcalinità), lo stato

trofico (TP, TN e SiO2-Si), la saprobicità (BOD5 e O2) e il grado di tossicità

delle acque per gli organismi acquatici (Cl-, NH4

+ e NO2

-).

Lo stato acido-base riflette (i) la quantità di rocce carbonatiche presenti

nel bacino imbrifero, (ii) l’attività metabolica dell’ecosistema acquatico e (iii) la

presenza di inquinanti acidi o alcalini. Differenze nella composizione litologica

dei bacini imbriferi spiegano le consuete differenze tra i valori di pH e alcalinità

di Bolletta, Laveggio, Livone e Scairolo, più alcalini, e quelli di Cassarate,

Vedeggio, Cuccio e Magliasina, più neutrali (Fig. 4.1.1.a). I ritmi stagionali

dell’attività fotosintetica lacustre spiegano la forte variabilità del pH

dell’emissario Tresa. Inquinanti alcalini sono probabilmente all’origine di due

valori di pH elevati misurati nel Cassarate a febbraio e marzo (pH = 8.7-8.8,

rispetto a una mediana pari a 8.0 unità pH). Questi picchi di alcalinità hanno

coinciso con rilasci di azoto ammoniacale e nitroso da parte dell’IDA del Medio

Cassarate (dati forniti dal Consorzio Depurazione), e sono presumibilmente

associati a un rallentamento dei processi di nitrificazione nei periodi più freddi

dell’anno.

Nei tributari e nell’emissario del Ceresio lo stato trofico dipende

verosimilmente dalle concentrazioni di fosforo. In base a alla concentrazione di

TP, a titolo indicativo, i corsi d’acqua sono considerati oligotrofici se la

concentrazione è inferiore a 25 µg P L-1

, eutrofici se la concentrazione è

maggiore a 75 µg P L-1

e mesotrofici se la concentrazione è compresa tra questi

valori [2]. Secondo questa classificazione, nel 2013 Cassarate, Scairolo e Tresa

verrebbero classificati come oligotrofici, Bolletta e Livone come eutrofici e gli

altri corsi d’acqua come mesotrofici (Fig. 4.1.1.a). Per i tributari, un'altra soglia

di concentrazione di TP è quella che permetterebbe al Ceresio di tornare a

condizioni di mesotrofia. Questa soglia è stata stimata a 52 µg P L-1

per il

Bacino Nord e 35 µg P L-1

per il Bacino Sud [3]. Nel 2013, concentrazioni

mediane di TP uguali o inferiori a queste soglie sono stati registrate nel

Cassarate, nello Scairolo e nel Laveggio. Negli altri cinque tributari monitorati,

le concentrazioni mediane di TP hanno superato queste soglie di 1.1-8.8 volte.

La saprobicità dipende dalle concentrazioni di materiale organico e

sostanze ridotte quali l’azoto ammoniacale e nitroso, che si riflettono nei valori

di BOD5. Valori < 2 mg O2 L-1

indicano un carico organico trascurabile o lieve,

valori tra 2 e 6 mg O2 L-1

indicano un carico moderato e valori > 6 mg O2 L-1

indicano un carico cospicuo [4]. In Svizzera, l’OPAc fissa a 2 mg O2 L-1

il limite

di BOD5 tollerabile per acque naturalmente povere di sostanze organiche [5]. In

Italia, secondo il decreto legislativo 152/99, (D.Lgs.152/99) valori di BOD5 > 4

mg O2 L-1

corrispondono a uno stato ambientale almeno parzialmente degradato.

I valori di BOD5 misurati nel 2013 (Fig. 4.1.1.c) segnalano un inquinamento

organico moderato e pressoché cronico nel Bolletta (mediana = 2.8 mg O2 L-1

) e

25

nella Magliasina (mediana = 2.2 mg O2 L-1

). Nel Bolletta, inoltre, si sono

osservati episodi di carico organico particolarmente elevato in due dei 12 giorni

di campionamento (BOD5 = 6.8 e 12.6 mg O2 L-1

).

Il grado di tossicità dipende dalla concentrazione di sostanze nocive

quali cloruro, ammonio, nitriti e ammoniaca. Il Cl- causa tossicità cronica a

concentrazioni superiori a 120-230 mg L-1

e tossicità acuta a concentrazioni

superiori a 640-860 mg L-1

[6, 7]. Nel 2013, i valori di Cl- misurati (massimo =

104 mg L-1

) sono stati inferiori a queste soglie in tutti i corsi d’acqua monitorati

(Fig. 4.1.1.c). La tossicità dell’ammonio dipende dalla temperatura. In Svizzera,

i criteri OPAc richiedono concentrazioni di ammonio ≤ 0.2 mg N L-1

a

temperature > 10°C o ≤ 0.4 mg N L-1

a temperature inferiori. In Italia, il

D.Lgs.152/99 attribuisce uno stato ambientale buono o elevato a concentrazioni

di ammonio ≤ 0.1 mg N L-1

e uno stato di crescente degrado a concentrazioni

superiori. Nel 2013, l’ammonio ha superato le soglie OPAc in un’occasione nel

Vedeggio, in due occasioni nel Cuccio e in quattro occasioni nel Bolletta (Fig.

4.1.1.b). In quest’ultimo tributario, l’elevata concentrazione mediana di

ammonio (0.12 mg N L-1

) denota un degrado ambientale sensibile, mentre i

valori massimi (1.7 mg N L-1

) indicano una probabile tossicità delle acque per

gli organismi acquatici. Per i nitriti, le soglie di tossicità si situano attorno a 20-

200 µg N L-1

(tossicità cronica) e 60-600 µg N L-1

(tossicità acuta), secondo il

tenore di cloruro, che ne allevia gli effetti [6, 8]. Nel 2013, soglie di tossicità

acuta sono state superate in almeno due occasioni nel Cassarate e nel Bolletta

(Fig. 4.1.1.c). Nel Bolletta anche la concentrazione mediana di nitriti è stata

elevata (20 µg N L-1

; Fig. 4.1.1.b.), ma probabilmente non tale da indurre

tossicità cronica, tenuto conto della corrispettiva, elevata concentrazione di Cl-.

La Tabella 4.1.1 riassume lo stato trofico, saprobico e del grado di

tossicità dei corsi campionati. L’inquinamento organico appare contenuto

ovunque, fatta eccezione per il Bolletta. Tuttavia, compromissioni anche

considerevoli dello stato trofico colpiscono la maggior parte dei tributari

monitorati. Gli elevati livelli trofici di Bolletta e Livone, in particolare, indicano

un apporto di scarichi scarsamente depurati. Inoltre, in almeno due tributari,

Cassarate e Bolletta, sussistono condizioni potenzialmente tossiche per gli

organismi acquatici dovute a concentrazioni elevate di azoto nitroso o

ammoniacale.

4.2. Carichi chimici e bilanci di massa

I carichi chimici sono la quantità [t] di una certa sostanza che entra in (o esce

da) un corpo d’acqua in un anno. Nel 2013, come in passato, i carichi di TP, TN,

DIC, e SiO2-Si veicolati dai tributari e dagli emissari dei bacini Nord e Sud sono

stati stimati a partire dalle concentrazioni istantanee mensili, usando il metodo

di Beale [9]. Inoltre, per i tributari Vedeggio, Cassarate e Laveggio, i carichi di

TN e TP sono stati misurati in base a campioni raccolti settimanalmente con

campionatori automatici. Per fosforo e azoto, oltre ai carichi veicolati dai

tributari, vengono riportate anche stime dei carichi provenienti dai corsi d’acqua

non campionati, dalle acque reflue provenienti da abitazioni non allacciate agli

impianti di depurazione e dalle deposizioni atmosferiche [10]. Collettivamente,

queste fonti compongono il carico esterno che grava sul lago. I carichi veicolati

dal varco del Ponte-diga di Melide e dall’emissario Tresa costituiscono i carichi

in uscita, rispettivamente, dai bacini Nord e Sud.

26

Nel 2013, i carichi esterni di TP sono stati pari a 17 t nel Bacino Nord e

32 t nel Bacino Sud. I tributari ne sono stati la fonte principale (Fig. 4.3.1),

contribuendo il 53% (Bacino Nord) o il 74% (Bacino Sud) del carico totale. Nel

Bacino Nord, i carichi maggiori sono giunti dal Cuccio e dal Livone (Tabella

4.2.1). Nel Bacino Sud, i carichi maggiori sono giunti dal Vedeggio e dal

Bolletta, oltre che dallo sbocco del Bacino Nord. I carichi maggiori per unità di

superfice del bacino imbrifero (Tabella 4.4.2) sono stati registrati nel Livone

(Bacino Nord) e nel Bolletta (Bacino Sud). Nel 2013, il carico del Bacino Sud è

rimasto superiore all’obiettivo del programma di risanamento (22 t), mentre

quello del Bacino Nord è stato apparentemente compatibile con l’obiettivo,

posto, per questo bacino, a 18 t.

I carichi di TP in uscita sono stati pari a 5 t per il Bacino Nord e 15 t per

il Bacino Sud. Tramite un bilancio di massa [11] si è stimato che il 99% del

carico in uscita dal Bacino Nord ha avuto origine esterna, mentre il carico in

uscita dal Bacino Sud è derivato per il 77% da fonti esterne e per il 23% da fonti

interne.

I carichi esterni di TN sono stati pari a 733 t nel Bacino Nord e 1'741 t

nel Bacino Sud. Come per il fosforo, i tributari hanno contribuito la maggior

parte del carico totale (52%; Bacino Nord o 79%, Bacino Sud, Fig. 4.3.1). Nel

Bacino Nord, il carico maggiore di TN è giunto dal Cassarate (Tabella 4.2.1).

Nel Bacino Sud, il carico maggiore è giunto dal Vedeggio. Il Livone (Bacino

Nord) e il Laveggio (Bacino Sud) hanno fatto registrare i valori maggiori in

termini areali (Tabella 4.2.2). I carichi in uscita sono stati pari a 223 t per il

Bacino Nord e 985 t per il Bacino Sud.

I carichi di nutrienti generati dai quattro maggiori IDA situati in territorio

svizzero (Tabella 4.2.3) sono stati pari a 3.7 t di TP e 662 t di TN. Questi carichi

hanno spiegato il 18-50% del carico di TP e il 38-94% del carico di TN dei

rispettivi ricettori.

I carichi di Cassarate, Vedeggio e Laveggio calcolati in base ai campioni

raccolti settimanalmente con campionatori automatici (Tabella 4.2.4)

suggeriscono che i carichi stimati a partire dai dati mensili istantanei hanno

sostanzialmente sottostimato i carichi di TP di Vedeggio e Cassarate e il carico

di TN del Vedeggio.

27

Tabella 4.1.1 Lago di Lugano, 2013: sintesi dello stato trofico, della saprobicità

e del grado di tossicità dei maggiori tributari e dell’emissario.

Stato trofico: ○=oligotrofia, ●=mesotrofia, ●●=eutrofia

Saprobicità: ○=carico organico trascurabile o lieve, ●=carico moderato,

●●=carico moderato con episodi di carico elevato.

Grado di tossicità: ○=acque non tossiche, ●=rischio di tossicità acuta,

●●=rischio di tossicità cronica

I criteri di classificazione sono indicati nel testo. Le gradazioni di colore

indicano il livello di compromissione delle acque.

Stato trofico Saprobicità Tossicità

Cassarate¹ ○ ○ ●

Cuccio¹ ● ○ ○

Livone¹ ●● ○ ○

Bolletta² ●● ●● ●

Laveggio² ● ○ ○

Magliasina² ● ● ○

Scairolo² ○ ○ ○

Vedeggio² ● ○ ○

Tresa³ ○ ○ ○

¹ tributari Bacino Nord, ² tributari Bacino Sud, ³ emissario

28

Tabella 4.2.1 Lago di Lugano, 2013: carichi di nutrienti dei maggiori tributari e

dell’emissario. I valori rappresentati sono la stima del carico

annuo e, tra parentesi, l’intervallo di confidenza al 95%.

