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Giugno 2018

Aggiornamento gennaio 2019

Stato delle acque superficiali in Regione Lombardia

LAGHI

Rapporto triennale 2014-2016

Stato delle acque superficiali in Regione Lombardia – Laghi. Rapporto triennale 2014-2016

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Stato delle acque superficiali in Regione Lombardia - Laghi

Rapporto triennale 2014-2016

Giugno 2018 – Aggiornamento gennaio 2019

Autori

Pietro Genoni, Fabio Buzzi, Rosa Di Piazza, Chiara Agostinelli, Andrea Beghi, Eugenia Bettoni, Elisa Carena,

Riccardo Formenti, Romana Fumagalli, Paola Montanari, Francesco Nastasi, Franca Pandolfi

U.O. Centro Regionale Laghi e Monitoraggio Biologico Acque Superficiali

Ketty Caraffini

U.O. Monitoraggio Acque Macroarea 4

Valeria Marchesi

Responsabile U.O. Risorse Idriche: Programmazione e Coordinamento

Il presente Rapporto costituisce un aggiornamento della versione pubblicata a giugno 2018.

La revisione si è resa necessaria al fine di correggere alcune imprecisioni rilevate nel testo e in alcune

tabelle.


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SOMMARIO

1 INTRODUZIONE .................................................................................................................................................. 5

2 I LAGHI LOMBARDI ............................................................................................................................................. 6

3 QUADRO NORMATIVO DI RIFERIMENTO ............................................................................................................ 8

4 OBIETTIVI DI QUALITÀ .......................................................................................................................................10

5 RETE DI MONITORAGGIO ..................................................................................................................................11

6 TIPI DI MONITORAGGIO ....................................................................................................................................14

7 CLASSIFICAZIONE DELLO STATO DEI LAGHI ........................................................................................................15

8 LAGO DI ALSERIO...............................................................................................................................................27

9 LAGO DI ANNONE EST .......................................................................................................................................38

10 LAGO DI ANNONE OVEST ..................................................................................................................................49

11 LAGO DI CASTELLARO ........................................................................................................................................60

12 LAGO DI COMABBIO ..........................................................................................................................................70

13 LAGO DI COMO .................................................................................................................................................82

14 LAGO DI ENDINE ................................................................................................................................................97

15 LAGO DEL GALLO ............................................................................................................................................. 108

16 LAGO DI GANNA .............................................................................................................................................. 117

17 LAGO DI GARLATE ........................................................................................................................................... 128

18 LAGO DI GHIRLA .............................................................................................................................................. 138

19 LAGO D’IDRO ................................................................................................................................................... 149

20 IDROSCALO ..................................................................................................................................................... 163

21 LAGO D’ISEO ................................................................................................................................................... 173

22 LAGO DI LUGANO ............................................................................................................................................ 186

23 LAGO MAGGIORE ............................................................................................................................................ 212

24 LAGO DI MANTOVA SUPERIORE ...................................................................................................................... 227

25 LAGO DI MANTOVA DI MEZZO ........................................................................................................................ 238

26 LAGO DI MANTOVA INFERIORE ....................................................................................................................... 248

27 LAGO DI MEZZOLA........................................................................................................................................... 258

28 LAGO DI MONATE ........................................................................................................................................... 268

29 LAGO DI MONTORFANO .................................................................................................................................. 280

30 LAGO DI MONTESPLUGA ................................................................................................................................. 291

31 LAGO PALABIONE ............................................................................................................................................ 298

32 LAGO PALÙ ...................................................................................................................................................... 304

33 LAGO PIANO .................................................................................................................................................... 313

34 LAGO POZZO DI RIVA ...................................................................................................................................... 324

35 LAGO DI PUSIANO ........................................................................................................................................... 334

36 LAGO DI SARTIRANA ....................................................................................................................................... 344


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37 LAGO DEL SEGRINO ......................................................................................................................................... 354

38 LAGO DEL TRUZZO ........................................................................................................................................... 364

39 LAGO DI VARESE .............................................................................................................................................. 371


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1 INTRODUZIONE

ARPA Lombardia effettua il monitoraggio delle acque superficiali e sotterranee in maniera sistematica

sull’intero territorio regionale dal 2001, secondo la normativa vigente. A partire dal 2009 il monitoraggio è

stato gradualmente adeguato ai criteri stabiliti a seguito del recepimento della Direttiva 2000/60/CE, in

particolare svolgendo le seguenti azioni:

- programmazione e gestione del monitoraggio quali-quantitativo dei corpi idrici, secondo le scadenze previste negli strumenti di pianificazione e mediante la Rete regionale di monitoraggio;

- effettuazione di sopralluoghi, misure e campionamenti;

- esecuzione di analisi degli elementi chimico-fisici e chimici e degli elementi biologici;

- archiviazione ed elaborazione dei dati derivanti dal monitoraggio;

- proposta alla Regione di classificazione dello stato dei corpi idrici;

- trasferimento dei dati di monitoraggio sui sistemi informativi ambientali nazionali ed europei.

ARPA Lombardia svolge inoltre altre attività inerenti le acque superficiali e sotterranee, tra cui:

- supporto tecnico-scientifico a Regione Lombardia per le attività di pianificazione e programmazione;

- pianificazione e realizzazione di monitoraggi d’indagine e di progetti relativi a problematiche o specificità territoriali;

- supporto specialistico alla gestione delle emergenze e degli esposti relativi a eventi di contaminazione delle acque;

- verifiche ed espressione di pareri nell’ambito di Piani di Monitoraggio Ambientale delle Grandi Opere e di VIA e VAS.

Il presente documento, oltre a fornire un quadro sintetico sia territoriale che normativo, descrive lo stato di

qualità dei laghi della Regione Lombardia a conclusione del monitoraggio svolto nel triennio 2014-2016.


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2 I LAGHI LOMBARDI

Testo tratto dalla Scheda informativa di Regione Lombardia:

http://www.regione.lombardia.it/wps/portal/istituzionale/HP/DettaglioRedazionale/scopri-la-lombardia/territorio-e-popolazione/i-

laghi-lombardi/red-laghi-rec

I laghi lombardi sono conche prealpine, scavate dalla lenta e incessante azione erosiva dei ghiacciai. Da tempo

rinomati per il paesaggio e il patrimonio artistico, sono meta apprezzata dai turisti anche per la loro valenza

naturalistica, le numerose attività sportive praticabili, gli stabilimenti termali, gli eventi turistico-culturali e le

attrattive enogastronomiche.

2.1 I cinque laghi maggiori

Dei cinque laghi maggiori solo due sono interamente lombardi: l’Iseo e il Lario.

L’Iseo (o Sebino) è il più piccolo dei grandi laghi. Situato tra le province di Bergamo e Brescia, è caratterizzato

da ripide sponde nella parte settentrionale e occidentale, mentre presenta sulla costa meridionale un aspetto

più dolce. Al suo interno sono racchiuse Monte Isola, l’isola lacustre di maggior altitudine e dimensione in

Italia, e le minuscole isole di Loreto e S. Paolo. Il lago confina in parte con la riserva naturale delle Torbiere

Sebine.

Il Lario (più comunemente noto come Lago di Como) è il bacino che presenta il maggior sviluppo costiero. È

il terzo per superficie tra i laghi italiani, ma il primo per perimetro e profondità. È formato da tre rami: a sud

i rami di Como e di Lecco, che convergono nel promontorio di Bellagio, e a nord il ramo di Colico.

Tre dei laghi maggiori sono ricompresi solo in parte nel territorio della regione.

Il Lago di Garda (o Benaco) è il più grande degli specchi d’acqua italiani. È un lago interregionale: le sue acque

appartengono alle regioni Lombardia e Veneto e alla Provincia autonoma di Trento. La costa occidentale

appartiene alla Lombardia fino al confine trentino, ed è contraddistinta da numerose residenze storiche,

giardini e castelli. Il clima asciutto e mite che caratterizza il lago anche in inverno ha favorito la presenza di

limonaie, palme, ulivi, vigneti, oleandri e cipressi che conferiscono alle sue spiagge un aspetto quasi

mediterraneo. A nord le coste sono scoscese, ma si addolciscono progressivamente scendendo verso sud,

dove il lago si allarga nei golfi di Desenzano e Peschiera, separati dalla penisola di Sirmione.

Il Lago Maggiore (o Verbano) è il secondo lago italiano per superficie e si estende, come il Garda, su tre

territori: lombardo, piemontese e svizzero. Alla Lombardia appartiene, fino al confine svizzero, la costa

orientale lungo la quale si trovano i caratteristici golfi di Laveno e Luino.

Il Lago di Lugano (o Ceresio) si trova per la maggior parte in territorio svizzero: appartengono all’Italia solo

la sponda occidentale tra Ponte Tresa e Porto Ceresio, il ramo con la Valsolda e Porlezza e Campione d’Italia.

Circondato da alte vette, il Ceresio ha un paesaggio pittoresco e presenta un’alternanza di coste scoscese e

spoglie a sponde dolci e rigogliose di vegetazione.

2.2 I laghi minori

La Lombardia è costellata di numerosi laghi minori che, nonostante le loro ridotte dimensioni, costituiscono

un importante patrimonio paesaggistico e naturalistico per la Regione e presentano caratteristiche di unicità.

Il più grande tra i laghi minori è il Lago d’Idro (o Eridio), cui spetta il primato della maggiore altitudine tra i

laghi prealpini lombardi. Il lago, di origine glaciale, è sito nella provincia di Brescia al confine con la Provincia

autonoma di Trento ed è formato dalle acque del fiume Chiese, che ne è anche l’emissario. La sua forma

allungata, circondata da alti monti, è cinta da ripide sponde da cui si affacciano le cittadine di Idro e Anfo.


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L’elemento di unicità che caratterizza i pittoreschi laghi della Brianza (Annone, Pusiano, Alserio, Montorfano

e Segrino) è invece riconducibile ai loro particolari ecosistemi dovuti alla presenza di boschi, brughiera e

canne palustri.

Anche il Lago d’Endine, situato in Val Cavallina, ha un’importantissima valenza ambientale per la sua ricca

avifauna e per questo è stato il primo bacino italiano ad essere precluso alla navigazione a motore.

Il Lago di Varese, sovrastato dall’area naturalistica del massiccio di Campo dei Fiori, è il principale tra i laghi

del Varesotto (Monate, Comabbio, Biandronno, Ghirla, Ganna, Delio). Il bacino d’acqua è cinto da colline

verdi, punteggiati da colline e giardini, e a sua volta racchiude l’Isolino Virginia, luogo di insediamenti

preistorici. Alle loro modeste dimensioni si deve l’attribuzione del toponimo di “Lago Maggiore” al vicino

Verbano.

Il Lago di Garlate è situato a sud del lago di Como ed è formato dal fiume Adda.

Poco più a sud è situato il Lago di Olginate, anch’esso, come il Lago di Garlate, formato da un allargamento

del fiume Adda, emissario del lago di Como.

Tra il Lario e il Ceresio si trova il Lago di Piano, ricco, nonostante la ridotta estensione, di numerosi habitat

naturali.

A nord del Lario si trova invece il Lago di Novate Mezzola: questi due laghi, oggi collegati dal fiume Mera,

erano un tempo un tutt’uno, e il ramo settentrionale era chiamato “lago di Chiavenna”: il materiale

depositato dalle frequenti alluvioni dell’Adda si è accumulato nei secoli fino a formare l’attuale Pian di

Spagna, che, insieme al lago di Mezzola, costituisce un’importante riserva naturale.

Di grande interesse sono anche i tre “laghi di Mantova” (Lago Superiore, di Mezzo e Inferiore) che attorniano

sui lati la città di Mantova. Nonostante siano comunemente chiamati così, non si tratta di laghi naturali, bensì

di bacini formati da sbarramenti artificiali lungo il corso del fiume Mincio.


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3 QUADRO NORMATIVO DI RIFERIMENTO

La normativa sulla tutela delle acque superficiali trova il suo principale riferimento nella Direttiva 2000/60/CE

del Parlamento europeo e del Consiglio, del 23 ottobre 2000, che istituisce un quadro per l'azione

comunitaria in materia di acque.

Il decreto legislativo 3 aprile 2006, n. 152 “Norme in materia ambientale”, con le sue successive modifiche

ed integrazioni, recepisce formalmente la Direttiva 2000/60/CE, abrogando il previgente decreto legislativo

11 maggio 1999, n. 152. A seguito all’approvazione del Dlgs 152/06, sono stati emanati alcuni decreti

attuativi, e in particolare:

- Decreto 16 giugno 2008, n. 131 “Regolamento recante i criteri tecnici per la caratterizzazione dei corpi idrici (tipizzazione, individuazione dei corpi idrici, analisi delle pressioni)”;

- Decreto 14 aprile 2009, n. 56 “Regolamento recante criteri per il monitoraggio dei corpi idrici e l’identificazione delle condizioni di riferimento”;

- D.M. Ambiente 8 novembre 2010, n. 260, “Criteri tecnici per la classificazione – modifica norme tecniche Dlgs 152/06” (il D.M. è attualmente in fase di revisione);

- Decreto legislativo 10 dicembre 2010, n. 219 “Attuazione della direttiva 2008/105/CE relativa a standard di qualità ambientale nel settore della politica delle acque, recante modifica e successiva abrogazione delle direttive 82/176/CEE, 83/513/CEE, 84/156/CEE, 84/491/CEE, 86/280/CEE, nonché' modifica della direttiva 2000/60/CE e recepimento della direttiva 2009/90/CE che stabilisce, conformemente alla direttiva 2000/60/CE, specifiche tecniche per l'analisi chimica e il monitoraggio dello stato delle acque”;

- Decreto Ministero dell’Ambiente e della Tutela del Territorio e del Mare 27 novembre 2013, n. 156

“Regolamento recante i criteri tecnici per l'identificazione dei corpi idrici artificiali e fortemente modificati per le acque fluviali e lacustri, per la modifica delle norme tecniche del decreto legislativo 3 aprile 2006, n. 152, recante Norme in materia ambientale, predisposto ai sensi dell'articolo 75, comma 3, del medesimo decreto legislativo”;

- Decreto Legislativo 13 ottobre 2015, n. 172 “Attuazione della direttiva 2013/39/UE, che modifica le direttive 2000/60/CE per quanto riguarda le sostanze prioritarie nel settore della politica delle acque”.

La Regione Lombardia, con l'approvazione della Legge regionale 12 dicembre 2003, n. 26, ha indicato il Piano

di Tutela della Acque (PTA) come strumento per il raggiungimento degli obiettivi di qualità dei corpi idrici,

attraverso un approccio che integra gli aspetti qualitativi e quantitativi, ambientali e socio-economici.

Il PTA è formato da:

- Atto di Indirizzi, approvato dal Consiglio regionale il 10 dicembre 2015 con deliberazione n. 929, che

contiene gli indirizzi strategici regionali in tema di pianificazione delle risorse idriche;

- Programma di Tutela e Uso delle Acque (PTUA) che costituisce, di fatto, il documento di

pianificazione e programmazione delle misure necessarie al raggiungimento degli obiettivi di qualità

ambientale

Con Delibera n. 6990 del 31 luglio 2017 è stato approvato dalla Giunta regionale il PTUA 2016 che costituisce

la revisione del precedente PTUA 2006 approvato con Deliberazione n. 2244 del 29 marzo 2006.

In attuazione della Direttiva 2000/60/CE, L’Autorità di Bacino del fiume Po ha adottato il Piano di Gestione

per il Distretto idrografico del fiume Po – PdGPo (Deliberazione n. 1 del 24 febbraio 2010). Successivamente

è stato pubblicato il DPCM 27 ottobre 2016 che approva il Riesame e aggiornamento al 2015 del Piano di

Gestione del distretto idrografico del fiume Po.


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Il Piano di Gestione è lo strumento conoscitivo, normativo e tecnico-operativo mediante il quale sono

programmate le misure finalizzate a garantire la corretta utilizzazione delle acque e il perseguimento degli

scopi e degli obiettivi ambientali stabiliti dalla Direttiva 2000/60/CE.

La normativa di riferimento riguardo la qualità acque di balneazione è rappresentata dalla Direttiva

2006/7/CE, recepita in Italia con il D.Lgs.116/2008 e con il D.M. Salute 30/03/2010. Il monitoraggio svolto ai

sensi di questa normativa e le conseguenti valutazioni di balneabilità delle acque superficiali lombarde sono

di competenza delle Agenzie di Tutela della Salute (ATS).


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4 OBIETTIVI DI QUALITÀ

La normativa prevede il conseguimento di obiettivi minimi di qualità ambientale per i corpi idrici significativi

e di obiettivi di qualità per specifica destinazione.

L’obiettivo di qualità ambientale è definito in funzione della capacità dei corpi idrici di mantenere i processi

naturali di autodepurazione e di supportare comunità animali e vegetali ampie e ben diversificate.

L’obiettivo di qualità per specifica destinazione individua lo stato dei corpi idrici idoneo ad una particolare

utilizzazione da parte dell’uomo (produzione di acqua potabile, balneazione), alla vita dei pesci e dei

molluschi.

I Piani di Tutela adottano le misure atte affinché siano conseguiti i seguenti obiettivi entro il 22 dicembre

2015:

- mantenimento o raggiungimento per i corpi idrici superficiali e sotterranei dell’obiettivo di qualità ambientale corrispondente allo stato buono;

- mantenimento, ove già esistente, dello stato di qualità ambientale elevato;

- mantenimento o raggiungimento degli obiettivi di qualità per specifica destinazione per i corpi idrici, ove siano previsti.

La normativa prevede inoltre la possibilità di differimento dei termini per il conseguimento degli obiettivi –

proroga al 2021 o al 2027 – a condizione che non si verifichi un ulteriore deterioramento e che nel Piano di

Gestione e nel Piano di Tutela siano fornite adeguate motivazioni e l’elenco dettagliato delle misure previste.

Vi è inoltre la possibilità di fissare obiettivi ambientali meno rigorosi – deroga – nei casi in cui, a causa delle

ripercussioni dell’impatto antropico o delle condizioni naturali non sia possibile o sia esageratamente

oneroso il loro raggiungimento. Gli obiettivi ambientali meno rigorosi e le relative motivazioni devono

figurare espressamente nel Piano di Gestione e nel Piano di Tutela.


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5 RETE DI MONITORAGGIO

Uno dei principi innovativi della Direttiva 2000/60/CE consiste nel riferirsi al contesto geografico naturale cui

i corpi idrici appartengono: per quanto riguarda i corpi idrici superficiali questo processo richiede da un lato

l’individuazione dei differenti tipi lacustri presenti nel distretto idrografico e dall’altro la definizione delle

condizioni di riferimento tipo-specifiche, che rappresentano uno stato corrispondente a condizioni

indisturbate o con disturbi antropici molto lievi. In Tabella 1 sono elencati e descritti i tipi presenti nella rete

di monitoraggio dei laghi lombardi.

Tabella 1. Tipi lacustri della rete di monitoraggio lombarda e relative descrizioni.

Tipo Definizione Descrizione

AL2 Laghi/invasi alpini d'alta quota, silicei Laghi/invasi dell'Italia Settentrionale, situati a quota superiore o uguale a 2000 m s.l.m., con substrato prevalentemente siliceo

AL3 Grandi laghi sudalpini

Laghi dell'Italia Settentrionale, situati a quota inferiore a 800 m s.l.m., aventi profondità massima della cuvetta lacustre superiore o uguale a 125 m, oppure area dello specchio lacustre superiore o uguale a 100 km2: Como, Garda, Iseo, Lugano, Maggiore

AL4 Laghi/invasi sudalpini polimittici Laghi/invasi dell'Italia Settentrionale, situati a quota inferiore a 800 m s.l.m., aventi profondità media della cuvetta lacustre inferiore a 15 m, caratterizzati da assenza di stratificazione termica stabile (regime polimittico)

AL5 Laghi/invasi sudalpini poco profondi Laghi/invasi dell'Italia Settentrionale, situati a quota inferiore a 800 m s.l.m., aventi profondità media della cuvetta lacustre inferiore a 15 m, caratterizzati da presenza di stratificazione termica stabile

AL6 Laghi/invasi sudalpini profondi Laghi/invasi dell'Italia Settentrionale, situati a quota inferiore a 800 m s.l.m., aventi profondità media della cuvetta lacustre superiore o uguale a 15 m

AL8 Laghi/invasi sudalpini poco profondi, silicei Laghi/invasi dell'Italia Settentrionale, situati a quota superiore o uguale a 800 m s.l.m. e inferiore a 2000 m s.l.m., aventi profondità media della cuvetta lacustre inferiore a 15 m, con substrato prevalentemente siliceo

AL9 Laghi/invasi alpini, profondi, calcarei Laghi/invasi dell'Italia Settentrionale, situati a quota superiore o uguale a 800 m s.l.m. e inferiore a 2000 m s.l.m., aventi profondità media della cuvetta lacustre superiore o uguale a 15 m, con substrato prevalentemente calcareo

AL10 Laghi/invasi alpini, profondi, silicei Laghi/invasi dell'Italia Settentrionale, situati a quota superiore o uguale a 800 m s.l.m. e inferiore a 2000 m s.l.m., aventi profondità media della cuvetta lacustre superiore o uguale a 15 m, con substrato prevalentemente siliceo

La definizione della rete di monitoraggio ha richiesto, all’interno di ciascun bacino tipizzato, l’individuazione

dei corpi idrici, che costituiscono gli elementi distinti e significativi a cui fare riferimento per riportare e

accertare la conformità con gli obiettivi ambientali. I criteri per l’identificazione dei corpi idrici tengono conto

principalmente delle differenze dello stato di qualità, delle pressioni esistenti sul territorio e dell’estensione

delle aree protette.

In Tabella 2 sono riportati i corpi idrici che fanno parte della rete di monitoraggio dei laghi, mentre in Tabella

3 sono indicati i corpi idrici lacustri individuati come elementi distinti e significativi, ma non monitorati. In

fase di classificazione, a questi ultimi viene assegnata la medesima classe di stato risultante dal monitoraggio

di un corpo idrico rappresentativo analogo per tipologia e per pressioni insistenti sul bacino.


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Tabella 2: Corpi idrici appartenenti alla rete di monitoraggio dei laghi (O: monitoraggio operativo; S: monitoraggio di sorveglianza; SB: stato buono; RIF: riferimento).

Codice Nome Provincia Natura Tipologia lacustre

Tipo monitoraggio

Rete nucleo

2009-2014 2014-2019

IT03POLSALLN1LO Alserio CO naturale AL5 O O -

IT03POADAELN1LO Annone Est LC naturale AL5 O O -

IT03POADAOLN1LO Annone Ovest LC naturale AL5 O O -

IT03POADCNLA1LO Cancano(1) SO fortemente modificato AL9 S S -

IT03POMICALN1LO Castellaro(2) MN naturale AL4 O O -

IT03POTICOLN1LO Comabbio VA naturale AL4 O O -

IT03POAD2LN1LO Como - bacino di Como CO naturale AL3 O O -

IT03POAD2LN2LO Como - bacino di Lecco LC naturale AL3 O O -

IT03POADDGLA1IN del Gallo SO fortemente modificato AL9 O S -

IT03POOG3CE2LN1LO Endine BG naturale AL4 O S -

IT03POLSGALN1LO Ganna VA naturale AL4 S S SB

ITIRPOMI2LN1IR_1 Garda - bacino occidentale BS naturale AL3 S S SB

ITIRPOMI2LN1IR_2 Garda - bacino sud orientale VR naturale AL3 S S SB

IT03POADGALN1LO Garlate(3) LC fortemente modificato AL5 O O -

IT03POTIGHLN1LO Ghirla VA naturale AL4 O O -

IT03POOG3CH2LN1LO Idro BS fortemente modificato AL6 O O -

IT03POLSIDLA1LO Idroscalo MI artificiale AL4 O S -

IT03POOG2LN1LO Iseo BS naturale AL3 O O -

IT03POTILULN1IN Lugano - bacino di Ponte Tresa VA naturale AL3 O O -

IT03POTILULN3IN Lugano - bacino nord CO naturale AL3 O O -

IT03POTILULN2IN Lugano - bacino sud VA naturale AL3 O O -

ITIRPOTI2LN1IN Maggiore VA naturale AL3 S S -

IT03POMI4MLN1LO Mantova di Mezzo MN naturale AL5 O O -

IT03POMI4ILN1LO Mantova Inferiore MN naturale AL5 O O -

IT03POMI4SLN1LO Mantova Superiore MN naturale AL5 O O -

IT03POAD2ME2LN1LO Mezzola SO naturale AL6 O O -

IT03POTIMOLN1LO Monate VA naturale AL6 S S -

IT03POADMSLA1LO Montespluga SO fortemente modificato AL10 S S -

IT03POLSMOLN1LO Montorfano CO naturale AL5 O O -

IT03POADPBLA1LO Palabione SO naturale AL2 S S -

IT03POADPULA1LO Palù SO naturale AL8 S S RIF

IT03POTIPILN1LO Piano CO naturale AL5 O O -

IT03POADPRLA1LO Pozzo di Riva SO naturale AL5 S O -

IT03POLSPULN1LO Pusiano CO naturale AL5 O O -

IT03POADSGLA1LO San Giacomo di Fraele(4) SO fortemente modificato AL9 S S -

IT03POADSALN1LO Sartirana LC naturale AL4 O O -

IT03POLSSELN1LO Segrino CO naturale AL5 O S -

IT03POADDTLA1LO Truzzo SO fortemente modificato AL2 S S -

IT03POMIVALA1LO Valvestino(5) BS fortemente modificato AL6 S O -

IT03POTIVALN1LO Varese VA naturale AL5 O O -

(1) L’invaso di Cancano è stato monitorato solo nel 2009 dal coronamento della diga, in quanto presenta difficoltà di accesso (la

trasparenza non è misurabile); inoltre, il monitoraggio biologico non è significativo anche a causa dell’elevata torbidità. Occorre

valutare la sua eliminazione dalla rete di monitoraggio.