DIC TP TN SiO2-Si

[t a-1

] [t a-1

] [t a-1

] [t a-1

]

Cassarate1 924 (82) 1.7 (0.3) 183 (29) 281 (26)

Cuccio1 801 (108) 3.9 (1.4) 84 (15) 247 (32)

Livone1†

1'548 (194) 3.6 (0.7) 116 (26) 87 (11)

Diga Melide 8’111 (917) 5.2 (1.2) 223 (27) 88 (33)

Bolletta2 922 (68) 8.1 (1.1) 120 (9) 107 (8)

Laveggio2 1'929 (185) 1.6 (0.3) 355 (70) 143 (15)

Magliasina2 357 (31) 1.7 (0.2) 71 (6) 166 (15)

Scairolo2 336 (45) 0.2 (0.1) 83 (19) 50 (8)

Vedeggio2 1'250 (164) 7.3 (1.5) 522 (82) 484 (50)

Tresa3†

14'689 (1’707) 15.2 (3.1) 985 (130) 437 (184)


†valori di portata stimati

Tabella 4.2.2 Lago di Lugano, 2013: carichi chimici areali dei maggiori tributari

e dell’emissario.

DIC TP TN SiO2-Si

[g m-2

a-1

] [mg m-2

a-1

] [g m-2

a-1

] [g m-2

a-1

]

Cassarate1 11.4 22 2.3 3.5

Cuccio1 14.9 72 1.6 4.6

Livone1†

50.4 116 3.8 2.8

Diga Melide 30.1 19 0.8 0.3

Bolletta2 43.1 378 5.6 5.0

Laveggio2 61.6 51 11.3 4.6

Magliasina2 10.3 50 2.0 4.8

Scairolo2 34.6 24 8.6 5.2

Vedeggio2 11.8 69 4.9 4.6

Tresa3†

24.2 25 1.6 0.7


†valori di deflusso stimati

29

Tabella 4.2.3 Lago di Lugano, 2013: carichi di nutrienti provenienti dai

maggiori impianti di depurazione delle acque [t a-1

]. Tra parentesi

è riportato il contributo percentuale dell’impianto al carico

complessivo del ricettore. Dati forniti dai gestori degli impianti.

Impianto di depurazione Tributario

ricettore

TP TN

Medio Cassarate (Cadro) Cassarate1 0.3 (18%) 52† (28%)

Lugano (Bioggio) Vedeggio2 2.6 (36%) 247 (47%)

Mendrisio (Rancate) Laveggio2 0.7 (44%) 333† (94%)

Pian Scairolo (Barbengo) Scairolo2 0.1 (50%) 30 (36%)

¹ tributari Bacino Nord, ² tributari Bacino Sud

†stimato a partire da DIN, usando il rapporto stechiometrico 0.5DIN:1TN (in

unità di massa)

Tabella 4.2.4 Lago di Lugano, 2013: carichi di nutrienti calcolati in base a

campioni raccolti con campionatori automatici.

TP TN

[t a-1

] [t a-1

]

Cassarate1 3.7 158†

Vedeggio2 10.5 621†

Laveggio2 1.5 327

¹ tributari Bacino Nord, ² tributari Bacino Sud

† concentrazioni di luglio e agosto interpolate usando un modello di

regressione (log concentrazione=a+b*log portata)

30

0

1

2

3

4

5

CAS CUC LIV BOL LAV MAG SCA VED TRE

Alcalinità[m

eq L

-1]

7

7.5

8

8.5

9

9.5


pH

[unità p

H]

Obie

ttiv

o B

.N.

Obie

ttiv

o B

.S.

1

10

100

1000


TP

[µg P

L-1

]

1

10

100

1000


RP

[µg P

L-1

]

Fig. 4.1.1.a Lago di Lugano, 2013: concentrazioni di alcalinità, H

+ (=pH), TP

e RP nei tributari maggiori e nell’emissario.

CAS=Cassarate, CUC=Cuccio, LIV=Livone, BOL=Bolletta, LAV=Laveggio,

MAG=Magliasina, SCA=Scairolo, VED=Vedeggio, TRE=Tresa.

Tributari del BN in azzurro, tributari del BS in violetto, emissario (Tresa) in

verde.

31

0

5

10

15

20


TN[m

g N

L-1

]

0

5

10

15

20


NO3

--N

[mg N

L-1

]

0.1

1

10

100

1000


NO2

--N

[µg N

L-1

]

Soglia min. t.c.

Soglia max. t.a.

0.001

0.01

0.1

1

10


NH4

+-N

[mg N

L-1

]

Soglia t.c., T>10°C

Soglia t.c., T<10°C

Fig. 4.1.1.b Lago di Lugano, 2013: concentrazioni di azoto (totale, nitrico,

nitroso e ammoniacale) nei tributari maggiori e nell’emissario.




verde. t.a.=tossicità acuta, t.c.=tossicità cronica.

32

0

1

2

3

4

5

6


SiO2-Si

[mg S

i L

-1]

0

20

40

60

80

100

120


Cl-

[mg C

l L

-1]

Soglia min. t.c.

0

2

4

6

8

10

12

14


BOD5

[mg O

2 L

-1]

Soglia

OP

Ac

6

7

8

9

10

11

12

13

14


O2

[mg O

2 L

-1]

Fig. 4.1.1.c Lago di Lugano, 2013: concentrazioni di silice reattiva, cloruro,

BOD5 e ossigeno disciolto nei tributari maggiori e nell’emissario.




verde.

33

0

5

10

15

20

25

30

Tri

bu

tari

ma

gg

iori

Are

a n

on c

am

pio

na

ta

Dep

osiz

ioni

AR

SL

Carichi TP per fonte: Bacino NordT

P [

t a

-1]

9.2 t

5.5 t

0.3 t

2.4 t

0

5

10

15

20

25

30

Tri

bu

tari

ma

gg

iori

Ba

cin

o N

ord

Are

a n

on c

am

pio

na

ta

Dep

osiz

ioni

AR

SL

Carichi TP per fonte: Bacino Sud

TP

[t

a-1

]

24.1 t

5.2 t 5.3 t

0.2 t

2.9 t

0

375

750

1125

1500

Tri

bu

tari

ma

gg

iori

Are

a n

on c

am

pio

na

ta

Dep

osiz

ioni

AR

SL

Carichi di TN per fonte: Bacino Nord

TN

[t

a-1

]

18 t

383 t

263 t

69 t

0

375

750

1125

1500

Tri

bu

tari

ma

gg

iori

Ba

cin

o N

ord

Are

a n

on c

am

pio

na

ta

Dep

osiz

ioni

AR

SL

Carichi di TN per fonte: Bacino Sud

TN

[t

a-1

]

1374 t

223 t274 t

71 t22 t

Fig. 4.3.1 Lago di Lugano, 2013: carichi esterni di TP e TN nei bacini Nord

e Sud, suddivisi per fonte.

ARSL=Abitanti Rivieraschi e Scaricatori di piena al Lago.

34

5. CARATTERISTICHE FISICHE E CHIMICHE DELLE ACQUE

LACUSTRI

Le indagini sulla fisica e sulla chimica lacustre sono state svolte nelle stazioni di

Gandria per il Bacino Nord e di Melide e Figino per il Bacino Sud, scelte in

modo da tener conto della diversità delle condizioni limnologiche esistenti nel

lago. I dati sono stati raccolti con frequenza mensile. I parametri torbidità,

temperatura, ossigeno disciolto, pH e conducibilità sono stati misurati a

intervalli di 0.5 m di profondità mediante sonda multiparametrica. Gli altri

parametri sono stati misurati a partire da campioni d’acqua raccolti a profondità

discrete [12].

5.1. Trasparenza

Nel 2013 la trasparenza media annua è stata simile nelle tre stazioni

(Gandria=7.0 m, Melide=6.2 m, Figino=6.5 m). L’andamento dei valori mensili

(Fig. 5.1.1) è stato caratterizzato come di consueto da (i) una fase primaverile

(marzo-aprile) di diminuzione della trasparenza, dovuta allo sviluppo di

diatomee, (ii) una fase di chiarificazione tardo-primaverile (aprile-maggio),

dovuta all’esaurimento dei nutrienti e al consumo di diatomee da parte dello

zooplancton erbivoro e (iii) una seconda fase di scarsa trasparenza estivo-

autunnale (giugno-settembre/ottobre), dovuta alla produzione di fitoplancton di

diversa composizione. A Melide, a differenza delle altre due stazioni, alla

seconda fase di scarsa trasparenza, conclusasi a settembre, ne ha fatto seguito

una terza tra ottobre e novembre.

5.2. Torbidità

L’andamento mensile dei profili di torbidità (Fig. 5.2.1) è stato contraddistinto

da due fasi di intorbidamento confinato alla zona trofogena e due o tre (secondo

la stazione) eventi di intorbidimento riguardanti l’intera colonna d’acqua. Tra le

fasi limitate alla zona trofogena, la prima, verificatasi tra aprile e maggio, è

ascrivibile allo sviluppo primaverile delle diatomee. La seconda fase,

verificatasi tra luglio e ottobre, ha interessato soprattutto la stato d’acqua

sovrastante il termoclino, ed è probabilmente dovuta allo sviluppo di

Planktothrix rubescens. Gli eventi di intorbidimento dell’intera colonna d’acqua

sono verosimilmente determinati da correnti di torbida di origine fluviale.

Inoltre, a Figino si è verificato un graduale aumento della torbidità nello strato

sovrastante il fondo, che ha rispecchiato lo sviluppo delle condizioni di anossia

(vedi § 5.5).

5.3. Temperatura dell’acqua

L’andamento mensile delle temperature (Fig. 5.3.1) mostra che in febbraio, nelle

stazioni del Bacino Sud (Melide e Figino), sono state raggiunte condizioni di

omotermia (temperature comprese tra 5.4-5.7 °C), indicanti un rimescolamento

dell’intera colonna d’acqua. Nel Bacino Nord (Gandria), verso la fine di

febbraio si è assistito a uno sprofondamento di acque fredde (isoterma di 5.7 °C)

fino a circa 160 m di profondità, indicante un rimescolamento parziale. In

35

entrambi i bacini, la temperatura degli strati superficiali ha incominciato ad

aumentare a partire da marzo, determinando la stratificazione delle acque. Le

acque epilimniche hanno continuato a scaldarsi fino ad agosto, quando hanno

raggiunto i massimi annuali (Gandria=26.7 °C, Melide=27.5 °C, Figino=27.8

°C). In seguito, le acque si sono raffreddate gradualmente fino a dicembre.

5.4. Bilancio termico

Nel 2013 gli strati superficiali del lago (~0-20 m) hanno accumulato calore tra

marzo e luglio (Gandria) o marzo e agosto (Melide e Figino), e perso calore

durante gli altri mesi, secondo il consueto ciclo annuale (Tabella 5.4.1 e Fig.

5.4.1). Questi andamenti si desumono anche dall’evoluzione dei flussi di calore

calcolati a partire dai profili quindicinali di temperatura (Fig. 5.4.2). In tutte le

stazioni, gli strati superficiali hanno incominciato a riscaldarsi a marzo e hanno

accumulato calore fino alla fine di luglio. Nel 2013, la fase di raffreddamento

autunnale-invernale è incominciata relativamente presto, verso la metà di

settembre, ma ha subito un rallentamento durante la seconda metà di dicembre.

In profondità (20 m–fondo), le acque hanno incominciato a raffreddarsi a

gennaio (Melide e Figino) o febbraio (Gandria), favorendo i successivi fenomeni

di rimescolamento.

Lo scambio di calore con l'atmosfera ha comportato un guadagno netto

annuo di 261 MJ m-2

a Gandria, una perdita netta di 155 MJ m-2

a Melide e una

perdita netta di 192 MJ m-2

a Figino. Questi risultati indicano una perdita di

calore dal Bacino Sud, che contrasta con i guadagni registrati negli anni

precedenti (2009-2012) e un modesto guadagno nel Bacino Nord.