(2) Il lago di Castellaro è stato monitorato fino al 2016; in ragione della superficie estremamente ridotta dello specchio d’acqua,

occorre valutare la sua eliminazione dalla rete di monitoraggio.

(3) Il Lago di Garlate nel Piano di Gestione 2015 e nel PTUA 2016 è assegnato alla tipologia lacustre AL5 (macrotipo L2), ma considerata

la profondità media del lago (15 m), la tipologia lacustre più corretta risulta essere AL6 (macrotipo L3). Sarà necessario introdurre

questa modifica nel prossimo Piano di Gestione.

(4) L’invaso di San Giacomo di Fraele è stato monitorato solo nel 2009 dal coronamento della diga, in quanto presenta difficoltà di

accesso (la trasparenza non è misurabile); inoltre, il monitoraggio biologico non è significativo anche a causa dell’elevata torbidità.

Occorre valutare la sua eliminazione dalla rete di monitoraggio.

(5) L’invaso di Valvestino non è stato monitorato nel triennio 2014-2016 in quanto presenta difficoltà di accesso e il monitoraggio

eseguito dal ponte della SP 9 risulta gravoso e non rappresentativo.


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Tabella 3: Corpi idrici non sottoposti a monitoraggio e relativi corpi idrici rappresentativi.

Codice Nome Provincia Natura Tipologia lacustre Corpo idrico

rappresentativo

IT03POADAGLN1LO Alpe Gera SO fortemente modificato AL2 IT03POADDTLA1LO

IT03POADAVLA1LO Avio BS fortemente modificato AL10 IT03POADMSLA1LO

IT03POADBTLA1LO Baitone BS fortemente modificato AL2 IT03POADMSLA1LO

IT03POADBALA1LO Barbellino BG fortemente modificato AL10 IT03POADMSLA1LO

IT03POADBELA1LO Belviso SO fortemente modificato AL10 IT03POADMSLA1LO

IT03POADBNLA1LO Benedetto BS fortemente modificato AL10 IT03POADMSLA1LO

IT03POADCMLA1LO Campo Moro SO fortemente modificato AL10 IT03POADMSLA1LO

IT03POADGMLA1LO Gemelli BG fortemente modificato AL10 IT03POADMSLA1LO

IT03POADPALA1LO Pantano d'Avio BS fortemente modificato AL2 IT03POADDTLA1LO

IT03POADPLLA1LO Publino SO fortemente modificato AL2 IT03POADDTLA1LO

IT03POADSCLA1LO Scais SO fortemente modificato AL10 IT03POADMSLA1LO

IT03POADDVLA1LO Vacca BS fortemente modificato AL2 IT03POADDTLA1LO

IT03POADVLLA1LO Val di Lei SO fortemente modificato AL10 IT03POADMSLA1LO

IT03POADVELA1LO Venina SO fortemente modificato AL10 IT03POADMSLA1LO

5.1 Accordi interregionali

Per i fiumi e i laghi interregionali del Distretto del Po, le Regioni hanno svolto un lavoro di coordinamento per

definire l’estensione dei corpi idrici, i protocolli analitici e la classificazione dello stato che ha portato alla

stipula di accordi interregionali per la definizione di programmi unificati di monitoraggio, bilanciando così

anche lo sforzo economico ed organizzativo e migliorando lo scambio di conoscenze e competenze tra le

diverse strutture.

Le attività hanno riguardato – relativamente agli aspetti legati alle modalità di monitoraggio, frequenze,

ubicazione siti, componenti da monitorare e classificazione unica al termine del monitoraggio del primo ciclo

di pianificazione – i seguenti corpi idrici superficiali:

Lago Maggiore e fiume Ticino, condivisi da Lombardia e Piemonte;

Lago di Garda e fiume Mincio, condivisi da Lombardia, Veneto e Provincia autonoma di Trento.

Nel presente Rapporto non viene considerato il Lago di Garda, in quanto la maggior parte dei dati (elementi

fisico-chimici, elementi chimici, fitoplancton, macrofite – in parte – e macroinvertebrati – in parte) sono

raccolti a cura di ARPA Veneto.


14

6 TIPI DI MONITORAGGIO

L’obiettivo del monitoraggio è quello di stabilire un quadro generale coerente ed esauriente dello stato

ecologico e chimico delle acque all’interno di ciascun bacino idrografico e permettere la classificazione di

tutti i corpi idrici superficiali. Il monitoraggio delle acque superficiali si articola in: sorveglianza, operativo,

indagine.

Il monitoraggio di sorveglianza, che riguarda i corpi idrici “non a rischio” e “probabilmente a rischio” di non

soddisfare gli obiettivi ambientali, è realizzato per:

- integrare e convalidare l’analisi delle pressioni e degli impatti;

- la progettazione efficace ed effettiva dei futuri programmi di monitoraggio;

- la valutazione delle variazioni a lungo termine di origine naturale (rete nucleo);

- la valutazione delle variazioni a lungo termine risultanti da una diffusa attività di origine antropica (rete nucleo);

- tenere sotto osservazione l’evoluzione dello stato ecologico dei siti di riferimento;

- classificare i corpi idrici.

Il monitoraggio operativo è realizzato per:

- stabilire lo stato dei corpi idrici identificati “a rischio” di non soddisfare gli obiettivi ambientali;

- valutare qualsiasi variazione dello stato di tali corpi idrici risultante dai programmi di misure;

- classificare i corpi idrici.

Il monitoraggio di indagine è richiesto in casi specifici e più precisamente:

- quando sono sconosciute le ragioni di eventuali superamenti (ad esempio le cause del mancato raggiungimento degli obiettivi o del peggioramento dello stato);

- quando il monitoraggio di sorveglianza indica il probabile rischio di non raggiungere gli obiettivi e il monitoraggio operativo non è ancora stato definito;

- per valutare l’ampiezza e gli impatti di un inquinamento accidentale.

Il monitoraggio di sorveglianza si effettua per almeno un anno ogni sei (periodo di validità del Piano di

Gestione), salvo per la rete nucleo che è controllata ogni tre anni. Il ciclo del monitoraggio operativo è

triennale.


15

7 CLASSIFICAZIONE DELLO STATO DEI LAGHI

La valutazione dello stato dei corpi idrici superficiali viene effettuata attraverso la classificazione dello stato

ecologico e dello stato chimico.

Per i laghi, ai fini della classificazione dello stato ecologico, definito come l’espressione della qualità della

struttura e del funzionamento degli ecosistemi acquatici associati alle acque superficiali, sono utilizzati gli

elementi di qualità elencati in Tabella 4.

Tabella 4. Elementi di qualità utilizzati per la classificazione dello stato ecologico dei laghi.

Elementi biologici (EQB)

composizione, abbondanza e biomassa del fitoplancton

composizione e abbondanza della flora acquatica

composizione e abbondanza dei macroinvertebrati bentonici

composizione, abbondanza e struttura di età della fauna ittica

Elementi chimici e fisico-chimici a sostegno degli elementi biologici

trasparenza

condizioni termiche

condizioni di ossigenazione

conducibilità

stato dei nutrienti

stato di acidificazione

inquinanti specifici: altre sostanze non appartenenti all’elenco di priorità

Elementi idromorfologici a sostegno degli elementi biologici

regime idrologico

condizioni morfologiche

La classificazione dello stato chimico viene effettuata attraverso la verifica del soddisfacimento di tutti gli

standard di qualità ambientale (SQA) da parte delle sostanze appartenenti all’elenco di priorità.

L’elenco aggiornato e i corrispondenti SQA delle 45 sostanze o gruppi di sostanze prioritarie individuate per

la matrice acquosa e il biota è riportato nel D.Lsg.172/2015 (Tab. 1/A).


16

7.1 Classificazione dello Stato ecologico

La classificazione dello stato ecologico di ciascun corpo idrico lacustre, come per tutti i corpi idrici superficiali,

viene ottenuta integrando lo stato degli elementi di qualità secondo due fasi (punto A.4.6.1 del DM

260/2010), attribuendo una delle seguenti 5 classi di stato: elevato, buono, sufficiente, scarso o cattivo

(Figura 1). Per gli elementi biologici la classificazione si effettua sulla base del valore di Rapporto di Qualità

Ecologica (RQE), ossia del rapporto tra valore del parametro biologico osservato e valore dello stesso

parametro, corrispondente alle condizioni di riferimento con alterazioni antropiche assenti o poco rilevanti.

Figura 1. Schema per la classificazione dello stato ecologico delle acque superficiali.

In tutti i casi, assegnato il giudizio ai singoli elementi di qualità, lo stato ecologico viene definito dall’elemento

che si trova nella classe peggiore secondo il principio generale della Direttiva 2000/60/CE (cosiddetto one

out, all out). L’applicazione di questo principio, si prefigge, in modo molto cautelativo, di evitare di

sottostimare anche una sola pressione significativa e di fornire quindi una maggiore tutela agli elementi di

qualità più sensibili alla stessa pressione, presupponendo che possa esistere tra la sensibilità degli elementi

monitorati e gli impatti delle pressioni presenti una relazione diretta e specifica.

Per i corpi idrici artificiali e designati come fortemente modificati si richiede che venga valutato il potenziale

ecologico, che tiene conto dei possibili impatti irremovibili degli usi sociali ed economici presenti e che

risultano essere significativi sulle condizioni idromorfologiche del corpo idrico così designato. Al momento

della stesura del presente Piano i criteri per la classificazione del potenziale ecologico dei CIFM e dei CIA

risultano ancora in fase di sperimentazione e non sono quindi stati applicati.

E E E E

B B B B

S S S S Giudizio peggiore

S S S S

C C C C

E E

B B Giudizio peggiore

S S Classificazione

ELEVATO

BUONO

SUFFICIENTE

E E E E SCARSO

B B B B Giudizio peggiore CATTIVO

S S S S

E E Giudizio peggiore

B B

Elementi idromorfologici

STATO ECOLOGICO

Elementi generali fisico-chimici

Elementi di qualità biologica

Elementi chimici (inquinanti specifici)


17

7.1.1 Elementi di qualità biologica (EQB)

La classificazione relativa al sessennio 2009-2014 riportata nel PTUA 2016 è stata effettuata utilizzando i

metodi di valutazione degli EQB previsti dal DM 260/2010. Recentemente, la Decisione della Commissione

Europea 2018/229 ha stabilito i nuovi metodi e valori delle classificazioni dei sistemi di monitoraggio risultanti

dalla terza fase dell’esercizio di intercalibrazione. La Decisione ha un’efficacia immediata e diretta nei

confronti degli Stati Membri, senza alcuno specifico atto di recepimento. Per quanto riguarda i laghi, i nuovi

metodi di classificazione che interessano la Lombardia sono:

- Metodo italiano di valutazione del fitoplancton (IPAM);

- Metodo nazionale italiano per la valutazione della qualità ecologica dei corpi idrici lacustri mediante

diatomee bentoniche (EPI-L);

- Indice di qualità bentonica basato sul numero atteso di specie (BQIES).

I valori della classificazione per il metodo di valutazione basato sulle macrofite (Macrophytes Italian

MultiMetric Index; MacroIMMI) sono stati stabiliti dalla Decisione della Commissione Europea 2013/480 a

seguito della seconda fase dell’esercizio di intercalibrazione. Poiché la valutazione delle macrofite era stata

in precedenza effettuata mediante un metodo non intercalibrato, lo stato di questo EQB non è stato

considerato (tranne poche eccezioni per cui non esistevano dati su altri elementi biologici) per la

classificazione dello stato ecologico nel PTUA 2016.

Nel presente Rapporto, oltre alla classificazione ufficiale riportata nel PTUA 2016, viene presentata la

classificazione dello stato degli EQB e dello stato ecologico rivista utilizzando i metodi e i valori aggiornati.

In tal modo i dati possono essere direttamente confrontati al fine di evidenziare correttamente le eventuali

evoluzioni temporali.

Nel seguito vengono descritti i metodi di valutazione dello stato degli EQB utilizzati per la classificazione dei

laghi.

La classificazione dei laghi e degli invasi a partire dal fitoplancton si ottiene come media dell’indice medio

RQE di biomassa (concentrazione di clorofilla a e biovolume) e dell’indice medio RQE di composizione (PTIot),

che compongono l’indice IPAM (Metodo italiano di valutazione del fitoplancton). La valutazione viene

effettuata sulla base dei valori di un anno di campionamento; nel caso di disponibilità di dati per più anni (es.

monitoraggio operativo e rete nucleo), per la classificazione è utilizzato il valore medio degli indici IPAM

calcolati annualmente.

Qualora nel medesimo corpo idrico il fitoplancton sia stato monitorato in più siti, lo stato attribuito per

ciascun anno è ottenuto come media dei valori di IPAM di ciascun sito. Tutti i valori dell’indice IPAM sono

stati calcolati mediante il foglio di calcolo “BV_indici_fitoplancton_2016” (www.ise.cnr.it/wfd).

L’indice IPAM costituisce un aggiornamento dell’indice ICF (Indice Complessivo per il Fitoplancton), indicato

dal DM 260/2010 e utilizzato per la classificazione relativa al sessennio 2009-2014 riportata nel PTUA 2016.

Nel presente Rapporto i dati del monitoraggio 2009-2016 sono stati rielaborati calcolando l’indice IPAM,

per cui eventuali differenze rispetto alla classificazione pubblicata nel PTUA 2016 sono da ricondurre all’uso

dei due diversi metodi.

Lo stato delle macrofite degli ambienti lacustri è stabilito mediante l’indice MacroIMMI (Macrophytes Italian

MultiMetric Index), che è composto da tre metriche: la massima profondità di crescita (Zcmax) riferita all’intero

lago, la similarità dai laghi di riferimento data da 1-B&C (B&C= indice di Bray & Curtis) e il punteggio trofico

Sk. Le metriche permettono di calcolare l’indice MacroIMMI per i laghi appartenenti ai macrotipi L1, L2, L3 e

L4. Il valore dell’indice si ricava dalla media dei valori RQE normalizzati delle tre metriche che lo compongono.


18

La classificazione basata sulle macrofite riportata nel PTUA 2016 è stata effettuata attraverso l’indice

MTIspecies (laghi appartenenti al tipo L-AL3) e l’indice MacroIMMI (altre tipologie lacustri). Tutti i valori degli

indici sono stati calcolati mediante il foglio di calcolo “MacroIMMI_2012” (www.ise.cnr.it/wfd).

La classificazione del periodo 2009-2014 basata sulle macrofite è stata considerata solo indicativa, poiché il

metodo di valutazione, al momento della redazione del Piano di Gestione del Distretto idrografico del fiume

Po e del PTA della Lombardia, risultava in fase di revisione. Pertanto, questo elemento biologico è stato preso

in considerazione per la definizione dello stato ecologico solo quando non erano disponibili dati di

fitoplancton (laghi di Garlate, Mantova Superiore, Mantova di Mezzo e Mantova Inferiore nel secondo

triennio).

Nel presente Rapporto i dati del monitoraggio 2009-2016 sono stati rielaborati calcolando l’indice

MacroIMMI aggiornato, per cui eventuali differenze rispetto alla classificazione pubblicata nel PTUA 2016

sono da ricondurre all’uso dei due diversi metodi.

Lo stato della fauna ittica degli ambienti lacustri è stabilito mediante l’indice LFI (Lake Fish Index), che si basa

sull’abbondanza relativa e la struttura di popolazione delle specie chiave, sul successo riproduttivo delle

specie chiave e delle specie tipo-specifiche, sulla diminuzione percentuale del numero di specie chiave e tipo-

specifiche, sulla presenza di specie ittiche alloctone ad elevato impatto.

La classificazione basata sulla fauna ittica riportata nel PTUA 2016 e nel presente documento è stata

effettuata attraverso l’aggiornamento 2013 dell’LFI (www.ise.cnr.it/wfd). Il monitoraggio di questo EQB è

stato eseguito a cura di ARPA Lombardia sul lago di Annone Est e sul lago di Ganna, mentre per gli altri laghi

la classificazione utilizzata è quella pubblicata a cura della Regione Lombardia, Direzione Generale Agricoltura

(marzo 2015).

Lo stato dei macroinvertebrati bentonici degli ambienti lacustri è stabilito mediante l’indice BQIES (Indice di

qualità bentonica basato sul numero atteso di specie), basato sui pesi indicatori delle diverse specie. Il BQIES

non è applicabile ai fini della classificazione a tutti i corpi lacustri, poiché la terza fase dell’esercizio di

intercalibrazione non si è conclusa per tutte le tipologie di laghi. L’indice è attualmente applicabile solo per i

laghi con profondità media superiore a 15 m (macrotipi L1, L2, I1, I2).

Per la classificazione dello stato ecologico dei laghi l’indice BQIES non è stato considerato nel PTUA 2016, in

quanto non ancora intercalibrato.

Lo stato del fitobentos è stabilito mediante l’Indice per valutazione della qualità delle acque lacustri italiane

a partire dalle diatomee epifitiche ed epilitiche (EPI-L) basato sui pesi indicatori delle diverse specie.

Per la classificazione dello stato ecologico dei laghi l’indice EPI-L non è stato considerato nel PTUA 2016, in

quanto non ancora intercalibrato.

Occorre specificare che la Direttiva 2000/60/CE indica come elemento di qualità per la valutazione dello stato

ecologico, l’EQB “Macrofite e fitobentos” e pertanto entrambe le componenti dovranno essere considerate

calcolando un unico indice di qualità (Indice Complessivo per Macrofite e Fitobentos; ICMF).

Poiché allo stato attuale l’indice non è previsto a livello normativo nazionale, la classificazione ottenuta

con le sole macrofite o le sole diatomee non è da ritenersi definitiva.

7.1.2 Elementi chimico-fisici a sostegno

Gli elementi fisico-chimici a sostegno (fosforo totale, trasparenza e ossigeno ipolimnico) da utilizzare ai fini

della classificazione dello stato ecologico dei laghi sono integrati nel descrittore LTLeco. Per il calcolo

dell’LTLeco sono stati assegnati i punteggi ai singoli parametri in base alle concentrazioni osservate,


19

considerando i loro valori medi calcolati sull’intero periodo di riferimento (triennio o sessennio). L’LTLeco

può assumere tre livelli di classificazione: elevato, buono, sufficiente.

Nel caso di più stazioni di monitoraggio individuate sul medesimo corpo idrico, si è considerato lo stato

peggiore tra quelli attribuiti alle singole stazioni.

Per una migliore interpretazione del dato biologico, ma non per la classificazione, si tiene conto anche di pH,

alcalinità, conducibilità e ammonio.

7.1.3 Elementi chimici a sostegno

Per la classificazione dello stato ecologico attraverso gli elementi chimici a sostegno (altri inquinanti specifici

non appartenenti all’elenco di priorità; Tabella 5) è stabilito, per ciascuna sostanza, uno standard di qualità

ambientale espresso come valore medio annuo (SQA-MA; Tab.1/B del D.Lgs.172/2015). La classe di stato

degli elementi chimici a sostegno può assumere tre livelli: elevato, buono, sufficiente.

La classificazione è definita calcolando il valore medio per ciascun parametro analizzato in ciascun anno di

monitoraggio e utilizzando il risultato peggiore ottenuto nel periodo di riferimento (triennio o sessennio).

Nel caso di più stazioni di monitoraggio individuate sul medesimo corpo idrico, si è considerato lo stato

peggiore tra quelli attribuiti alle singole stazioni.

La selezione delle sostanze da monitorare è effettuata sulla base dell’analisi delle pressioni e degli impatti.

Tabella 5. Inquinanti specifici non appartenenti all’elenco di priorità: elementi chimici a sostegno degli elementi biologici.

Arsenico 2,4D Ossidemeton-metile

Azinfos etile Demeton Paration etile

Azinfos metile 3,4-Dicloroanilina Paration metile

Bentazone 1,2Diclorobenzene 2,4,5T

2-Cloroanilina 1,3Diclorobenzene Toluene

3-Cloroanilina 1,4Diclorobenzene 1,1,1Tricloroetano

4-Cloroanilina 2,4-Diclorofenolo 2,4,5-Triclorofenolo

Clorobenzene Diclorvos 2,4,6-Triclorofenolo

2-Clorofenolo Dimetoato Terbutilazina (incluso metabolita)

3-Clorofenolo Eptaclor Composti del Trifenilstagno

4-Clorofenolo Fenitrotion Xileni

1-Cloro-2-nitrobenzene Fention Pesticidi singoli

1-Cloro-3-nitrobenzene Linuron Pesticidi totali

1-Cloro-4-nitrobenzene Malation Acido perfluorobutanoico (PFBA)1

Cloronitrotolueni MCPA Acido perfluoropentanoico (PFPeA)1

2-Clorotoluene Mecoprop Acido perfluoroesanoico (PFHxA)1

3-Clorotoluene Metamidofos Acido perfluorobutansolfonico (PFBS)1

4-Clorotoluene Mevinfos Acido perfluoroottanoico (PFOA)1

Cromo totale Ometoato

1: Per le sostanze perfluorurate sono applicati i relativi SQA con effetto dal 22 dicembre 2018, al fine di concorrere al conseguimento

di un buono stato ecologico entro il 22 dicembre 2027.


20

7.2 Stato ecologico 2014-2016

Lo stato ecologico dei laghi monitorati nel periodo 2014-2016 è riassunto nelle figure di seguito riportate. Le

analisi presentate nel seguito riguardano solo i 37 corpi idrici lacustri effettivamente sottoposti a

monitoraggio (Figura 2).

Figura 2 Distribuzione nelle classi di stato ecologico dei corpi idrici lacustri sottoposti a monitoraggio (barre con tratteggio: CIFM e CIA).

Lo stato ecologico almeno buono è conseguito da 8 corpi idrici naturali, mentre i restanti 26 ricadono in uno

stato ecologico sufficiente o inferiore. Tre corpi idrici lacustri di cui 2 naturali (lago Maggiore, lago di

Palabione) ed uno fortemente modificato (il lago di Truzzo) potrenno essere classificati solo al termine del

sessennio.

Lo stato degli elementi di qualità biologica (EQB) descrive un quadro sensibilmente migliore rispetto allo stato

ecologico, in quanto lo stato buono o elevato è conseguito da 11 corpi idrici (Figura 3).

Figura 3. Distribuzione nelle classi di stato degli EQB dei corpi idrici lacustri sottoposti a monitoraggio (barre con tratteggio: CIFM e CIA).


21

Il fitoplancton è l’elemento biologico considerato per la classificazione di tutti i corpi idrici lacustri nel triennio

2014-2016, ad eccezione dei laghi di Garlate, Ghirla, Castellaro, Comabbio e Laghi di Mantova, per i quali

sono state considerate solo le macrofite.

In Figura 4 e Figura 5 sono rappresentati i valori di IPAM ottenuti per classificare lo stato del fitoplancton nel

triennio 2014-2016 per 24 corpi idrici. Di questi laghi, 10 hanno conseguito lo stato buono o elevato; per i

corpi lacustri in monitoraggio di sorveglianza la classificazione definitiva sarà attribuita alla fine del sessennio

2014-2019.

Figura 4. Valori dell’indice IPAM dei corpi idrici lacustri sottoposti a monitoraggio operativo.

Figura 5. Valori dell’indice IPAM dei corpi idrici lacustri sottoposti a monitoraggio di sorveglianza (Lago di Garda: dati di ARPA Veneto).


22

In Figura 6 sono rappresentati i valori di MacroIMMI ottenuti per classificare lo stato delle macrofite nel

triennio 2014-2016 per 19 corpi idrici naturali. Di questi laghi, 7 hanno conseguito lo stato buono o elevato.

Figura 6. Valori dell’Indice MacroIMMI per le macrofite dei corpi idrici lacustri sottoposti a monitoraggio (Lago di Garda: dati di ARPA Veneto e ARPA Lombardia).