5.5. Ossigeno disciolto

L’andamento mensile delle concentrazioni di ossigeno disciolto (Fig. 5.5.1)

indicano che, nel Bacino Nord, gli strati profondi (da 100-125 m al fondo) sono

stati pressoché anossici (<1 mg O2 L-1

) tutto l’anno. Nella zona trofogena, le

concentrazioni diurne di ossigeno si sono mantenute elevate (>6 mg O2 L-1

) tutto

l’anno, raggiungendo un picco di 16.2 mg O2 L-1

in luglio, a 6 m di profondità,

associato a un forte sviluppo algale (Capitolo 6).

Nel Bacino Sud, la circolazione completa di febbraio ha determinato una

curva omograda dell’ossigeno disciolto, con concentrazioni comprese tra 7 e 8

mg O2 L-1

. In seguito, l’instaurarsi della stratificazione e la crescente attività

fotosintetica nella zona trofogena hanno creato un gradiente verticale, in cui alla

forte ossigenazione della zona trofogena (>7-8 mg O2 L-1

) si è contrapposto un

deficit negli strati più profondi. Condizioni pressoché anossiche (<1 mg O2 L-1

)

si sono sviluppate nell’immediata vicinanza del fondo dalla fine di giugno in

poi. Inoltre, a partire da luglio, si è sviluppato un marcato minimo metalimnico.

5.6. Alcalinità totale, conducibilità elettrica e pH

L’andamento mensile di questi parametri, dipendenti dall’attività fotosintetica,

ha mostrato variabilità stagionale soprattutto nello strato trofogeno (Figure

5.6.1-3). In questo strato, l’alcalinità ha teso a diminuire tra aprile/maggio e

luglio/agosto, quando l’intensa attività fotosintetica ha presumibilmente causato

precipitazione di carbonato di calcio (Fig. 5.6.1). Negli strati profondi, al

36

contrario, l’alcalinità ha mostrato un graduale aumento a partire da

maggio/giugno, soprattutto nel Bacino Sud, dovuto a una crescente

mineralizzazione dei sedimenti. L’andamento mensile della conducibilità

elettrica a 20 °C (Fig. 5.6.2) è stato come di consueto simile quello

dell’alcalinità (entrambi i parametri rispecchiano essenzialmente le

concentrazioni di bicarbonato). L’andamento mensile del pH (Fig. 5.6.3) è stato

simmetricamente opposto a quello di alcalinità e conducibilità, eccetto che

l’aumento di pH nello strato trofogeno in primavera ha anticipato di 1-2 mesi il

calo di alcalinità.

5.7. Composti dell’azoto

Nel Bacino Nord l'azoto nitrico (NO3-N) è stato rilevato fino a ~125 m di

profondità, in concentrazioni relativamente modeste (<0.4 mg N L-1

). Nel

Bacino Sud, l'azoto nitrico è stato rilevato fino al fondo e in concentrazioni

decisamente maggiori (massimo 1.2 mg N L-1

; Fig. 5.7.1). Per quel che concerne

l’andamento mensile, nel Bacino Nord le concentrazioni sono rimaste

essenzialmente costanti durante l’anno. Nel Bacino Sud, le concentrazioni sono

diminuite in estate in superficie e in autunno sopra il fondo. Queste diminuzioni,

tipiche per questo bacino, sono dovute all'assimilazione da parte del fitoplancton

negli strati superficiali e a processi di denitrificazione negli strati profondi.

L’azoto ammoniacale (NH4-N) ha avuto un andamento vicariante a

quello dell’azoto nitrico (Fig. 5.7.2), ovvero, è stato presente in misura costante

negli strati profondi del Bacino Nord (al di sotto di 150 m di profondità), ed è

aumentato nel periodo estivo-autunnale sul fondo del Bacino Sud, causa la

mineralizzazione di sedimenti organici in condizioni anaerobiche

(ammonificazione).

L’azoto nitroso (NO2-N), prodotto intermedio della de/nitrificazione, è

stato riscontrato in concentrazioni consistenti tra giugno e dicembre nel Bacino

Sud, sotto i 70 m di profondità (Fig. 5.7.3).

L’azoto totale (TN) è stato presente in concentrazioni relativamente

basse (≤1.0 mg N L-1

) nel Bacino Nord (Fig. 5.7.4). Le concentrazioni minori

sono state rilevate in una larga fascia compresa tra 100 m e 200 m di profondità,

nella quale presumibilmente predominano processi di denitrificazione. Nel

Bacino Sud, le concentrazioni sono state maggiori rispetto al Bacino Nord

(massimo 2.3 mg N L-1

) e hanno mostrato un andamento temporale più marcato,

caratterizzato da una diminuzione in superficie durante la stagione vegetativa,

dovuta ad assimilazione di nitrati da parte del fitoplancton, e un aumento sul

fondo tra giugno e novembre, dovuto in parte a rilascio di ammonio da parte dei

sedimenti.

5.8. Composti del fosforo

Nel Bacino Nord, le concentrazioni mensili di fosforo totale (TP) e reattivo (RP)

si sono mantenute relativamente stabili a profondità >50 m (Figure 5.8.1-2) e

hanno mostrato un gradiente verticale, con valori crescenti verso il fondo. Nello

strato 0-50 m, la distribuzione verticale di TP è risultata essenzialmente

omogenea tra marzo e aprile (valori compresi tra 24 e 31 µg P L-1

), a causa del

rimescolamento delle acque. In seguito, la concentrazione nello strato trofogeno

è diminuita per l’assimilazione e la successiva sedimentazione del plancton. I

37

valori di RP hanno mostrato un andamento simile, eccetto che la diminuzione

dovuta all’assimilazione biologica, più marcata, ha portato all’esaurimento di

questo nutriente (concentrazioni inferiori al limite di quantificazione) tra maggio

e dicembre, un periodo insolitamente lungo.

Nel Bacino Sud, la circolazione ha determinato una distribuzione

verticale di TP pressoché omogenea su tutta la colonna d’acqua a febbraio e

marzo (valori compresi tra 41 e 54 µg P L-1

a Melide e tra 32 e 40 µg P L-1

a

Figino). In seguito l’andamento delle concentrazioni si è differenziato secondo

la profondità. Nello strato trofogeno, come nel Bacino Nord, le concentrazioni

di TP e RP sono diminuite e sono state in calo o stabili fino a ottobre. Nello

strato trofolitico, le concentrazioni di fosforo hanno incominciato ad aumentare

a partire dalla seconda metà di giugno, quando l’ossigeno è sceso sotto i ~2 mg

L-1

, favorendo la solubilità del fosforo reattivo.

Il programma di risanamento trofico del Lago di Lugano si è posto

l’obiettivo di riportare le concentrazioni nel lago a valori ≤30 µg P L-1

,

corrispondenti alla soglia tra condizioni mesotrofiche ed eutrofiche [13]. Nel

2013, le concentrazioni di TP nello strato trofogeno durante il periodo di

rimescolamento delle acque (febbraio-marzo, quando questo strato si ricarica di

nutrienti) sono state compatibili con questo obiettivo a Gandria (29 µg P L-1

),

mentre sono state più elevate a Melide (52 µg P L-1

) e Figino (34 µg P L-1

).

5.9. Silicati reattivi

L’andamento mensile delle concentrazioni di silice reattiva (Fig. 5.9.1) presenta

forti analogie con l’andamento del fosforo totale. Come il TP, questo nutriente è

stato pressoché esaurito (concentrazioni ≤0.2 mg Si L-1

) nello strato trofogeno a

causa dell’assimilazione da parte di fitoplancton (diatomee) durante parte del

periodo vegetativo (Gandria: giugno-novembre; Melide: giugno-settembre;

Figino: giugno-luglio).

5.10. Ferro, manganese, solfuro e metano

Concentrazioni consistenti di ferro, manganese, solfuro e metano sono state

riscontrate durante tutto l’anno negli strati profondi (~>150 m) del Bacino Nord,

dove le acque sono state continuativamente anossiche (Figure 5.10.1-3). Nel

Bacino Sud, concentrazioni di queste sostanze sono state rilevate prima della

circolazione invernale, e successivamente da giugno in avanti, quando i

sedimenti sono diventati anossici. Inoltre, solfuro e ferro sono stati riscontrati

quasi solo a Melide. Il metano (non rappresentato), è stato riscontrato in

concentrazioni ≤ 2.30 mg L-1

a Gandria (dati disponibili per otto mesi), ≤ 2.07

mg L-1

a Melide e ≤ 1.56 mg L-1

a Figino.

38

Tabella 5.4.1 Lago di Lugano, 2013: Componenti del bilancio termico mensile

nei tre sottobacini lacustri [MJ m-2

g-1

]

Qs=radiazione solare globale (onda corta); Qr=radiazione solare riflessa (onda corta);

Qb=scambio radiazione ad onda lunga; Qn=Qs-Qr-Qb=radiazione netta; Qh=scambio termico per

conduzione; Qe=scambio termico per evaporazione (o condensazione), calcolato secondo [14];

R=Rapporto di Bowen; Qt=calore scambiato ogni mese dal bacino, calcolato a partire dalle

variazioni di temperatura rilevate nel lago.

Per i metodi, si veda [15].

Gandria Qs Qr Qse Qb Qn Qe Qh R Qt

Gen 5.27 0.74 4.53 6.05 -1.52 2.63 0.88 0.33 -6.08

Feb 8.55 0.94 7.61 6.09 1.52 3.06 1.03 0.34 -2.49

Mar 10.20 0.92 9.28 4.78 4.50 1.58 -0.04 -0.03 2.48

Apr 14.00 1.12 12.88 3.17 9.71 0.47 -1.07 -2.30 9.93

Mag 17.02 1.19 15.83 3.87 11.96 3.08 -0.18 -0.06 4.57

Giu 24.36 1.71 22.66 5.72 16.94 7.32 0.53 0.07 13.10

Lug 24.45 1.71 22.74 5.41 17.33 7.52 0.42 0.06 4.56

Ago 21.17 1.48 19.69 6.84 12.85 10.63 1.39 0.13 -0.91

Set 15.47 1.39 14.07 6.53 7.54 7.55 1.51 0.20 -2.42

Ott 5.62 0.56 5.05 4.85 0.21 3.88 1.58 0.41 -7.02

Nov 5.27 0.69 4.59 7.21 -2.63 5.61 2.73 0.49 -8.99

Dic 4.67 0.70 3.97 7.26 -3.29 3.01 1.47 0.49 -6.96

Melide Qs Qr Qse Qb Qn Qe Qh R Qt

Gen 5.27 0.74 4.53 5.92 -1.39 2.58 0.76 0.29 -5.26

Feb 8.55 0.94 7.61 6.10 1.51 3.20 1.08 0.34 -1.31

Mar 10.20 0.92 9.28 4.84 4.44 1.72 0.03 0.02 1.66

Apr 14.00 1.12 12.88 3.24 9.63 0.57 -1.05 -1.85 9.38

Mag 17.02 1.19 15.83 4.03 11.80 3.51 -0.01 0.00 5.25

Giu 24.36 1.71 22.66 7.03 15.62 11.86 2.13 0.18 8.73

Lug 24.45 1.71 22.74 5.67 17.07 8.65 0.70 0.08 4.32

Ago 21.17 1.48 19.69 7.38 12.30 13.07 2.08 0.16 0.25

Set 15.47 1.39 14.07 6.65 7.43 8.20 1.70 0.21 -5.57

Ott 5.62 0.56 5.05 4.78 0.27 3.90 1.57 0.40 -4.10

Nov 5.27 0.69 4.59 6.99 -2.40 5.37 2.52 0.47 -7.45

Dic 4.67 0.70 3.97 7.06 -3.09 2.87 1.29 0.45 -5.42

Figino Qs Qr Qse Qb Qn Qe Qh R Qt

Gen 5.27 0.74 4.53 5.86 -1.33 2.54 0.69 0.27 -3.94

Feb 8.55 0.94 7.61 6.05 1.56 3.19 1.04 0.32 -1.55

Mar 10.20 0.92 9.28 4.74 4.54 1.63 -0.09 -0.06 2.53

Apr 14.00 1.12 12.88 3.30 9.58 0.65 -1.02 -1.57 8.35

Mag 17.02 1.19 15.83 4.20 11.63 3.90 0.18 0.05 4.84

Giu 24.36 1.71 22.66 6.71 15.95 10.92 1.75 0.16 7.48

Lug 24.45 1.71 22.74 6.06 16.68 10.10 1.11 0.11 4.52

Ago 21.17 1.48 19.69 7.56 12.13 14.01 2.33 0.17 0.80

Set 15.47 1.39 14.07 6.54 7.53 8.05 1.62 0.20 -2.57

Ott 5.62 0.56 5.05 4.81 0.24 4.04 1.63 0.40 -6.46

Nov 5.27 0.69 4.59 6.87 -2.28 5.21 2.39 0.46 -6.91

Dic 4.67 0.70 3.97 6.86 -2.90 2.65 1.08 0.41 -6.66

39

Fig. 5.1.1 Lago di Lugano, 2013: andamento dei valori di trasparenza (misurati

con il disco di Secchi).