Nel triennio 2014-2016 è stato effettuato il monitoraggio della fauna ittica per 6 corpi idrici. ARPA ha eseguito

il monitoraggio del Lago di Ganna e del lago di Annone Est, mentre per il lago di Como, Iseo, Idro e Mezzola i

valori dell’indice LFI sono stati assunti dalla relazione della DG Agricoltura sul censimento della fauna ittica

nei laghi lombardi (2013-2014). In Figura 7 sono rappresentati i valori di LFI ottenuti nel triennio 2014-2016 i

7 corpi idrici monitorati.

Figura 7. Valori dell’Indice LFI per la fauna ittica dei corpi idrici lacustri sottoposti a monitoraggio nel triennio 2014-2016 (Lago di Grada: dati di Regione Lombardia – DG Agricoltura).


23

In base agli elementi fisico-chimici a sostegno, sintetizzati attraverso l’indicatore LTLeco, 11 corpi idrici

raggiungono uno stato almeno buono (Figura 8 e Figura 9), mentre meno critica è la situazione dello stato

degli elementi chimici a sostegno, che risulta almeno buono per i 32 corpi idrici monitorati (Figura 10).

Figura 8. Valori di LTLeco ottenuti nel triennio 2014-2016 per i corpi idrici in monitoraggio operativo.

Figura 9. Valori di LTLeco ottenuti nel triennio 2014-2016 per i corpi idrici in monitoraggio di sorveglianza. I giudizi sono provvisori e la classificazione definitiva sarà attribuita alla fine del sessennio (Lago di Garda: dati di ARPA Veneto).


24

Figura 10. Distribuzione nelle classi di stato degli elementi chimici dei corpi idrici lacustri sottoposti a monitoraggio (barre con tratteggio: CIFM e CIA).


25

7.3 Classificazione dello Stato chimico

Lo stato chimico di tutti i corpi idrici superficiali è classificato in base alla presenza delle sostanze chimiche

definite come sostanze prioritarie (metalli pesanti, pesticidi, inquinanti industriali, interferenti endocrini,

ecc.) ed elencate nella Direttiva 2008/105/CE, aggiornata dalla Direttiva 2013/39/UE, recepita in Italia con il

D. Lgs.172/2015.

Queste sostanze chimiche sono distinte in base alla loro pericolosità in tre categorie: prioritarie, pericolose

prioritarie e altri inquinanti. Per ognuna di esse sono fissati degli standard di qualità ambientali (SQA),

espressi come valori medi annui (SQA-MA) e come concentrazioni massime ammissibili (SQA-CMA), fissati

dalla Tab. 1/A del D.Lgs.172/2015.

Ai fini della classificazione dello stato chimico dei laghi si sono utilizzati i dati riferiti ad ogni singolo anno di

monitoraggio. Per i corpi idrici sottoposti a monitoraggio operativo e per quelli appartenenti alla rete nucleo

la classificazione dello stato chimico può ritenersi conclusa, mentre per i corpi idrici sottoposti a monitoraggio

di sorveglianza la classificazione definitiva dello stato chimico sarà disponibile alla fine del sessennio.

I corpi idrici che hanno soddisfatto, in ciascun anno di monitoraggio nell’arco del triennio, tutti gli standard

di qualità ambientale stabiliti per ciascuna delle sostanze dell’elenco di priorità sono stati classificati in buono

stato chimico. In caso di superamento degli standard di qualità ambientale, anche per un solo anno del

triennio o del sessennio di monitoraggio e anche per una sola sostanza ricercata, al corpo idrico non è stato

riconosciuto il buono stato chimico (Figura 11).

Figura 11. Schema per la classificazione dello stato chimico dei corpi idrici superficiali.

Nel caso di più stazioni di monitoraggio individuate sul medesimo corpo idrico, la classificazione dello stato

chimico del corpo idrico stesso corrisponde alla classificazione peggiore tra quelle riscontrate.

Nel caso dei laghi, la concentrazione media annua è stata calcolata a partire dalle medie dei valori misurati

sui campioni raccolti lungo la colonna d’acqua in ciascuna data di monitoraggio.

7.4 Stato chimico 2014-2016

Dei 37 corpi idrici lacustri monitorati nel triennio 2014-2016, 23 risultano in stato chimico buono e 9 non

conseguono un buono stato chimico (Figura 12); 5 corpi idrici (Lago Maggiore, Lago Palabione, Idroscalo,

Monate e Lago di Truzzo) saranno classificati al termine del sessennio.

Le sostanze dell’elenco di priorità responsabili del mancato conseguimento dello stato buono sono il

mercurio (4 casi di superamento dello SQA_CMA), il nichel (5 casi di superamento dello SQA_CMA) e il cadmio

(2 casi di superamento come SQA_CMA).

Classificazione

B B B B Giudizio peggiore BUONO

NB NB NB NB NON BUONO

Sostanze dell'elenco di priorità

STATO CHIMICO


26

Figura 12. Distribuzione nelle classi di stato chimico dei corpi idrici lacustri sottoposti a monitoraggio (barre con tratteggio: CIFM e CIA).


27

8 LAGO DI ALSERIO

8.1 Inquadramento

Il Lago di Alserio è un lago poco profondo della

fascia intermorenica prealpina, largamente

influenzato dall’immissione di acque di falda, che

può coprirsi di ghiaccio durante l’inverno.

Dal punto di vista tipologico, ai sensi del DM

131/2008, il Lago di Alserio appartiene al tipo AL5

– Laghi/invasi subalpini poco profondi.

Per quanto riguarda le caratteristiche rispetto alla

estensione e la frequenza della circolazione delle

acque il lago è considerato dimittico.

In Tabella 6 sono mostrate le caratteristiche

morfometriche del bacino idrografico e del lago di

Alserio.

Tabella 6. Morfometria e idrologia del Lago di Alserio. (Fonte dati: http://www.flanet.org/sites/default/files/pubb/qualitaacque%20lacustriinlomblaghilomb2004.PDF)

Bacino idrografico

Superficie 18,3 km2

Massima elevazione Alpe Parravicini

Quota massima 903 m slm

Immissario principale -

Emissario principale -

Lago

Superficie 1,44 km2

Rapporto area bacino/area lago 12,7

Perimetro 5,2 Km

Indice di sinuosità 1,22

Profondità massima 8 m

Profondità media 5,4 m

Quota media 260 m slm

Volume 7,8 106 m3

Volume utile alla massima regolazione -

Tempo teorico di ricambio 0,4 anni

Stratificazione termica dimittico

Tasso di sedimentazione 0,7 cm a-1


28

8.2 Caratteristiche fisiche e chimiche

8.2.1 Trasparenza

Nella Figura 13 è mostrato l’andamento della trasparenza misurata nel lago di Alserio nel periodo dal 2009 al

2016.

Figura 13. Andamento della trasparenza nel lago di Alserio.

8.2.2 Temperatura delle acque

Nella Figura 14 è mostrato l’andamento della temperatura misurata nel lago di Alserio nel periodo dal 2009

al 2016.

Figura 14. Profili di temperatura della colonna d’acqua nel lago di Alserio a febbraio-marzo.


29

8.2.3 Ossigeno disciolto

In Figura 15 è mostrato il profilo della saturazione di ossigeno lungo la colonna d’acqua a termine della

stratificazione.

Figura 15. Profili della saturazione di ossigeno a fine stratificazione dal 2009 al 2016.

8.2.4 Macronutrienti: azoto e fosforo

In Figura 16 è mostrato l’andamento dell’azoto nitrico in superficie e sul fondo.

Figura 16. Concentrazioni di azoto nitrico in superficie e nello strato di fondo nei campionamenti dal 2009 al 2016.


30

In Figura 17 è mostrato l’andamento dell’azoto ammoniacale nello strato di fondo e in superfice.

Figura 17. Concentrazioni di azoto ammoniacale nello strato di fondo e in superficie nei campionamenti dal 2009 al 2016.

La concentrazione del fosforo totale alla circolazione primaverile e nella circolazione autunnale è illustrata

rispettivamente nella Figura 18 e nella Figura 19.

Figura 18. Concentrazione di fosforo totale lungo la colonna d’acqua nei campionamenti primaverili dal 2009 al 2016.


31

Figura 19. Concentrazione di fosforo totale lungo la colonna d’acqua nei campionamenti autunnali dal 2009 al 2016.

8.3 Elementi di qualità biologica (EQB)

8.3.1 Fitoplancton

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago di Alserio si è

considerato il fitoplancton fino all’anno 2014, valutato mediante l’indice IPAM.

Nella Figura 20 vengono riportati gli andamenti della clorofilla a dello strato eufotico del lago, mentre in

Figura 21 è mostrato l’andamento del biovolume mensile. I valori di clorofilla a sono molto elevati e

presentano medie annue tali da collocare questo parametro indicatore in stato scarso o addirittura cattivo.

I valori di biovolume medio annuo posizionano questa metrica in stato sufficiente; è possibile osservare che

i picchi mensili di biovolume algale vanno progressivamente riducendo la loro intensità a partire dall’anno

2011.


32

Figura 20. Concentrazioni di clorofilla a nello strato eufotico nel lago di Alserio dal 2009 al 2014 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 21. Valori di biovolume mensile nel lago di Alserio dal 2009 al 2014 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

La composizione specifica del fitoplancton, misurata dalla metrica PTIot, presenta uno stato sufficiente, con

valori molto prossimi allo stato buono, che raggiunge nel solo anno 2011.

In termini di biovolume, nel periodo tra il 2009 e il 2014, risulta determinante il gruppo delle Dinophyceae

seguito da quello delle diatomee. Nello stesso periodo, in termini di densità, il gruppo più abbondante è

quello delle Chlorophyceae seguito da quello delle Cryptophyceae.


33

I valori dell’IPAM e delle singole metriche, espresse come concentrazione e RQE, sono riportati nella Tabella

7, mentre in Tabella 8 sono riportati i valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato nei tre trienni di

monitoraggio del lago di Alserio.

Complessivamente, il calcolo dell’IPAM colloca il lago di Alserio in stato ecologico sufficiente per tutti gli anni

e per ognuno dei trienni considerati.

Tabella 7. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2014 nella stazione di campionamento del lago di Alserio.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn

Biovolume medio mm3/L

Biovolume medio RQEn

PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 7,30 B/S= 2,30 B/S= 3,01

B/S= 0,60

Alserio

2009 13,0 0,43 4,57 0,46 2,76 0,45 0,45 SUFFICIENTE

2010 21,3 0,22 3,90 0,47 2,90 0,54 0,45 SUFFICIENTE

2011 28,8 0,16 11,90 0,23 3,21 0,71 0,46 SUFFICIENTE

2012 28,5 0,16 5,32 0,42 2,99 0,59 0,44 SUFFICIENTE

2013 20,7 0,23 4,66 0,44 3,00 0,59 0,47 SUFFICIENTE

2014 19,4 0,25 4,72 0,44 2,80 0,48 0,42 SUFFICIENTE

Tabella 8. Valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio del lago Alserio.

Corpo idrico Triennio IPAM Giudizio

Alserio

2009-2011 0,45 SUFFICIENTE



8.3.2 Macrofite

Nel 2015, per la classificazione dello stato ecologico triennio 2014-2016, sono state monitorate le macrofite.

La comunità è risultata caratterizzata dalla presenza delle specie Nymphaea alba e Nuphar lutea, rilevate su

quasi tutti i transetti analizzati. I pochi altri generi presenti nel lago sono: Potamogeton, Najas e Trapa; su un

unico transetto è stato rinvenuto il genere Chara.

La scarsità di specie rilevate è evidenziata dalla metrica Dissimilarità di B&C, che si colloca in stato scarso. Le

metriche relative alla massima profondità di crescita e al punteggio trofico restituiscono, invece, valori

compresi nella fascia di stato sufficiente.

Complessivamente, l’analisi della componente macrofitica, per la quale si riportano in Tabella 9 i valori degli

indici misurati, evidenzia uno stato scarso.


34

Tabella 9. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago di Alserio.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Alserio 2015 0,40 0,22 0,46 0,36 SCARSO

Per avere ulteriori elementi di informazione, contestualmente all’analisi della componente macrofitica,

nell’anno 2015, sono state indagate le diatomee bentoniche, anche se questa componente non è stata usata

per la determinazione dello stato di qualità ecologica del lago.

8.4 Elementi fisico-chimici a sostegno (LTLeco)

Nella Tabella 10 sono riportati i valori dei singoli parametri che concorrono al calcolo dell’LTLeco.

I valori dei singoli parametri che contribuiscono al calcolo dell’LTLeco, i valori di LTLeco e la corrispondente

classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio sono riportati in Tabella 11. Per tutti i trienni lo stato

dell’indice LTLeco è sufficiente.