40

Fig. 5.2.1 Lago di Lugano, 2013: andamento della torbidità in profondità e nel

tempo [FTU].

41

Fig. 5.3.1 Lago di Lugano, 2013: andamento della temperatura in profondità e

nel tempo [°C].

42

-5

0

5

10

15

20

G F M A M G L A S O N D

GANDRIA

QnQe+Qh

Flu

sso

di calo

re [

MJ m

-2 d

-1]

-Qt-Qt +Qt

-5

0

5

10

15

20


MELIDE

Qn Qe+Qh

Flu

sso

di calo

re [

MJ m

-2 d

-1]

-Qt-Qt +Qt

-5

0

5

10

15

20


FIGINO

Qn Qe+Qh

Flu

sso

di calo

re [

MJ m

-2 d

-1]

-Qt-Qt +Qt

Fig. 5.4.1 Lago di Lugano, 2013: bilancio termico.

Qn rappresenta la radiazione netta assorbita dall’acqua, Qh lo scambio di calore con l’atmosfera

per conduzione e Qe lo scambio di calore per evaporazione (vedi Tabella 5.4.1.). Quando

Qn>Qh+Qt, il lago acquista calore, ovvero Qt (calore scambiato dal lago) è positivo. Quando

Qn<Qh+Qt, il lago perde calore.

43

Fig. 5.4.2 Lago di Lugano, 2013: andamento dei flussi di calore in profondità e

nel tempo [MJ m-2

d-1

].

44

Fig. 5.5.1 Lago di Lugano, 2013: andamento dell’ossigeno disciolto in

profondità e nel tempo [mg O2 L-1

].

45

Fig. 5.6.1 Lago di Lugano, 2013: andamento dell’alcalinità in profondità e nel

tempo [meq L-1

].

46

Fig. 5.6.2 Lago di Lugano, 2013: andamento della conducibilità specifica a

20°C in profondità e nel tempo [µS cm-1

].

47

Fig. 5.6.3 Lago di Lugano, 2013: andamento del pH in profondità e nel tempo

[unità pH].

48

Fig. 5.7.1 Lago di Lugano, 2013: andamento della concentrazione dell’azoto

nitrico in profondità e nel tempo [mg N L-1

].

49


ammoniacale in profondità e nel tempo [mg N L-1

].

50


nitroso in profondità e nel tempo [µg N L-1

].

51


totale in profondità e nel tempo [mg N L-1

].

52

Fig. 5.8.1 Lago di Lugano, 2013: andamento della concentrazione del fosforo

reattivo in profondità e nel tempo [µg P L-1

].

53

Fig. 5.8.2 Lago di Lugano, 2013: andamento della concentrazione del fosforo

totale in profondità e nel tempo [µg P L-1

].

54

Fig. 5.9.1 Lago di Lugano, 2012: andamento della concentrazione della silice

reattiva in profondità e nel tempo [mg Si L-1

].

55

Fig. 5.10.1 Lago di Lugano, 2013: andamento della concentrazione del ferro

disciolto in profondità e nel tempo [µg L-1

].

56

Fig. 5.10.2 Lago di Lugano, 2013: andamento della concentrazione del

manganese disciolto in profondità e nel tempo [µg L-1

].

57

Fig. 5.10.3 Lago di Lugano, 2013: andamento della concentrazione del solfuro

in profondità e nel tempo [mg L-1

].

58

6. INDAGINI SUL FITOPLANCTON

6.1. Struttura dei popolamenti

Nel corso del 2013 è continuata la raccolta dei campioni di fitoplancton nelle tre

stazioni principali del lago (Gandria, Melide, Figino) secondo le modalità

previste dal programma triennale. I campionamenti sono stati eseguiti con

frequenza mensile durante tutto l'anno, e quindicinale durante il periodo

primaverile, caratterizzato da una rapida successione dei popolamenti algali.

Complessivamente in ogni stazione sono stati raccolti ed analizzati 16 campioni

integrali sulla colonna d'acqua compresa tra 0 e 20 m.

L’evoluzione stagionale del popolamento fitoplanctonico ha presentato

differenze significative tra i due bacini del lago, sia riguardo alla composizione

tassonomica, sia riguardo alla successione temporale delle specie predominanti.

In generale i valori di densità rilevati nel 2013 si sono mantenuti su livelli

modesti, e soltanto poche specie hanno fatto registrare punte di sviluppo

superiori agli anni precedenti.

L’inizio dell’anno è stato caratterizzato, soprattutto nel bacino sud, da un

consistente popolamento di cianoficee filamentose, che aveva iniziato a

manifestarsi già nel tardo autunno dell’anno precedente nel bacino nord e nella

stazione di Melide [16]. In seguito, come di consueto, il periodo vegetativo ha

preso avvio con lo sviluppo dei gruppi tassonomici tipicamente primaverili, con

prevalenza di forme piccole (diatomee centriche, criptoficee) accompagnate da

diatomee pennate di grosse dimensioni: i valori di densità più elevati sono però

stati raggiunti solo nel corso del mese d’aprile, con un certo ritardo rispetto ad

altri anni. Durante la successiva fase di chiarificazione delle acque (maggio) e

fino a giugno si è osservata in tutto il lago un’importante fase di crescita di

diatomee pennate coloniali, favorita dall’elevato apporto idrico dei corsi

d’acqua tributari nei mesi di aprile e maggio (cfr. Tab. 3.1.1), che ha contribuito

a rifornire le acque lacustri di sostanze nutrienti (in particolare di silice reattiva).

Con l’avvento dell’estate si è registrata una generale ripresa di cianoficee

filamentose (negli strati più profondi dell’epilimnio), di cloroficee coloniali, di

xantoficee e di crisoficee (entrambi quest’ultime soprattutto nel bacino sud); il

periodo estivo ha evidenziato valori di densità modesti per il gruppo

tradizionalmente predominante (cloroficee), fatta eccezione per le punte fatte

registrare da alcune specie clorococcali di piccole dimensioni. L’ultimo

trimestre dell’anno è stato contraddistinto da modesti valori di densità per tutti i

gruppi tassonomici, ad eccezione delle criptoficee, che si sono mantenute

costantemente su buoni livelli durante tutto l’anno, e per una breve fase di

sviluppo delle diatomee centriche.

L’analisi dei principali gruppi tassonomici nel 2013 ha evidenziato per le

cianoficee un marcato calo nel bacino nord, un leggero calo a Figino, ed una

sostanziale stabilità a Melide. In tutto il lago è venuto a mancare il contributo

dei popolamenti di croococcali, mentre i valori di densità più elevati sono stati

raggiunti duante il mese d’agosto dalla specie filamentosa Limnothrix sp.. Oltre

ad essa le forme filamentose sono risultate particolarmente abbondanti sia

all’inizio dell’anno con Planktothrix rubescens (in gennaio nel bacino sud, in

marzo in quello nord), sia durante l’intero periodo estivo con Aphanizomenon

59

flos-aquae (in giugno nel bacino sud, in giugno-luglio in quello nord), con

Pseudanabaena catenata (in agosto nel bacino sud) e nuovamente con

Planktothrix rubescens (in agosto nel bacino sud, in settembre in quello nord). Il

rapido consumo dei nutrienti nello strato trofogeno, evidente già a partire da

maggio-giugno in entrambi i bacini campionati (cfr. Fig. 5.8.1), contribuendo a

limitare fortemente la crescita del fitoplancton negli strati superficiali, e di

conseguenza aumentando la profondità di penetrazione della radiazione

luminosa, ha evidentemente creato in prossimità del metalimnio condizioni di

crescita particolarmente favorevoli per questo tipo di organismi, come

confermato dai rilevamenti della clorofilla e della torbidità lungo il profilo

verticale della colonna d’acqua (cfr. Figg. 6.3.1 e 6.3.2).

Come di consueto, le diatomee hanno rappresentato la componente

predominante nel corso del periodo primaverile, dapprima prevalentemente con

specie centriche (marzo-aprile) e quindi con specie pennate (aprile-maggio). Fra

le centriche sia le specie più piccole (Stephanodiscus parvus/minutulus) che

quelle coloniali di grosse dimensioni (Alaucoseria islandica ssp. helvetica) sono

rimaste su livelli decisamenti modesti in tutto il lago. Fra le specie pennate,

accanto ad Asterionella formosa che ha avuto la fase di massimo sviluppo in

aprile (più marcata nel bacino sud), ha confermato il suo ruolo predominante

(anche se in misura minore rispetto all’anno precedente) Fragilaria crotonensis,

presente in tutto il lago in quantitativi molto elevati da maggio a giugno. Infine,

nel corso del mese di novembre, si è registrata a Gandria una breve ripresa delle

diatomee centriche tramite la specie Cyclotella ocellata.

Analogamente a quanto registrato negli ultimi anni, è risultato molto contenuto

il popolamento delle cloroficee, la cui fase principale di sviluppo si manifesta

nel periodo estivo: valori di densità degni di nota sono stati registrati

unicamente dalla specie tetrasporale Gemellicystis neglecta (a giugno-luglio, in

tutto il lago) e da altre specie clorococcali di piccole dimensioni: Didymocystis

sp. e Monoraphidium contortum (ad agosto in tutto il lago), Kirchneriella

contorta (ad agosto nel bacino sud, agosto-settembre nel bacino nord), e

Tetraëdron minimum (ad agosto nel bacino sud).

In forte crescita è invece risultato il gruppo delle criptoficee, che hanno avuto

nel genere Rhodomonas il loro principale rappresentante primaverile (ad aprile

nel bacino nord, marzo-aprile in quello sud), e dai generi Cryptomonas e

Rhodomonas in luglio, unicamente nella stazione di Gandria. Oltre a questi

momenti di forte sviluppo, anche nei mesi restanti i valori di densità si sono

mantenuti costantemente su buoni livelli.

Per quanto concerne le coniugatoficee si segnalano segnali di ripresa per la

specie filamentosa Mougeotia sp. (a giugno in tutto il lago, a settembre nel

bacino sud), mentre le xantoficee, con la specie filamentosa Tribonema sp.,

hanno fatto registrare la loro massima fase di sviluppo nel corso del mese di

giugno, confermando durante la loro breve comparsa le elevate punte di densità

degli ultimi anni (>106 cell. l

-1) unicamente nel bacino sud.

Fra i restanti gruppi, mentre le peridinee si sono mantenute su livelli

generalmente modesti, le crisoficee hanno fatto registrare in luglio una breve

punta di sviluppo con Dinobryon divergens, che nelle stazioni del bacino sud, in

particolare a Figino, ha raggiunto valori di densità considerevoli.

60

La tabella 6.1., che riporta i valori di densità delle principali specie

fitoplanctoniche nel corso del 2013, illustra in modo sintetico le analogie e le

differenze più significative fra le tre stazioni campionate, sia sotto l’aspetto

della composizione tassonomica che della successione cronologica.

Tab. 6.1. Lago di Lugano, 2013: sviluppo delle principali specie di fitoplancton nello

strato 0-20 m (densità in 106 cellule l

-1).

GANDRIA MELIDE FIGINO gennaio Planktothrix rubescens (20.7) Planktothrix rubescens (13.8)

marzo Planktothrix rubescens (18.8)

Stephanodiscus parvus/min. (1.4)


Aulacoseria islandica helv. (0.2)

Cyclotella radiosa (0.1)

Rhodomonas (0.8)



Cyclotella radiosa (0.1)

Rhodomonas (0.4)

aprile Stephanodiscus parvus/min. (1.1)


Asterionella formosa (0.5)

Rhodomonas (3.2)




Rhodomonas (4.1)




Rhodomonas (2.5)

maggio Fragilaria crotonensis (1.7) Fragilaria crotonensis (1.2) Fragilaria crotonensis (1.2)

giugno Aphanizomenon flos-aquae (1.9)

Fragilaria crotonensis (2.1)

Gemellicystis neglecta (0.3)

Mougeotia sp. (0.1)

Aphanizomenon flos-aquae (2.5)




Tribonema sp. (1.5)

Mougeotia sp. (0.1)

Aphanizomenon flos-aquae (1.9)




Tribonema sp. (1.3)

Mougeotia sp. (0.1)

luglio Aphanizomenon flos-aquae (8.6)


Rhodomonas (1.0)

Cryptomonas (0.5)

Dinobryon divergens (0.7)

Dinobryon divergens (2.1)

agosto Limnothrix sp. (37.2)

Didymocystis sp. (0.2)

Monoraphidium contortum (0.1)

Kirchneriella contorta (0.1)

Limnothrix sp. (31.7)

Planktothrix rubescens (22.2)

Pseudanabaena catenata (14.0)




Tetraëdron minimum (0.5)

Limnothrix sp. (18.2)

Planktothrix rubescens (20.6)

Pseudanabaena catenata (9.7)




Tetraëdron minimum (0.3)

settembre Planktothrix rubescens (11.5)


Mougeotia sp. (0.1) Mougeotia sp. (0.3)

novembre Cylotella ocellata (0.8)

6.2. Variazioni della biomassa

Nella figura 6.2.1. è rappresentata la successione temporale dei valori di

biomassa algale presente nello strato 0-20 m nel corso dell’anno 2013. Il

contributo dei principali gruppi tassonomici è deducibile dalle singole curve

cumulate, la superiore delle quali corrisponde al valore totale (peso fresco da

biovolume).

I valori di biomassa media annua (Gandria: 1.30; Melide: 1.69; Figino: 1.54

g m-3

) sono risultati in media con quelli degli anni precedenti nel bacino nord,

ma in netto rialzo nel bacino sud. Determinanti ai fini di questa tendenza sono

risultati i popolamenti delle criptoficee e delle cianoficee: a fronte di un netto

incremento in tutto il lago delle prime (che a Gandria hanno raggiunto il valore

più elevato dell’intero trentennio d’indagine), per le seconde si è registrato un

forte calo nel bacino nord, ed un ulteriore incremento in quello sud.

61

Le curve delle tre stazioni di campionamento presentano un andamento sincrono

fino alla fine di maggio, per poi proseguire in modo diversificato nei due bacini

nel corso del secondo semestre, soprattutto in seguito alle marcate fasi di

sviluppo dei popolamenti di crisoficee (luglio), cloroficee (agosto) e cianoficee

(luglio-ottobre), nelle acque del bacino sud.

Come si può osservare dalla grafica, il contributo preponderante alla biomassa

fitoplanctonica primaverile è stato fornito congiuntamente dalle diatomee e dalle

criptoficee: le seconde, a Melide in aprile, sono risultate addirittura due volte

più abbondanti delle prime. La punta massima di biomassa del primo semestre è

stata registrata nel corso della prima metà d’aprile a Gandria (2.50 g m-3

) e

Melide (3.59 g m-3

), e due settimane più tardi a Figino (2.95 g m-3

).

Durante il secondo semestre i valori del bacino nord hanno fatto registrare una

prima punta di rilievo in giugno (diatomee), e quindi una successiva in luglio

(criptoficee), la più elevata dell’anno (3.15 g m-3

). Tra agosto e settembre le

cianoficee filamentose hanno progressivamente colonizzato gli strati epilimnici

profondi: l’incremento dei valori di biomassa rilevato dall’analisi sul campione

integrale (0-20m) non permette di evidenziare l’intensità del loro sviluppo, a

motivo della stratificazione estremamente compatta di questo popolamento

algale (cfr. Figg. 6.3.1 e 6.3.2).

Nelle stazioni del bacino sud la seconda parte dell’anno è stata caratterizzata dal

susseguirsi di importanti fasi di crescita da parte di differenti gruppi algali, che

hanno contribuito a mantenere elevati i valori di biomassa fino all’inizio

dell’autunno: in luglio le crisoficee, in agosto le cloroficee, e da agosto ad

ottobre le cianoficee.

Sotto l’aspetto della composizione percentuale della biomassa algale (valore

medio annuo, Fig. 6.2.2.), il quadro del 2013 evidenzia un generale allineamento

della frazione delle cianoficee nelle tre stazioni (Gandria 34%, Melide 36%,

Figino 28%), un calo delle diatomee, particolarmente marcato a Melide (15%)

rispetto alle altre due stazioni (21-22%), ed un forte incremento della quota

percentuale per le criptoficeee, passate a costituire in tutto il lago la seconda

frazione (23-27%). Mentre le cloroficee assieme alle coniugatoficee rimangono

stabilmente attestate attorno al 5% nel bacino nord e al 10% in quello sud, per le

crisoficee si osserva un’importante crescita percentuale nel bacino sud, in

particolare nella stazione di Figino dove in luglio sono arrivate a costituire il

55% della biomassa totale, e complessivamente quasi il 9% della biomassa

media annua.

6.3. Clorofilla

Quale fondamentale complemento nelle indagini sull’evoluzione dei popolamenti

fitoplanctonici, nel corso del 2013 sono proseguite le analisi sul contenuto di

clorofilla a nelle acque epilimniche del lago. Come di consueto i campioni d’acqua

sono stati prelevati lungo la colonna d’acqua compresa tra la superficie e 20 m, sia

a 11 profondità discrete, sia in modo integrale.

62

- Distribuzione spazio-temporale della clorofilla nel Lago di Lugano.

La figura 6.3.1. presenta le isolinee delle concentrazioni di clorofilla a, misurata

mensilmente ad undici profondità discrete tra 0 e 20 m, nelle stazioni di

Gandria, Melide e Figino. Per poter meglio seguire l’evoluzione della biocenosi

planctonica durante la fase di stagnazione estiva delle acque, dal mese di

maggio fino alla fine d’ottobre la raccolta di campioni lungo il profilo verticale

ha assunto una frequenza quindicinale.

La distribuzione spazio-temporale dei valori di clorofilla, che rispecchia

l’andamento dei popolamenti fitoplanctonici rilevato nello strato 0-20 m (cfr.

Fig. 6.2.1.), evidenzia come la fase di sviluppo primaverile, caratterizzata dal

predominio delle diatomee e delle criptoficee, abbia raggiunto la sua massima

intensità solo all’inizio d’aprile: essa è risultata breve, concentrata nei primi 10

m della colonna d’acqua, ma molto marcata, soprattutto nelle stazioni el bacino

sud. E’ durante questo momento dell’anno che le concentrazioni di clorofilla

hanno raggiunto il loro massimo negli starti superficiali (Gandria: 11; Melide:

31, Figino: 23 mg m-3

).

Il calo dei valori osservato a fine aprile nell’intero strato trofogeno,

particolarmente marcato nelle stazioni di Gandria e Melide, si è ripresentato in

misura ancora più drastica a partire dal mese di giugno negli strati superficiali di

tutto il lago (0-8 m), con valori di clorofilla che si sono mantenuti estremamente

bassi durante tutto il periodo estivo nel bacino nord, e da settembre ad ottobre

nel bacino sud.

Nello strato inferiore dell’epilimnio (8-15 m) le curve evidenziano un massiccio

sviluppo di popolamenti algali, protrattosi da giugno fino all’inizio dell’autunno.

Durante questo periodo le concentrazioni di clorofilla hanno fatto registrare il

loro massimo annuo a Gandria (prima metà di luglio, 16 mg m-3

) ed a Figino

(prima metà di agosto, 25 mg m-3

), mentre a Melide è stato misurato il secondo

valore più elevato dell’anno (seconda metà di luglio, 22 mg m-3

).

Nel corso del mese di novembre, infine, le curve dei valori rilevati nel bacino

nord (Gandria) evidenziano il segnale corrispondente alla fase di crescita del

popolamento di diatomee centriche (cfr. Tab. 6.1.1).

A titolo di confronto, nella figura 6.3.2. è riportato il dettaglio grafico delle

isolinee dei valori di torbidità lungo la colonna d’acqua dell’epilimnio (strato 0-

20 m): i dati utilizzati sono stati rilevati con frequenza quindicinale, con un

intervallo di misura di 0.5 m. Questa figura costituisce di fatto una finestra

d’ingrandimento della rappresentazione grafica dei dati rilevati sull’intera

colonna d’acqua nelle tre stazioni del lago (Fig. 5.2.1), e permette di rilevare

con maggior dettaglio la distribuzione lungo il profilo verticale del materiale

particellato, costituito in larga misura dagli organismi fitoplanctonici.

Nonostante le differenze dovute al grado di definizione della griglia dei dati

disponibili, le misure di torbidità effettuate nel corso del 2013 confermano la

successione spazio-temporale delle principali fasi di sviluppo dei popolamenti

algali: quello delle diatomee primaverili in aprile, quello delle diatomee

centriche in novembre a Gandria, ma soprattutto la massiccia colonizzazione

dell’epilimnio profondo da parte delle cianoficee filamentose durante i mesi

estivi. Riguardo a queste ultime, un’analisi ancor più dettagliata dei profili di

torbidità rilevati nelle stazioni del bacino sud (intervallo di misura 0.05 m) ha

63

permesso di evidenziare, durante i prelievi della prima settimana di settembre,

punte di torbidità fino a 67-68 ftu, e a Figino, nella terza settimana di settembre,

addirittura 107 ftu.

A questi segnali se ne possono aggiungere altri, originati dal materiale

particellato di origine biotica (calcite biogenica, detrito planctonico) o abiotica

(detrito fine alluvionale), quest’ultimo soprattutto nelle stazioni più direttamente

influenzate dall’immissione di acque da parte di importanti tributari (Cassarate e

Cuccio per Gandria; Vedeggio e Magliasina per Figino). In questo senso va

verosimilmente interpretato il segnale di torbidità presente nelle stazioni in

questione durante il mese di maggio, rilevato dopo periodi di forti

precipitazioni, mentre l’aumento di torbidità nei mesi invernali può essere

messo in relazione con i processi ossidativi delle sostanze in risospensione dagli

strati profondi durante la fase di destratificazione delle acque.

- Andamento della clorofilla a nei campioni integrali (strato 0-20 m).

Nella figura 6.3.3. sono rappresentati graficamente i valori di concentrazione

della clorofilla a nei campioni integrali, prelevati con frequenza quindicinale

durante tutto l’anno nello strato tra 0 e 20 m.

I valori misurati presentano un’elevata correlazione con le curve della biomassa

algale (Fig. 6.2.1.), a conferma della validità di questo parametro quale

indicatore complementare nello studio dei popolamenti fitoplanctonici.