Tabella 10. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago di Alserio.

Corpo idrico Anno Fosforo totale

µg/L P Trasparenza

m Ossigeno ipolimnico

% saturazione

Alserio

2009 21 2,0 21

2010 47 3,0 6

2011 28 3,2 12

2012 38 2,6 15

2013 39 2,7 9

2014 21 2,9 33

2015 19 1,6 78

2016 25 2,0 47

Tabella 11. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del lago di Alserio.

Corpo idrico Triennio Fosforo totale Trasparenza

Ossigeno ipolimnico LTLeco Giudizio

µg/L P Punt. m Punt. % Punt.

Alserio

2009-2011 32 3 2,7 3 13 3 9 SUFFICIENTE

2012-2014 32 3 2,8 3 19 3 9 SUFFICIENTE

2014-2016 22 3 2,2 3 53 4 10 SUFFICIENTE


35

8.5 Elementi chimici a sostegno

In Tabella 12 è mostrato lo stato degli elementi chimici a sostegno e in Tabella 13 è riportata la classificazione

per il periodo di monitoraggio operativo. Non essendo stati analizzati gli elementi chimici a sostegno fino al

2015, è stato classificato lo stato solo nel 2016.

Tabella 12. Stato degli elementi chimici a sostegno nel lago di Alserio (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; LOQ: limite di quantificazione).

Corpo idrico Anno Stato elementi

chimici a sostegno >SQA-MA Media annua >LOQ

Alserio

2009 NON CLASSIFICATO - -







2016 ELEVATO - -

Tabella 13. Classificazione dello stato degli elementi chimici a sostegno nel lago di Alserio nei trienni di monitoraggio (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; LOQ: limite di quantificazione).

Corpo idrico Triennio Stato elementi


Alserio

2009-2011 NON CLASSIFICATO - -


2014-2016 ELEVATO - -


36

8.6 Stato ecologico

Il PTUA 2016 stabilisce il 2021 come termine entro cui raggiungere gli obiettivi di buono stato ecologico per

il lago di Alserio (Tabella 14). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è

sufficiente (Tabella 15).

Tabella 14. Lago di Alserio: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).

Codice corpo idrico Corpo idrico Stazione di monitoraggio Obiettivo ecologico

IT03POLSALLN1LO Alserio Monguzzo Buono al 2021

Tabella 15. Stato ecologico lago di Alserio nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).

Corpo idrico Sessennio Stato ecologico

Alserio 2009-2014 SUFFICIENTE

Al fine di evidenziare correttamente le eventuali evoluzioni temporali, i dati del monitoraggio 2009-2016

sono stati rielaborati considerando l’indice IPAM (fitoplancton) e l’indice MacroIMMI (macrofite). La

classificazione dello stato degli EQB e dello stato ecologico è stata di conseguenza rivista.

Nel caso del Lago di Alserio non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione

pubblicata nel PTUA 2016. In ognuno dei tre trienni di monitoraggio operativo lo stato ecologico risulta

inferiore a buono; a determinare questo giudizio contribuiscono sia gli EQB (fitoplancton e macrofite) che

l’LTLeco (Tabella 16).

Tabella 16. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago di Alserio nei tre trienni di monitoraggio operativo.

Corpo idrico Triennio Stato EQB

Stato LTLeco

Stato elementi chimici a sostegno

Stato ecologico

Elementi che determinano la classificazione

Alserio

2009-2011 SUFFICIENTE SUFFICIENTE NON

CLASSIFICATO SUFFICIENTE Fitoplancton, LTLeco



2014-2016 SCARSO SUFFICIENTE ELEVATO SCARSO Macrofite


37

8.7 Stato chimico

Il PTUA 2016 stabilisce per il lago di Alserio il mantenimento del buono stato chimico (Tabella 17). Lo stato

chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta buono (Tabella 18).

Nel primo triennio di monitoraggio operativo lo stato chimico non è stato determinato per la mancanza

dell’analisi delle pressioni insistenti sul corpo idrico. Nel secondo triennio di monitoraggio, il corpo idrico ha

conseguito uno stato chimico buono per assenza di pressioni. Nel terzo triennio invece lo stato chimico risulta

non buono, a causa del superamento, nel 2016, dello SQA-CMA per il mercurio. Occorre sottolineare che i

superamenti di questo parametro sono sempre risultati occasionali e rilevati a profondità diverse.

Tabella 17. Lago di Alserio: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).

Codice corpo idrico Corpo idrico Stazione di monitoraggio Obiettivo chimico

IT03POLSALLN1LO Alserio Monguzzo Mantenimento dello stato buono

Tabella 18: Stato chimico del lago di Alserio nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).

Corpo idrico Sessennio Stato chimico

Alserio 2009-2014 BUONO

In Tabella 19 è mostrato lo stato chimico per ogni anno di monitoraggio e l’elemento che ha determinato lo

stato chimico non buono. In Tabella 20 è riportato lo stato chimico per il periodo di monitoraggio operativo.

Tabella 19. Stato chimico del lago di Alserio (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile)

Corpo idrico Anno Stato chimico >SQA-MA >SQA-CMA

Alserio




2012 BUONO - -

2013 BUONO - -

2014 BUONO - -

2015 BUONO - -

2016 NON BUONO - Mercurio

Tabella 20. Classificazione dello stato chimico del lago di Alserio nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).

Corpo idrico Triennio Stato chimico >SQA-MA >SQA-CMA

Alserio


2012-2014 BUONO - -

2014-2016 NON BUONO - Mercurio


38

9 LAGO DI ANNONE EST

9.1 Inquadramento

L’Annone Est è un lago poco profondo della fascia

intermorenica prealpina, con consistenti aree

torbose al limitare settentrionale. Si copre di

ghiaccio durante l’inverno. È separato dal contiguo

lago Annone Ovest da un cordone morenico

(Penisola di Isella). Il principale emissario è il

torrente Rio Torto.

La stazione di campionamento è posta in

prossimità del punto di massima profondità nel

comune di Civate.


131/2008, il Lago Annone Est appartiene al tipo AL5

– Laghi/invasi subalpini poco profondi.



acque il lago è considerato dimittico.

In Tabella 21 sono mostrate le caratteristiche morfometriche del bacino idrografico e del lago.

Tabella 21. Morfometria e idrologia del Lago Annone Est. (Fonte dati: http://www.flanet.org/sites/default/files/pubb/qualitaacque%20lacustriinlomblaghilomb2004.PDF)

Bacino idrografico

Superficie 28,1 km2

Massima elevazione Monte Cornizzolo



Emissario principale Rio Torto

Lago

Superficie 3,81 km2


Perimetro 9,1 km





Volume 24 106 m3



Stratificazione termica Dimittico



39


9.2.1 Trasparenza

Nella Figura 22 è mostrato l’andamento della trasparenza misurata nell’Annone Est nel periodo dal 2009 al

2016.

Figura 22. Andamento della trasparenza nel lago di Annone Est.


Nel grafico (Figura 23) è mostrato l’andamento della temperatura alla circolazione primaverile misurata

nell’Annone Est nel periodo dal 2009 al 2016.

Figura 23. Profili di temperatura della colonna d’acqua alla circolazione primaverile nel lago di Annone Est.


40


In Figura 24 è mostrato il profilo dell’Ossigeno disciolto lungo la colonna d’acqua a termine della

stratificazione.

Figura 24. Profili della saturazione di ossigeno disciolto a fine stratificazione dal 2009 al 2016.


In Figura 25è mostrato l’andamento dell’azoto nitrico in superficie e sul fondo.

Figura 25. Concentrazioni di azoto nitrico lungo la colonna d’acqua nei campionamenti dal 2009 al 2016.


41

In Figura 26 è mostrato l’andamento dell’azoto ammoniacale nello strato di fondo e in superficie. Le

differenze tra concentrazioni in superficie e sul fondo mettono in luce come nei periodi di anossia sia presente

rilascio di nutrienti dal fondo.

Figura 26. Concentrazioni di azoto ammoniacale nello strato di fondo e in superficie nei campionamenti dal 2009 al 2016

La concentrazione del fosforo totale nel algo di Annone Est alla circolazione primaverile e nella circolazione

autunnale sono illustrate rispettivamente nella Figura 27 e nella Figura 28.



42



9.3.1 Fitoplancton

Nei trienni di monitoraggio dal 2009 al 2016, per la classificazione dello stato ecologico del lago di Annone

Est, come elemento biologico si è considerato il fitoplancton, valutato mediante l’indice IPAM.

Nella Figura 29 vengono riportati gli andamenti della clorofilla a nello strato eufotico, mentre nella Figura 30

è mostrato l’andamento del biovolume mensile. Entrambi i parametri presentano numerosi valori di picco.

I valori di clorofilla a sono molto elevati e presentano medie annue tali da collocare ripetutamente questo

parametro in stato scarso o addirittura cattivo. La metrica relativa al biovolume medio annuo risulta

complessivamente in stato sufficiente.


43

Figura 29. Concentrazioni di clorofilla a nello strato eufotico nel lago di Annone Est dal 2009 al 2016 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 30. Valori di biovolume nello strato eufotico nel lago di Annone Est dal 2009 al 2016 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

I valori dell’IPAM e delle singole metriche, espresse come concentrazione e RQE, ottenuti nel periodo di

monitoraggio dal 2009 al 2016 sono riportati nella Tabella 22. In Tabella 23 sono riportati i valori medi di

IPAM e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio.

La composizione specifica del fitoplancton, misurata dalla metrica PTIot, presenta uno stato sufficiente, con

valori prossimi allo stato scarso.


44

In termini di biovolume, negli anni compresi tra il 2009 e il 2016, risulta determinante il gruppo delle

Dinophyceae seguito da quello delle Cyanophyceae. Effettivamente, la specie Ceratium hirundinella

(Dinophyceae) supera più volte nel corso di questo periodo il valore soglia di biovolume pari a 2,30 cm3/L,

comportando una penalizzazione nel punteggio per il calcolo dell’indice fitoplanctonico.

Nello stesso periodo, in termini di densità, il gruppo più abbondante è quello delle Cyanophyceae seguito da

quello delle diatomee.

Complessivamente, il calcolo dell’IPAM colloca il lago di Annone Est in stato scarso per i trienni 2009-2011 e

2014-2016, mentre nel triennio 2012-2014 lo stato del fitoplancton risulta sufficiente.

Tabella 22. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento del lago di Annone Est.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 7,30 B/S= 2,30 B/S= 3,01

B/S= 0,60

Annone Est

2009 18,5 0,26 4,41 0,45 2,72 0,43 0,40 SUFFICIENTE

2010 21,3 0,22 8,25 0,31 2,49 0,30 0,29 SCARSO

2011 12,3 0,44 3,80 0,47 2,89 0,52 0,49 SUFFICIENTE

2012 15,3 0,33 10,13 0,26 2,99 0,59 0,44 SUFFICIENTE

2013 7,2 0,60 2,69 0,55 3,16 0,68 0,63 BUONO

2014 22,7 0,20 4,97 0,43 2,84 0,50 0,41 SUFFICIENTE

2015 12 0,42 6,31 0,35 2,84 0,50 0,45 SUFFICIENTE

2016 26,3 0,17 13,23 0,18 2,74 0,44 0,31 SCARSO

Tabella 23. Valori medi di IPAM medi e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio del lago di Annone Est.

Corpo idrico Periodo IPAM Giudizio

Annone Est

2009-2011 0,39 SCARSO


2014-2016 0,39 SCARSO

9.3.2 Macrofite

Nell’anno 2014, per la classificazione dello stato ecologico del lago di Annone Est, sono state monitorate le

macrofite.

Nei rilievi sono state ritrovate solo tre specie: Nymphaea alba, Trapa natans e Vallisneria spiralis. L’estrema

semplificazione della comunità macrofitica si riflette sul valore dell’indice di Dissimilarità di B&C, cui

corrisponde uno stato cattivo. Sia la metrica relativa alla massima profondità di crescita che quella relativa al

valore trofico delle specie individuate risultano in stato scarso.

Complessivamente, l’analisi della componente macrofitica, per la quale si riportano in Tabella 24 i valori degli

indici misurati, evidenzia uno stato scarso.


45

Tabella 24. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago di Annone Est.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Annone Est 2014 0,22 0,00 0,38 0,20 SCARSO


nell’anno 2014, sono state indagate le diatomee bentoniche, anche se questa componente non è stata usata

per la determinazione dello stato di qualità ecologica del lago.