Le punte primaverili, che a Gandria (10 mg m-3

) e Melide (12 mg m-3

) hanno

costituito il massimo e a Figino (9 mg m-3

) il secondo valore più elevato

dell’anno, sono risultate simili fra di loro, e piuttosto contenute rispetto agli anni

precedenti, soprattutto a Gandria. Anche le punte estive si sono situate agli

stessi livelli , pur collocandosi in momenti diversi: a Gandria in giugno e luglio

(8-9 mg m-3

), a Melide in agosto (10 mg m-3

), a Figino tra metà luglio e metà

agosto (10 mg m-3

; massimo annuo). Questo tipo di campionamento integrale

non permette invece di mettere sufficientemente in rilievo lo straordinario

sviluppo dei popolamenti algali negli strati profondi durante il mese di

settembre, come sopra descritto, a motivo dell’estrema stratificazione degli

organismi, e quindi del loro ridotto contributo quantitativo rispetto al volume

totale del campione.

I contenuti più bassi di clorofilla sono stati misurati nel bacino nord attorno a

metà maggio e metà luglio, dopo le due principali fasi di crescita algale, mentre

nel bacino sud ai margini del periodo vegetativo (febbraio e novembre).

Analogamente a quanto osservato riguardo ai massimi annui, anche le

concentrazioni medie annue di clorofilla del 2013 (Gandria: 5.0 mg m-3

,

Melide: 5.9, Figino: 5.4) hanno fatto registrare un netto calo nel bacino nord,

mentre sono solo leggermente cresciute a Melide e rimaste costanti a Figino,

risultando tutte molto vicine ai minimi assoluti dell’intero periodo

d’osservazione.

64

6.4. Produzione primaria

- Radiazione fotosintetica e strato trofogeno

La misura della radiazione fotosintetica, effettuata in continuo presso il Campus

SUPSI di Lugano-Trevano tramite un sensore aereo, e mensilmente in ognuna

delle tre stazioni di campionamento tramite un sensore subacqueo, viene

utilizzata ai fini della stima dell’attività di produzione primaria del fitoplancton.

In generale, per ottenere un buon livello di stima si richiedono condizioni

d'irraggiamento solare sufficienti durante il periodo di misura in situ: a tal

proposito risulta perciò utile confrontare le condizioni d’irraggiamento rilevate

durante le giornate di prelievo con il corrispondente valore medio mensile.

Come si può osservare dalla figura 6.4.1., durante il periodo vegetativo del 2013

si sono avute giornate di misura con valori nettamente deficitari rispetto alla

media in ogni stazione: a Gandria in aprile ed agosto, a Melide in marzo, e a

Figino in ottobre. Di conseguenza, pur considerando un certo effetto di

compensazione dovuto alle misure di produzione effettuate in giornate con

valori d’irraggiamento superiori alla media, anche quest’anno si è ripresentato il

problema dell’affidabilità del metodo di calcolo utilizzato dal 1983 ad oggi per

la stima della produzione primaria del Lago di Lugano [17], basato unicamente

su singoli valori di misura giornalieri.

Oltre alla quantità totale di radiazione fotosintetica incidente sullo specchio

d’acqua, l’attività produttiva algale dipende dalla frazione di energia che penetra

lungo la colonna d’acqua. I risultati delle misure mensili di trasmissione

percentuale della radiazione fotosintetica sul profilo verticale sono rappresentati

sotto forma d’isolinee nella figura 6.4.2., in cui il limite inferiore della zona

eufotica, definito quale profondità in cui si misura l'1% della luce superficiale

(Z1%), è evidenziato dalla linea in grassetto.

Nella stazione di Gandria la profondità di penetrazione della luce è andata

aumentando dall’inizio dell’anno fino a marzo (Z1% = 15.9 m), per poi

mantenersi piuttosto stabile per quasi tutto il periodo vegetativo (Z1% = 9.5-11.7

m), e raggiungere improvvisamente il suo massimo annuo in ottobre (Z1% = 17.3

m), in seguito alla dissoluzione dell’importante popolamento di cianoficee

stratificato in prossimità del termoclino (cfr. Fig. 6.3.1).

Nel bacino sud, dopo gli elevati di marzo (a Melide massimo annuo: Z1% = 14.3

m) si osserva una contrazione dello strato trofogeno al momento di intenso

sviluppo del fitoplancton primaverile negli strati superficiali, soprattutto nella

stazione di Melide (Z1% = 6.1 m). A Figino il valore minimo di penetrazione è

stato invece misurato nel mese di luglio (Z1% = 6.9 m), in occasione

dell’importante fase di crescita estiva delle crisoficee in tutto il bacino (cfr. Fig.

6.2.1). In seguito i valori sono andati gradatamente aumentando fino alla fine

dell’anno (a Figino massimo annuo in novembre: Z1% = 14.5 m).

Come negli anni precedenti il valore medio annuo di Z1% delle tre stazioni

campionate presenta un andamento decrescente lungo l’asse di deflusso del

lago, in accordo con il gradiente del potenziale trofico riscontrato nello strato

produttivo: i valori del 2013 (Gandria: 12.7 m, Melide: 11.2 m, Figino: 10.9

m) risultano sostanzialmente simili all’anno precedente nel bacino nord, ma in

65

netto calo in quello sud. Questa tendenza generale trova conferma nei valori di

trasparenza media annua delle acque lacustri, misurata con il disco di Secchi,

che risulta in crescita solo nel bacino nord (Gandria: 7.0 m) mentre

sostanzialmente stabile in quello sud (Melide: 6.1 m, Figino: 6.5 m), a motivo

della differente distribuzione degli organismi planctonici negli strati superiori

dell’epilimnio.

- Produzione giornaliera, mensile ed annua

Al fine di ovviare ai limiti insiti nel modello finora impiegato (legati, come

detto, in particolare alle condizioni d'irraggiamento non ottimali durante il

periodo di misura in situ), ma anche nell’ottica di disporre di un metodo di

valutazione più accurato di questo importante parametro trofico, nel corso di

quest’anno è stato sviluppato, sulla base dei lavori di Eilers & Peeters [18] e

Walsby [19] un nuovo modello di calcolo che stima la produzione primaria

giornaliera, mensile e annuale a partire dagli stessi 12 rilevamenti mensili di

produzione primaria (valori orari, rilevati durante il periodo d’esposizione ad 11

profondità nello strato 0-20 m). Alla rata di produzione oraria viene inoltre

combinata una serie di parametri ad essa correlati (coefficiente di estinzione

della luce, concentrazione di clorofilla a, temperatura dell’acqua, radiazione

globale, velocità del vento, latitudine) misurati nella (o nei pressi della) stazione

di misura. In sintesi, il modello usa i profili di produzione istantanea per

derivare funzioni matematiche che descrivono la relazione tra produzione

primaria, biomassa algale e radiazione fotosinteticamente attiva (PAR). Tramite

interpolazione lineare delle variabili utilizzate il modello fornisce una stima dei

valori di produzione per ogni metro di profondità tra 0 e 20 m, e per ogni ora

dell’anno. I valori mensili (e annui) così ottenuti consentono di descrivere in

molto più dettagliato e verosimile l’effettiva entità dei processi fotosintetici

nello strato produttivo del lago.

Nella Fig. 6.4.3. è riportato l'andamento dell'attività fotosintetica del

fitoplancton, rilevata mensilmente nelle tre stazioni principali del lago nel corso

del 2013. Sulla base delle misure effettuate in situ sono stati calcolati, con i due

metodi menzionati, sia il valore giornaliero di produzione primaria,

corrispondente alla rata d'assimilazione del carbonio per unità di superficie

lacustre (linea continua, g C m-2

d-1

), sia quello della produttività all'interno

dello strato trofogeno, corrispondente alla rata d'assimilazione del carbonio per

unità di volume (linea tratteggiata, g C m-3

d-1

). Quest'ultimo dato permette di

confrontare ambienti trofici differenti in quanto indipendente dallo spessore

dello strato produttivo.

Il confronto delle curve dei valori mensili ottenuti applicando i due modelli di

calcolo permette di evidenziare una buona coincidenza degli stessi nel caso in

cui le misure sono state effettuate in condizioni d’irraggiamento favorevoli, ma

anche forti scarti nel caso contrario, sia a motivo di un irraggiamento deficitario

(come nel caso di agosto a Gandria e di marzo a Melide), sia di uno eccessivo

(in luglio a Gandria, in aprile a Melide). Oltre a fornire una stima del dato di

produzione più accurata, il nuovo modello si dimostra in grado di ovviare ai

limiti intrinseci del metodo di calcolo finora utilizzato.

66

Sulla base di queste considerazioni sembra quindi più appropriato analizzare

l’andamento dell’attività produttiva del fitoplancton nelle tre stazioni del lago

utilizzando i valori ottenuti tramite il nuovo modello (linea continua rossa).

Per quanto riguarda la produzione areale (linea continua), il 2013 la prima punta

si è registrata in tutto il lago a primavera inoltrata (aprile), ed è risultata più alta

nelle stazioni del bacino sud, soprattutto a Melide. In seguito, nel bacino nord i

valori si sono mantenuti costantemente elevati fino a giugno, per poi calare

progressivamente durante il secondo semestre, mentre nel bacino sud essi hanno

evidenziato dapprima un netto calo in maggio, quindi una ripresa in giugno-

luglio, (particolarmente intensa in luglio a Melide), e in netto calo a partire da

ottobre.

I valori di produttività media nello strato trofogeno calcolati con il nuovo

modello (linea tratteggiata rossa) sono risultati generalmente simili a quelli

forniti dal precedente metodo di calcolo (linea tratteggiata nera), tranne un paio

di casi di forte discrepanza, in occasione di misure effettuate in condizioni

particolari (irraggiamento nettamente superiore alla media, in aprile a Melide;

elevata attività fotosintetica negli strati profondi, in luglio a Gandria). Le curve

della produttività (nuovo modello) presentano un andamento più regolare e

monotono a Gandria (in crescita fino ad aprile, in calo da agosto) rispetto alle

stazioni del bacino sud, dove si possono distinguere due momenti di maggior

attività (aprile e luglio-agosto).

Complessivamente il 2013 ha fatto registrare, per quanto concerne i parametri di

produzione, un forte incremento rispetto all’anno precedente nella stazione di

Melide, ed un calo in quella di Gandria. In generale il livello trofico dei due

bacini lacustri si conferma in crescita lungo l’asse di deflusso, sia per quanto

riguarda il dato di produzione areale, sia per quello della produttività.

Utilizzando il nuovo modello, che permette di quantificare con maggior

accuratezza i processi fotosintetici nel corpo lacustre, i valori annui di

produzione areale risultano infatti inferiori a Gandria (409 g C m-2

a-1

) rispetto a

Melide (491 g C m-2

a-1

) ed a Figino (439 g C m-2

a-1

), analogamente a quanto

avviene per i valori di produttività (Gandria: 31.8; Melide: 46.2; Figino: 40.3

g C m-3

a-1

).

Dal confronto con i valori ottenuti con il nuovo modello, il precedente metodo

di calcolo fornisce per il 2013 una generale sottostima del dato annuo di

produzione areale (compresa tra -12% a Gandria e -18% a Figino), mentre per

quanto riguarda la produttività le differenze risultano molto contenute (tra -4% a

Figino e + 2% a Melide).

67

0

1

2

3

4


[ g m -3 ]

cianoficee

GANDRIA

criptoficee

altre

diatomee

cloroficee +

coniugatoficee

0

1

2

3

4


[ g m -3 ]

MELIDE

criptoficee

cianoficee

diatomeealtre

crisoficee cloroficee +

coniugatoficee

0

1

2

3

4


[ g m -3 ]

FIGINO

cloroficee +

coniugatoficeediatomee

criptoficee

altre

cianoficee

crisoficee

Fig. 6.2.1. Lago di Lugano, 2013: andamento delle biomasse cumulate del

fitoplancton (peso fresco).