9.3.3 Fauna ittica

Nel corso del 2014 è stata esaminata anche la comunità ittica al fine di calcolare il Lake Fish Index; di seguito

si riporta la sintesi dei risultati ottenuti (Tabella 25).

Tabella 25. Valori delle singole metriche e valore di LFI, in RQE, del lago di Annone Est.

Corpo idrico Anno Metrica 1 Metrica 2 Metrica 3 Metrica 4 Metrica 5 LFI Stato

Annone Est 2014 4,67 0,67 6,00 10,00 8,00 0,59 SUFFICIENTE


Nella Tabella 26 sono riportati i valori dei singoli parametri che contribuiscono al calcolo dell’LTLeco.


classificazione di stato per ciascuna stazione nei tre trienni di monitoraggio sono riportati in Tabella 27. Per

tutti i trienni lo stato dell’indice LTLeco è pari a sufficiente.

Tabella 26. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nell’Annone Est.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Annone Est

2009 54 2,8 6

2010 163 2,7 3

2011 44 2,8 12

2012 28 3,4 7

2013 37 3,1 5

2014 18 2,2 3

2015 20 3,7 15

2016 27 2,5 70


46

Tabella 27. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del lago di Annone Est.

Corpo idrico Triennio

Fosforo totale

Trasparenza Ossigeno

ipolimnico LTLeco Giudizio

µg/L P

Punt. m Punt. % Punt.

Annone Est

2009-2011 87 3 2,8 3 7 3 9 SUFFICIENTE

2012-2014 28 3 2,9 3 5 3 9 SUFFICIENTE

2014-2016 22 3 2,8 3 30 3 9 SUFFICIENTE


Gli elementi chimici a sostegno monitorati tra il 2009 e il 2016 sono stati: arsenico, cromo totale, 1,1,1-

tricloroetano, toluene, 2-clorotoluene, 4-clorotoluene, o-xilene, m-xilene, p-xilene.

In Tabella 28 è mostrato lo stato degli elementi chimici a sostegno per ogni anno di monitoraggio e gli

elementi che hanno registrato un eventuale superamento dei limiti SQA e LOQ. In Tabella 29 è riportata la

classificazione per ciascun triennio.

Tabella 28. Stato degli elementi chimici a sostegno nel lago di Annone Est (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; LOQ: limite di quantificazione).



Annone Est

2009

NON CLASSIFICATO - - 2010

2011

2012 SUFFICIENTE Cromo -

2013 BUONO - Cromo

2014 ELEVATO - -

2015 ELEVATO - -

2016 ELEVATO - -

Tabella 29. Classificazione dello stato degli elementi chimici a sostegno lago di Annone Est (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; LOQ: limite di quantificazione).



Annone Est


2012-2014 SUFFICIENTE Cromo -

2014-2016 ELEVATO - -


47

9.6 Stato ecologico


il lago di Annone Est (Tabella 30). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è


Tabella 30. Lago di Annone Est: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POADAELN1LO Annone Est Civate Buono al 2021

Tabella 31. Stato ecologico Annone Est nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Annone Est 2009-2014 SUFFICIENTE




Nel caso del Lago di Annone Est si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione

pubblicata nel PTUA 2016 dovute a una variazione del valore dell’indice IPAM rispetto all’indice ICF utilizzato

nel primo sessennio di monitoraggio e all’utilizzo dell’indice MacroIMMI, non considerato nella precedente

classificazione. In tutti i tre trienni di monitoraggio operativo, lo stato ecologico risulta scarso. Gli elementi di

qualità biologica indagati ricadono in stato scarso in tutti i trienni, mentre gli elementi fisico-chimici a

sostegno (LTLeco) risultano in stato sufficiente. Gli elementi chimici a sostegno conseguono uno stato

sufficiente nel triennio 2012-2014 ed elevato nel triennio 2014-2016 (Tabella 32).

Tabella 32. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del lago di Annone Est nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Annone Est

2009-2011 SCARSO SUFFICIENTE NON

CLASSIFICATO SCARSO Fitoplancton, LTLeco

2012-2014 SCARSO SUFFICIENTE SUFFICIENTE SCARSO Macrofite

2014-2016 SCARSO SUFFICIENTE ELEVATO SCARSO Macrofite


48

9.7 Stato chimico

Il PTUA 2016 stabilisce il 2021 il termine entro cui raggiungere gli obiettivi di buono stato chimico per il lago

di Annone Est (Tabella 33). Lo stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta non

buono (Tabella 34).

Tabella 33. Lago di Annone Est: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico del (PTUA 2016).


IT03POADAELN1LO Annone Est Civate Buono al 2021

Tabella 34. Stato chimico del lago di Annone Est nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Annone Est 2009-2014 NON BUONO

In Tabella 35 è mostrato lo stato chimico per ogni anno di monitoraggio e l’elemento che eventualmente ha

determinato lo stato chimico non buono. In Tabella 36 è riportato lo stato chimico nei tre trienni di

monitoraggio operativo.

Nei primi due trienni di monitoraggio operativo il lago di Annone Est ha conseguito uno stato chimico non

buono a causa di occasionali superamenti dello SQA-CMA per il mercurio e dello SQA-CA per il nichel. Nel

triennio 2014-2016 il lago ha invece conseguito uno stato chimico buono.

Tabella 35. Stato chimico del lago di Annone Est (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).

Corpo idrico Anno Stato chimico >SQA-MA >SQA-CMA

Annone Est

2009

NON BUONO - Mercurio 2010

2011

2012 BUONO - -

2013 BUONO - -

2014 BUONO - -

2015 BUONO - -

2016 BUONO - -

Tabella 36: Classificazione dello stato chimico del lago di Annone Est nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Annone Est


2012-2014 NON BUONO Nichel -

2014-2016 BUONO - -


49

10 LAGO DI ANNONE OVEST

10.1 Inquadramento

Il Lago di Annone Ovest appartiene, insieme al lago

gemello Annone Est, al reticolo idrografico dei

piccoli laghi briantei, situati nella fascia

intermorenica prealpina, a 224 metri sul livello del

mare. L’emissario principale è il contiguo Lago di

Annone Est, a cui è collegato attraverso uno stretto

canale poco profondo che si apre a sud dell’esile

penisola morenica che li separa.

La stazione di campionamento del lago è situata nel

punto di massima profondità, nel territorio del

Comune di Civate.


131/2008, il Lago di Annone Ovest appartiene al

tipo AL5 – Laghi/invasi sudalpini, poco profondi.

Per quanto riguarda le caratteristiche rispetto

all’estensione e alla frequenza della circolazione delle acque, il Lago di Annone Ovest è considerato dimittico,

con due periodi distinti di rimescolamento delle acque in autunno e in inverno, tra i quali si osserva un breve

periodo di stratificazione termica inversa con la presenza di una copertura di ghiaccio, anche molto estesa

negli inverni più rigidi. In Tabella 37 sono mostrate le caratteristiche morfometriche del bacino idrografico e

del lago.

Tabella 37. Morfometria e idrologia del Lago di Annone Ovest (Fonte dati: http://www.flanet.org/sites/default/files/pubb/qualitaacque%20lacustriinlomblaghilomb2004.PDF)

Bacino idrografico

Superficie 14,7 km2

Massima elevazione Monte Cornizzolo



Emissario principale Annone est

Lago

Superficie 1,7 km2


Perimetro 5,9 km



Profondità media 4 m


Volume 6,8∙106 m3






50


10.2.1 Trasparenza

La Figura 31 riporta graficamente l’andamento della trasparenza rilevata nel Lago di Annone Ovest nel

periodo di monitoraggio 2009-2016.

Figura 31. Andamento della trasparenza nel Lago di Annone Ovest.


La Figura 32 mostra l’andamento della temperatura della colonna d’acqua del Lago di Annone Ovest alla

circolazione primaverile per gli anni 2009-2016.

Figura 32. Profili di temperatura della colonna d’acqua del Lago di Annone Ovest alla circolazione primaverile.


51


L’ossigenazione delle acque del Lago di Annone Ovest ha subito negli anni di monitoraggio flessioni anche

severe in prossimità del fondo nei mesi estivi, durante la stratificazione termica. Il suo ridotto volume

ipolimnico fa sì che la decomposizione della materia organica consumi rapidamente l’ossigeno presente in

questo strato. In Figura 33 è mostrato il profilo dell’ossigeno disciolto (percentuale di saturazione) lungo la

colonna d’acqua del Lago di Annone Ovest al termine della stratificazione per gli anni 2009-2016.

Figura 33. Profili dell’ossigeno disciolto (percentuale di saturazione) a fine stratificazione dal 2009 al 2016.


In Figura 34 è mostrato l’andamento dell’azoto nitrico in superficie e in prossimità del fondo nel periodo di

monitoraggio 2009-2016 per il Lago di Annone Ovest.

Figura 34. Concentrazioni di azoto nitrico in superficie e in prossimità del fondo nei campionamenti dal 2009 al 2016.


52

In Figura 35 è mostrato l’andamento dell’azoto ammoniacale in superficie e in prossimità del fondo negli anni

2009-2016 per il Lago di Annone Ovest.

Il divario tra le concentrazioni riscontrate nel campione prelevato in superficie rispetto a quelle misurate nel

campione di fondo rivela la presenza, in fase di stratificazione termica, di un sensibile rilascio dai sedimenti

lacustri della forma di azoto in esame.

Figura 35. Concentrazioni di azoto ammoniacale in superficie e in prossimità del fondo nei campionamenti dal 2009 al 2016.

La concentrazione del fosforo totale nelle acque del Lago di Annone Ovest alla circolazione primaverile e alla

circolazione autunnale è mostrata rispettivamente nella Figura 36 e nella Figura 37.



53



10.3.1 Fitoplancton

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago di Annone Ovest si è

considerato per gli anni 2009-2014 il fitoplancton, in quanto risponde meglio al fattore di pressione legato

all’eutrofizzazione.

L’analisi delle comunità fitoplanctoniche del Lago di Annone Ovest nel periodo 2009-2014 evidenzia il

ricorrere di episodi di fioriture algali. Il gruppo che risulta più spesso essere causa di bloom è quello dei

cianobatteri, con una prevalenza della specie Woronichinia naegeliana, ad organizzazione coccale, che tende

a trovare le condizioni ottimali di sviluppo nel mese di ottobre. L’unico altro gruppo che ha dato luogo a

fioriture è quello delle dinoficee, con la specie Ceratium hirundinella. In Tabella 38 sono elencati i principali

eventi di fioriture algali e le specie responsabili.

Tabella 38. Eventi di fioriture algali nel Lago di Annone Ovest.

Corpo idrico Anno Mese Specie

Annone Ovest

2009 settembre Raphidiopsis mediterranea

2010 ottobre Woronichinia naegeliana

2011 settembre Ceratium hirundinella

2012 ottobre Microcystis aeruginosa

2012 novembre Microcystis aeruginosa


2014 luglio Aphanizomenon flos-aquae e Woronichinia naegeliana

2014 settembre Aphanizomenon flos-aquae e Woronichinia naegeliana



54

La produzione algale del Lago di Annone Ovest risulta elevata a causa della consistente riserva di nutrienti

disponibili.

Nella Figura 38 viene riportato l’andamento della clorofilla a nello strato eufotico del Lago di Annone Ovest

negli anni in cui è stato effettuato il monitoraggio della componente fitoplanctonica. In Figura 39 è invece

mostrato l’andamento del biovolume mensile. La retta in arancione, che rappresenta il valore medio annuo

di soglia per il passaggio dallo stato buono allo stato sufficiente dei due parametri indicatori, viene

oltrepassata dalla quasi totalità dei dati.

I picchi riscontrabili in entrambi i grafici ad agosto 2010 e a settembre 2011 sono concomitanti con una

massiccia presenza nelle acque del lago di Ceratium hirundinella, dinoficea caratterizzata da un biovolume

cellulare medio molto elevato. Il picco di clorofilla di settembre 2014 è invece riconducibile ad una fioritura

di Aphanizomenon flos-aquae e Woronichinia naegeliana.

Il gruppo che più spesso ha contribuito in maniera preponderante al biovolume mensile negli anni in esame

è stato quello dei cianobatteri, rappresentato dalla specie Microcystis aeruginosa oltre alle già citate

Aphanizomenon flos-aquae e Woronichinia naegeliana.

Figura 38. Concentrazioni di clorofilla a nello strato eufotico del Lago di Annone Ovest dal 2009 al 2014 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


55

Figura 39. Valori di biovolume nello strato eufotico del Lago di Annone Ovest dal 2009 al 2014 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

I valori dell’IPAM e delle singole metriche, espresse come concentrazione e RQE, ottenuti negli anni 2009-

2014 sono riportati nella Tabella 39.