68


MELIDE

-20

-15

-10

-5

0[m]


GANDRIA

-20

-15

-10

-5

0[m]


FIGINO

-20

-15

-10

-5

0[m]

2.5

5

5

10

10

5

5

20

2.5

15

10

10

5

2.5

7.5

10

5

5

10

5

5

2.5

5

5

5

5

20

15

15

15

2.5

2.5

7.5

7.5

12.5

12.5

7.5

5

7.55

10

7.5

12.5

15

20

20

12.5

2.5

5

5

5

5

5

57.5

7.515

12.5

2.5

Fig. 6.3.1. Lago di Lugano, 2013: isolinee della clorofilla a [mg m-3

]

69


MELIDE

-20

-15

-10

-5

0[m]


FIGINO

-20

-15

-10

-5

0[m]


GANDRIA

-20

-15

-10

-5

0[m]

3

3

3

3

4

4

4

4

4

4

4

6

6

6

3

4

4

6

6

3

3 3

3

3

3

86

4

4

4

4

4

4

3

6

6

4

4

6

4

4

30

5

5

6

10

55

5

5

4

3

4

4

3

10

3

5

5 5

3

3

Fig. 6.3.2. Lago di Lugano, 2013: isolinee dei valori di torbidità dell’acqua

[FTU]

70

0

5

10

15


FIGINO[mg m-3]

0

5

10

15


GANDRIA[mg m-3]

0

5

10

15


MELIDE[mg m-3]

Fig. 6.3.3. Lago di Lugano, 2013: andamento della clorofilla a nello strato 0-20 m

[mg m-3

].

71

GANDRIA 2013

MELIDE 2013

FIGINO 2013

cianoficee crisoficee diatomee peridinee cloroficee coniugatoficee criptoficee altre

Fig. 6.2.2. Lago di Lugano, 2013: composizione della biomassa media annua del

fitoplancton.

[ E m-2 d-1 ]

0

10

20

30

40

50

60

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

PAR Gandria PAR Melide PAR Figino PAR medio

Fig. 6.4.1. Lago di Lugano, 2013: confronto tra i valori PAR medi mensili

(linea continua) ed i valori PAR giornalieri dei giorni di

campionamento nelle stazioni di Gandria, Melide e Figino.

72

50%

25%

10%

1%

0

5

10

15

20

gen mar mag lug set nov

[ m ] GANDRIA

50%

10%

1%

25%

0

5

10

15

20


[ m ] MELIDE

50%

25%

10%

1%

0

5

10

15

20


[ m ] FIGINO

Fig. 6.4.2. Lago di Lugano, 2013: isolinee della trasmissione della radiazione

fotosintetica [% PAR].

73

0

10

20

30

40

50

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0


FIGINO

[ g Cass m-2 d-1 ] [ 10-2 g Cass m -3 d-1 ][ g Cass m-2 d-1 ] [ 10-2 g Cass m -3 d-1 ][ g Cass m-2 d-1 ] [ 10-2 g Cass m -3 d-1 ][ g Cass m-2 d-1 ] [ 10-2 g Cass m -3 d-1 ]

0

10

20

30

40

50

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0


GANDRIA

[ g Cass m-2 d-1 ] [ 10-2 g Cass m -3 d-1 ]

0

10

20

30

40

50

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0


MELIDE

[ g Cass m-2 d-1 ] [ 10-2 g Cass m -3 d-1 ][ g Cass m-2 d-1 ] [ 10-2 g Cass m -3 d-1 ][ g Cass m-2 d-1 ] [ 10-2 g Cass m -3 d-1 ]

Fig. 6.4.3. Lago di Lugano, 2013: andamento della produzione primaria areale

(linea continua; g Cass m-2

d-1

) e della produttività nello strato

trofogeno (linea tratteggiata; g Cass m-3

d-1

). In nero i valori calcolati con il

modello di Gächter, in rosso con il nuovo modello descritto nel testo (Eilers &

Peeters; Walsby).

74

7. INDAGINI SULLO ZOOPLANCTON

Nel corso del 2013, campionamenti di zooplancton sono stati effettuati a Gandria,

Melide e Figino—due volte al mese tra marzo e giugno, all’inizio del periodo

vegetativo, e mensilmente durante il resto dell’anno. L'analisi dei campioni ha

compreso, per i principali gruppi tassonomici, il conteggio delle singole specie e la

stima della loro biomassa [20]. Il monitoraggio si è concentrato come di consueto sullo

zooplancton da crostacei, rappresentati nel lago da cladoceri (ordine Cladocera) e

copepodi (sottoclasse Copepoda, a loro volta rappresentati da due ordini pricipali, i

ciclopoidi e i calanoidi). Per esaminare la struttura della rete trofica lacustre, i

crostacei zooplanctonici sono stati inoltre suddivisi in erbivori e carnivori. Gli erbivori

sono costituiti prevalentemente da cladoceri e copepodi calanoidi, mentre i carnivori

sono costituiti dagli stadi adulti dei copepodi ciclopoidi e dai cladoceri Bytothrephes

longimanus e Leptodora kindtii.

7.1. Densità dei popolamenti

In media, nel 2013, la densità dello zooplancton da crostacei è risultata pari a 0.94×106

individui m-2

a Gandria, 0.65×106 individui m

-2 a Melide e 0.73×10

6 individui m

-2 a

Figino. Per il Bacino Sud, queste densità sono inferiori a quelle dell’ultimo

quinquennio. Per il Bacino Nord, la densità appare in linea con quella degli anni

precedenti, ma il valore medio del 2013 è influenzato da un’eccezionale evento di

crescita del cladocero Bosmina longirostris in agosto (vedi sotto). Negli altri mesi, le

densità dei popolamenti zooplanctonici sono apparse generalmente basse anche in

questo bacino.

Nella Fig. 7.1.a è rappresentato l’andamento mensile della densità di ciascuno

dei maggiori gruppi di zooplancton. A Gandria, questo andamento ha presentato un

primo picco a maggio (1.28×106 individui m

-2), a cui hanno contribuito in modo

preponderante copepodi ciclopoidi e cladoceri, e un picco assoluto in agosto (5.5×106

individui m-2

), dovuto in gran parte all’eccezionale crescita di Bosmina. A Melide,

picchi di rilievo sono stati osservati in aprile (1.19×106 individui m

-2) e in settembre

(0.79×106 individui m

-2). Entrambi questi picchi sono da ricollegare principalmente a

sviluppi di popolamenti di copepodi ciclopoidi. A Figino si sono osservati un primo

picco in maggio (1.12×106 individui m

-2), dovuto alla crescita del popolamento di

copepodi ciclopoidi, e un secondo picco in ottobre (1.21×106 individui m

-2), al quale

hanno contribuito soprattutto cladoceri e copepodi calanoidi.

Come di consueto, i copepodi hanno costituito la frazione più abbondante dello

zooplancton da crostacei, soprattutto grazie all'elevato numero di forme larvali e

giovanili. Fra i ciclopoidi, Cyclops abyssorum è stata la specie più abbondante, seguita

da Mesocyclops leuckarti e Cyclops bohater (Tabella 7.1.1). Cyclops vicinus,

osservato per la prima volta nel lago a Melide nel 2012, è stato trovato in tutte le

stazioni, ma in densità relativamente contenute (≤ 19’000 individui m-2

). L’unico

rappresentante dei calanoidi, Eudiaptomus gracilis, è stato rilevato tutto l’anno e in

tutto il lago, con fasi di maggior sviluppo in autunno (Figino e Gandria) e un calo nei

mesi estivi (tutte le stazioni).

I cladoceri hanno presentato densità consistenti da aprile in avanti. A Gandria

si sono distinti due picchi di densità. Il primo, centrato intorno al mese di maggio, è

stato causato da Daphnia hyalina, che ha raggiunto densità pari a 0.37×106 individui

m-2

. Il secondo picco, verificatosi in agosto, è stato determinato dalla crescita di B.

longirostris, che ha raggiunto densità pari a 5.28×106 individui m

-2. Bosmina può

75

occasionalmente aggregarsi in grossi sciami; in questo caso, però, è più probabile che

l’elevata densità rifletta una fase di forte crescita popolazionale piuttosto che un

fenomeno di aggregazione locale (Prof. H. Bürgi, comunicazione personale). Nella

seconda parte dell’anno, anche Eubosmina coregonis e Diaphanosoma brachiurum

hanno mostrato sviluppi sostanziali. A Melide e Figino, i popolamenti di cladoceri

sono apparsi più stabili che nel Bacino Nord, e sono stati costituiti prevalentemente

dalla specie D. hyalina, accompagnata da Bosmina, Eubosmina e Diaphanosoma in

autunno. Il cladocero carnivoro Bytothrephes longimanus, rinvenuto nel lago di

Lugano per la prima volta nel 2012, è in crescita, anche se le densità rilevate nel 2013

restano modeste—a Gandria e Melide, in giugno, questa specie ha raggiunto densità

massime di 7’000 individui m-2

. L’altro cladocero carnivoro presente nel lago,

Leptodora kindtii, è stato rinvenuto tra maggio e dicembre, in tutte le stazioni, in

densità ≤ 13'000 individui m-2

.

7.2. Biomassa zooplanctonica

I valori medi annui di biomassa sono stati pari a 2.2 g m-2

a Gandria, 2.0 g m-2

a

Melide e 2.0 g m-2

a Figino. Come le densità, anche questi valori sono bassi rispetto ai

valori misurati in passato—per il Bacino Sud corrispondono ai minimi misurati

durante l’intero periodo d’osservazione (1983-2013).

L’andamento mensile dei valori di biomassa (Fig. 7.2.a) mostra valori ridotti

prima dell’inizio del periodo vegetativo (gennaio-inizio aprile), picchi in primavera e

nel periodo tardo-estivo/autunnale, e un calo estivo, in particolare a luglio. Il picco

primaverile si è verificato in maggio sia nel Bacino Nord (Gandria, 5.1 g m-2

) che nel

Bacino Sud (Melide, 3.9 g m-2

e Figino, 3.4 g m-2

). Il secondo picco ha raggiunto la

massima estensione in agosto nel Bacino Nord (Gandria, 6.9 g m-2

), durante la fase di

eccezionale crescita di Bosmina, e più tardi nel Bacino Sud, in settembre a Melide (2.6

g m-2

) e in ottobre a Figino (3.7 g m-2

).

In generale, i maggiori contributi alla biomassa zooplanctonica sono stati

forniti da (i) copepodi ciclopoidi (C. abyssorum) e calanoidi (E. gracilis) tra l’inizio

dell’anno e la prima metà di aprile, (ii) cladoceri (D. hyalina) e copepodi ciclopoidi

(C. abyssorum) durante il picco primaverile e il calo estivo e (iii) cladoceri (D.

hyalina, B. longirostris, Eubosmina coregonis, D. brachiurum) e copepodi calanoidi

(E. gracilis) nel periodo autunnale.

Per quel che riguarda la struttura della rete trofica, nel 2013, nelle tre stazioni

di campionamento, la componente erbivora dello zooplancton ha costituito in media

circa il 70-75% della biomassa totale (Fig. 7.2.b). Questo valore sembra in calo

rispetto al passato, e suggerisce che la tendenza verso una maggiore efficienza delle

catene trofiche del lago notata negli scorsi anni sia tuttora in corso.

76

Tabella 7.1.1 Lago di Lugano, 2013: sviluppo delle principali specie di zooplancton

da crostacei (esclusi nauplii e copepoditi I-II) nello strato 0-50 m.

Densità in 103 individui m

2.

GANDRIA


Cyclops abyssorum 36 70 50 127 169 74 58 56 36 21 30 42

Cyclops bohater 2 9 5 10 7 3 0 3 4 5 1 1

Cyclops vicinus 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0

Thermocyclops crassus 0 0 0 2 12 1 0 0 0 0 0 0

Mesocyclops leuckarti 16 17 7 20 18 9 0 1 0 1 0 1

Eudiaptomus gracilis 25 29 6 6 12 15 4 28 116 169 53 18

Bosmina longirostris 0 0 1 2 6 3 0 5281 136 192 14 0

Eubosmina coregoni 0 0 1 2 3 1 0 25 94 39 14 1

Daphnia hyalina 2 1 2 46 381 108 10 22 23 23 37 11

Diaphanosoma brachiurum 0 0 0 0 0 0 0 1 214 239 0 0

Leptodora kindtii 0 0 0 0 6 13 0 3 5 5 2 3

Bythotrephes longimanus 0 0 0 0 0 4 1 0 0 0 0 1

MELIDE



Cyclops bohater 5 3 27 12 7 1 2 2 3 1 0 0

Cyclops vicinus 0 0 4 4 3 0 0 0 1 0 0 0






Daphnia hyalina 16 12 33 148 239 79 6 103 99 46 42 37




FIGINO



Cyclops bohater 3 6 5 22 5 0 0 0 0 8 2 1

Cyclops vicinus 0 0 2 1 14 0 0 0 0 0 0 0






Daphnia hyalina 5 4 4 70 164 86 29 46 125 129 88 27




77

Fig. 7.1.a Lago di Lugano, 2013: andamento della densità cumulata dello

zooplancton da crostacei.

78

Fig. 7.2.a Lago di Lugano, 2013: andamento della biomassa cumulata dello

zooplancton da crostacei (peso secco).

79

Fig. 7.2.b Lago di Lugano, 2013: andamento percentuale della biomassa cumulata

dello zooplancton erbivoro e carnivoro (peso secco).

80

8. CONCLUSIONI

L’andamento meteorologico del 2013 è stato per molti aspetti in linea con

le tendenze emerse nell’ultimo decennio, in cui le temperature atmosferiche

e la radiazione solare sono state superiori ai valori di riferimento pluriennali

(norme MeteoSvizzera), mentre l’attività eolica è stata relativamente debole.

Le precipitazioni sono state invece atipiche, non per la quantità cumulata

annuale, che è stata di poco superiore alla norma, ma piuttosto per

l’andamento nel tempo, in particolare con riferimento alle abbondanti piogge

cadute in maggio e nella seconda metà di dicembre. Di conseguenza, anche

le portate dei tributari sono state superiori alle medie annuali di

riferimento, e sono state all'incirca doppie rispetto alle medie mensili nei

periodi con forti precipitazioni (maggio e dicembre).

Nel 2013, la qualità chimico-fisica delle acque dei tributari e

dell’emissario del Lago di Lugano è stata sostanzialmente simile a quella

del quinquennio precedente. In generale, sebbene i corsi d’acqua siano meno

inquinati che durante primi decenni della campagna di indagine (anni 1980 e

1990), il loro risanamento resta parziale. Per esempio, il tributario Bolletta

continua a presentare un inquinamento organico cronico moderato, a cui si

aggiungono episodi di inquinamento più severi, spesso in occasione di forti

precipitazioni. Anche la Magliasina, un tributario che nell’ultimo decennio

ha avuto acque generalmente di buona qualità, ha fatto registrare un carico

organico non trascurabile, per cause che restano da chiarire. Nel Cassarate

continuano a verificarsi picchi di nitriti nei mesi più freddi (febbraio e

marzo), presumibilmente dovuti a una incompleta denitrificazione

nell’impianto di depurazione del Medio Cassarate.

La quantità di fosforo veicolata dai tributari al lago è stata simile alla media

misurata sul decennio precedente (2003-2012), a sostegno dell’idea che i

carichi esterni di questo nutriente abbiano teso a stabilizzarsi negli ultimi 10-

15 anni [16]. Attualmente, i carichi esterni di fosforo appaiono pressoché

compatibili con gli obiettivi di risanamento stabiliti per il Bacino Nord,

mentre sono ancora al di sopra degli obiettivi stabiliti per il Bacino Sud

(~+60%).

Per quanto riguarda le caratteristiche chimico-fisiche delle acque

lacustri,. il livello trofico del lago appare sostanzialmente stabile rispetto al

quinquennio precedente. Nel Bacino Nord, le concentrazioni di fosforo alla

circolazione indicano condizioni di mesotrofia—conformi, seppure di poco e

limitatamente alle acque epilimniche, agli obiettivi di risanamento del lago.

Nel Bacino Sud, tuttavia, persistono condizioni di eutrofia, soprattutto nella

stazione di Melide.

Nel 2013, i processi di rimescolamento invernale delle acque si sono svolti

come di consueto. Nel Bacino Nord, le acque si sono rimescolate fino a una

profondità di ca. 160 m, mentre nel Bacino Sud si è verificato un

rimescolamento completo. Rispetto agli anni precedenti, e malgrado

temperature atmosferiche e quantità di radiazione non dissimili da quelle

dell’ultimo decennio, il lago appare avere accumulato meno calore nel

81

Bacino Nord, e aver subito una perdita (modesta) di calore nel Bacino Sud.

Queste differenze, forse dovute a un apporto di acque fredde dai tributari

superiore alla media, potrebbe aver temporaneamente limitato il processo di

riscaldamento osservato nel lago negli ultimi quattro decenni [16].

Il quadro della biocenosi planctonica del 2013 conferma in generale le

tendenze evolutive nei due bacini, avviati entrambi verso un progressivo

avvicinamento ai livelli trofici prospettati, pur trovandosi in condizioni

strutturali e di carico esterno nettamente differenziate. I tutti i parametri

correlati con l’attività produttiva primaria, quali la biomassa algale, il tenore

di clorofilla e la penetrazione della luce nello strato trofogeno, la trasparenza

delle acque, evidenziano condizioni di crescente trofia passando dal bacino

nord a quello sud, ed una loro sostanziale similitudine nelle due stazioni del

bacino sud.

Riguardo al popolamento fitoplanctonico, le note di maggior rilievo

riguardano il forte aumento delle criptoficee in tutto il lago, a fronte del

perdurare su bassi livelli delle cloroficee clorococcali (estive): entrambi

questi due gruppi costituiscono un’importante fonte alimentare per lo

zooplancton erbivoro, e la forte crescita delle prime nel mese di luglio

potrebbe aver giocato un ruolo importante sull’eccezionale sviluppo dei

cladoceri erbivori nel mese successivo, a Gandria. Fra gli altri gruppi algali,

da sottolineare nel bacino sud il perdurare (da diversi anni ormai) di una

tendenza calante della frazione delle diatomee, a vantaggio delle cianoficee.

Notevoli fluttuazioni si osservano a livello dello sviluppo delle singole

specie predominanti, a testimonianza del livello di elevata instabilità e di

elevata dinamica dei popolamenti che caratterizzano la biocenosi pelagica

del Lago di Lugano. Una particolare menzione, infine, riguarda la

distribuzione spaziale del fitoplancton (rilevabile indirettamente dai profili

della clorofilla e della torbidità lungo la colonna d’acqua), che ha messo in

evidenza, durante i mesi estivi, situazioni di intensa stratificazione di

popolamenti algali (cianofiee filamentose) nell’epilimnio profondo (>10 m),

in concomitanza con il progressivo calo dei valori della biomassa vegetale

(clorofilla a) negli strati superficiali (0-10 m).

Il popolamento zooplanctonico ha presentato nel bacino sud valori di densità

totale in leggero ribasso o simili rispetto agli anni precedenti, ed in forte

ripresa nel bacino nord, dove però va tenuto conto del momentaneo,

straordinario sviluppo di Bosmina longirostris, in agosto. Le medie annue

della biomassa dello zooplancton da crostacei si sono mantenute su livelli

simili e modesti in tutte le stazioni, vicini a quelli dell’anno precedente a

Gandria (dove nel corso dell’ultimo quinquennio i valori si sono

progressivamente dimezzati), e in netto calo nel bacino sud rispetto al 2012.

Il popolamento di Bytothrephes longimanus, cladocero carnivoro segnalato

per la prima volta nel Lago di Lugano nel 2012, ha confermato la sua

presenza, facendo registrare in giugno, durante la fase di massimo sviluppo,

valori ancorché contenuti, pur sempre dieci volte superiori all’anno

precedente.

Alla luce delle informazioni fornite da questa ulteriore campagna d’indagine

limnologica, è possibile affermare che il Lago di Lugano si mantiene in fase di

avvicinamento verso il suo pieno recupero qualitativo, pur continuando a

82

presentare elementi di evidente criticità a livello sia dei carchi esterni di

nutrienti, sia dello stato d’ossigenazione delle sue acque, sia della struttura della

rete trofica. Per avanzare lungo il cammino del progressivo risanamento del

lago si rende necessario, oltre allo sforzo di completare e gestire correttamente

la complessa rete di infrastrutture di depurazione dei carichi chimici gravanti su

di esso, un impegno altrettanto rigoroso per continuare ed incrementare le

conoscenze finora raccolte tramite la lunga serie temporale d’indagini promosse

dalla CIPAIS: esse hanno costituito la premessa indispensabile per orientare sin

dall’inizio le strategie di risanamento, e continuano ad essere determinanti

nell’ottica di una gestione corretta, anche in futuro, di questa preziosa risorsa

idrica.

83

RINGRAZIAMENTI

Si ringraziano l'Ufficio federale dell'ambiente, l’Ufficio federale di meteorologia

e climatologia (MeteoSvizzera) ed i gestori degli impianti di depurazione di

Lugano, Mendrisio, Pian Scairolo e Cassarate per la cortese fornitura dei dati.

Un particolare ringraziamento va al responsabile del Laboratorio della Sezione

Protezione Aria, Acqua e Suolo (UMAM-SPAAS), dott. Giuseppe Ranieri, per

la costante collaborazione, come pure al Dott. Hans Rudolf Bürgi, per il

competente supporto nelle analisi dello zooplancton.

84

BIBLIOGRAFIA

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del Cantone Ticino 2013.

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types by chlorophyll, total nitrogen, and phosphorus. Water Research 32:

1455–1462.

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Svizzere), 1994. Controllo dei carichi di fosforo gravanti sui corpi idrici

comuni italo-svizzeri. Gruppo di Lavoro “Interventi di risanamento”;

Gruppo di lavoro “Ricerca e stato delle acque”; Milano.

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R.J. NATHAN, 2004. Stream Hydrology: An Introduction for Ecologists.

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86

COORDINATORE DEL PROGETTO

Dipl. sc.nat. Marco Simona limnologo

AUTORI

Dipl. sc.nat. Marco Simona limnologo

Dr. sc. nat. Fabio Lepori idrobiologo

Ing. Maurizio Pozzoni idrologo

COLLABORATORI

Dr. sc. nat. Hans Rudolf Bürgi idrobiologo

Sig. Stefano Beatrizotti tecnico

Sig. Stefano Rioggi tecnico

Sig. Christian Ciccarelli laboratorista

Sig.ra Paola Da Rold-Lanfranchi laboratorista

Sig. David Fontana laboratorista

Sig. Attilio Pirolini laboratorista

Sig. Mirko Sargenti laboratorista

Sig.ra

Claudia Sartori laboratorista

Sig.ra

Manuela Simoni laboratorista

PRELIEVO CAMPIONATORI AUTOMATICI

Sig.ra

Viviana Regazzoni

INDIRIZZO DEGLI AUTORI

ISTITUTO SCIENZE DELLA TERRA

SCUOLA UNIVERSITARIA PROFESSIONALE

DELLA SVIZZERA ITALIANA

Campus Trevano

CH - 6952 Canobbio

Tel. +41 58 666 62 00 Fax +41 58 666 62 09

[email protected]

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COMMISSIONE INTERNAZIONALE

PER LA PROTEZIONE DELLE ACQUE ITALO-SVIZZERE

Segretariato:

Ing. Giuseppe Amadore

c/o Regione Piemonte

Via Principe Amedeo, 17

I - 10123 Torino (Italia)

Tel: +39 011 432 16 12

Fax: +39 011 432 46 32

E-mail: [email protected]

www.cipais.org

mailto:[email protected]

commissione internazionale per la protezione delle acque ... · sull'evoluzione del lago di...

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