Analizzando le singole metriche dell’indice, le più critiche sono risultate quelle della clorofilla a e del

biovolume fitoplanctonico medio, che superano costantemente il limite buono/sufficiente.

Tabella 39. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2014 per il Lago di Annone Ovest.

Corpo idrico Anno Clorofilla a

µg/L Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM STATO

B/S= 7,30 B/S= 2,30 B/S= 3,01 B/S= 0,60

Annone Ovest

2009 14,50 0,35 3,60 0,48 3,02 0,60 0,51 SUFFICIENTE

2010 24,40 0,19 16,40 0,18 3,20 0,70 0,45 SUFFICIENTE

2011 15,10 0,34 8,10 0,31 3,28 0,75 0,54 SUFFICIENTE

2012 11,92 0,45 4,83 0,43 2,99 0,59 0,51 SUFFICIENTE

2013 11,52 0,46 2,79 0,54 2,90 0,53 0,52 SUFFICIENTE

2014 31,87 0,14 11,46 0,24 2,85 0,50 0,35 SCARSO

In Tabella 40 sono riportati i valori medi di IPAM e la relativa classificazione di stato nei tre trienni di

monitoraggio del Lago di Annone Ovest. Nel triennio 2014-2016 il giudizio risulta scarso, negli altri due trienni

è invece sufficiente.


56

Tabella 40. Valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio del Lago di Annone Ovest.


Annone Ovest



2014-2016 0,35 SCARSO

10.3.2 Macrofite

La componente delle macrofite acquatiche è stata oggetto di monitoraggio nel 2016, contestualmente a

quella delle diatomee bentoniche.

La comunità è caratterizzata da una ridotta biodiversità, essendo costituita solo da cinque specie: Trapa

natans, Myriophyllum spicatum, Potamogeton crispus, Nymphaea alba e Nuphar lutea. Trapa natans

raggiunge molto spesso abbondanze elevate, in particolare nella zona del canale a bassa profondità che

collega il lago al bacino gemello.

La massima profondità di crescita è risultata al di sotto dei cinque metri di profondità a causa della ridotta

trasparenza delle acque del lago.

L’analisi della componente macrofitica, per la quale si riportano in Tabella 41 i valori degli indici misurati,

evidenzia uno stato di qualità ambientale scarso.

Tabella 41. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago di Annone Ovest.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Annone

Ovest 2016 0,40 0,39 0,32 0,37 SCARSO

10.3.3 Macroinvertebrati

L’indice BQIES (macroinvertebrati) non è applicabile ai fini della classificazione a tutti i corpi lacustri, poiché

l’intercalibrazione non si è conclusa per tutte le tipologie di laghi. L’indice è applicabile solo per i laghi con

profondità media superiore a 15 m (macrotipo L1, L2, I1, I2).

Per il Lago di Annone Ovest è stato comunque effettuato il monitoraggio di questa componente nel 2015.

Per la maggior parte dei campioni esaminati, la percentuale in termini di densità dei taxa con peso è stata

inferiore al 75% (limite stabilito per l’affidabilità dell’indice), a causa dell’elevato numero di tubificidi

immaturi con setole capillari presenti nel sedimento smistato.

Tra i ditteri, hanno raggiunto le densità più elevate le larve di Chironomus plumosus e Chaoborus flavicans; il

genere Limnodrilus è stato numericamente predominante tra gli oligocheti. Complessivamente la comunità

macrobentonica appare semplificata e composta soprattutto da taxa tolleranti alla compromissione della

qualità ambientale.


57


Nella Tabella 42 sono riportati i valori delle tre metriche che compongono l’LTLeco.


classificazione di stato per il Lago di Annone Ovest nei tre trienni di monitoraggio sono mostrati in Tabella

43. In tutti i trienni l’indice LTLeco è risultato sufficiente; le metriche relative al fosforo totale e all’ossigeno

ipolimnico hanno sempre ottenuto il punteggio minimo.

Tabella 42. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel Lago di Annone Ovest.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Annone Ovest

2009 27 1,9 7

2010 81 2,2 12

2011 32 2,4 1

2012 24 3,3 2

2013 20 3,3 6

2014 19 1,6 6

2015 18 3,3 14

2016 15 2,0 19

Tabella 43. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del Lago di Annone Ovest.

Corpo idrico

Triennio

Fosforo totale Trasparenza Ossigeno


µg/L P


Annone Ovest

2009-2011 47 3 2,2 3 7 3 9 SUFFICIENTE

2012-2014 21 3 2,7 3 5 3 9 SUFFICIENTE

2014-2016 17 4 2,3 3 13 3 10 SUFFICIENTE


Gli elementi chimici a sostegno monitorati nel Lago di Annone Ovest negli anni 2009-2016 sono: arsenico,

cromo totale, 2-clorotoluene, 4-clorotoluene, toluene, 1,1,1-tricloroetano, o-xilene, m-xilene, p-xilene.

In Tabella 44 è riportata la classificazione dello stato degli elementi chimici a sostegno per i tre trienni di

monitoraggio operativo e gli elementi che hanno registrato un eventuale superamento dei limiti SQA-MA e

LOQ.

L’unico superamento registrato è relativo al limite di quantificazione del cromo, avvenuto solo nel 2012, che

ha determinato quindi la classificazione del triennio 2012-2014.

Tabella 44. Elementi chimici a sostegno del Lago di Annone Ovest nei tre trienni di monitoraggio operativo.



Annone Ovest


2012-2014 BUONO - Cromo

2014-2016 ELEVATO - -


58

10.6 Stato ecologico


il lago di Annone Ovest (Tabella 45). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è


Tabella 45. Lago di Annone Ovest: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POADAOLN1LO Annone ovest Civate Buono al 2021

Tabella 46. Stato ecologico del Lago di Annone Ovest nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Annone Ovest 2009-2014 SUFFICIENTE




Nel caso del Lago di Annone Ovest non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione

pubblicata nel PTUA 2016.

Per il Lago di Annone Ovest nei tre trienni di monitoraggio operativo in esame lo stato ecologico risulta

rispettivamente sufficiente nei trienni 2009-2011 e 2012-2014 e scarso nel triennio 2014-2016.

Il fitoplancton (indice IPAM) ha sempre contribuito a determinare la classificazione dello stato ecologico: ha

ottenuto un giudizio sufficiente nei primi due trienni considerati, mentre nell’ultimo triennio il giudizio è

scarso, come quello restituito dall’indice delle macrofite (MacroIMMI). Gli elementi generali fisico-chimici

(LTLeco) risultano sempre in stato sufficiente, mentre gli elementi chimici a sostegno conseguono uno stato

buono nel triennio 2012-2014 ed uno stato elevato nel triennio successivo (Tabella 47).

Tabella 47. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago di Annone Ovest nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Annone Ovest



2012-2014 SUFFICIENTE SUFFICIENTE BUONO SUFFICIENTE Fitoplancton, LTLeco

2014-2016 SCARSO SUFFICIENTE ELEVATO SCARSO Macrofite, FP


59

10.7 Stato chimico


di Annone Ovest (Tabella 48). Lo stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta non

buono (Tabella 49).

Tabella 48. Lago di Annone Ovest: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POADAOLN1LO Annone ovest Civate Buono al 2021

Tabella 49. Stato chimico del lago di Annone Ovest nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Annone Ovest 2009-2014 NON BUONO

In Tabella 50 è riportato lo stato chimico per i tre trienni di monitoraggio operativo e gli elementi che hanno

registrato un eventuale superamento dei limiti SQA-MA e SQA-CMA.

I superamenti riscontrati sono relativi allo SQA-CMA del mercurio, limitatamente al 2013, e del nichel, solo

nel 2015: tali superamenti hanno determinato lo stato non buono per i trienni 2012-2014 e 2014-2016.

Nel triennio 2009-2011, invece, il Lago di Annone Ovest ha conseguito uno stato chimico buono.

Tabella 50. Stato chimico del Lago di Annone Ovest nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Annone Ovest

2009-2011 BUONO - -


2014-2016 NON BUONO - Nichel


60

11 LAGO DI CASTELLARO

11.1 Inquadramento

Il piccolo laghetto di Castellaro appartiene

al Sito di Importanza Comunitaria (SIC) e

Zona Speciale di Conservazione (ZSC)

"Complesso Morenico di Castellaro

Lagusello". Dal punto di vista tipologico, ai

sensi del DM 131/2008, il Lago appartiene

al tipo AL4 -Laghi subalpini polimittico.

Per quanto riguarda le caratteristiche

rispetto alla estensione e la frequenza

della circolazione delle acque il lago è

considerato polimittico, con rari periodi di

stratificazione termica permanente.

I parametri morfometrici precisi non sono

disponibili per questo lago, fatta eccezione

per la profondità massima che è pari a 5

metri.


La trasparenza delle acque di questo lago è molto ridotta principalmente a causa della presenza di consistenti

biomasse fitoplanctoniche (Figura 40). I valori minimi sono stati misurati in corrispondenza dei massimi di

biomassa algale prodotta nei periodi estivi. Valori di trasparenza di questo ordine di grandezza sono propri

di ambienti ipereutrofi.

Figura 40. Andamento della trasparenza nel lago di Castellaro.


61


La profondità relativamente elevata rispetto al volume d’acqua ed alla superficie limitata consente la

formazione di una stratificazione termica stabile di breve durata, come è possibile verificare nella Figura 41,

che riporta l’andamento temporale delle temperature dal 2009 al 2016. L’inerzia termica è contenuta e

quindi vi è una notevole differenza tra i valori minimi invernali e quelli massimi estivi. Si osserva che d’estate

le temperature superficiali sono molto elevate.

Figura 41. Andamento della temperatura in superficie e sul fondo nel lago di Castellaro dal 2009 al 2016.


La saturazione dell’ossigeno disciolto risente molto dell’elevato stato trofico, con produzione algale

consistente negli strati superficiali e consumo a causa dei processi di mineralizzazione sul fondo, a causa della

grande quantità di sostanza organica prodotta negli strati superficiali. Si spiega così la sovrasaturazione in

superficie e l’anossia raggiunta sul fondo (Figura 42).


62

Figura 42. Andamento della saturazione dell’ossigeno disciolto in superficie e sul fondo nel lago di Castellaro dal 2009 al 2016.


Per ciò che riguarda le forme dell’azoto quella dei nitrati è la prevalente. In Figura 43 è mostrato l’andamento

dell’azoto nitrico in superficie e sul fondo. I valori di concentrazione variano molto nel corso delle stagioni ed

arrivano ad essere molto elevate in periodi nei quali vi è probabilmente un grosso apporto dal dilavamento

dei terreni coltivati. È molto evidente l’utilizzo di questa fonte di azoto da parte del fitoplancton.

Per ciò che riguarda l’azoto ammoniacale, le concentrazioni elevate sono state registrate sia in superficie che

sul fondo (Figura 44). I picchi di azoto ammoniacale sono associabili a quelli provenienti dal dilavamento dei

terreni agricoli circostanti.

Figura 43. Concentrazioni di azoto nitrico in superficie e sul fondo dal 2009 al 2016.


63

Figura 44. Concentrazioni di azoto ammoniacale in superficie e sul fondo dal 2009 al 2016.

La concentrazione di fosforo totale è sempre elevata, soprattutto sul fondo nel periodo di rilascio anaerobico

(Figura 45). Anche in questi casi il contributo principale è dato dalla frazione organica.

Figura 45. Concentrazione di fosforo totale lungo la colonna d’acqua dal 2009 al 2016.


64


Gli elementi di qualità biologica che meglio rispondono all’eutrofizzazione, principale fattore di pressione,

sono quelli vegetali: fitoplancton, macrofite e diatomee che sono in competizione per i nutrienti presenti

nella colonna d’acqua. Per laghi polimittici caratterizzati da bassa profondità la vegetazione acquatica è

significativa per la valutazione della risposta all’eutrofizzazione. Per questo per il 2009, 2010 e 2011 è stato

scelto il fitoplancton come elemento di qualità biologica e successivamente sono state monitorate le

macrofite.

11.3.1 Fitoplancton

La comunità fitoplanctonica del Lago di Castellaro negli anni 2010, 2011 e 2012 ha raggiunto valori di

biomassa molto elevati, tipici di un corpo idrico ipertrofico. Le specie dominanti sono state, con diversi

rapporti di dominanza nel corso degli anni, Cylindrospermopsis raciborskii, Cryptomonas ovata,

Aphanizomenon flos aquae, Plagioselmis nannoplanctica, Oocystis sp. e Coelastrum microporum. La cosa più

interessante riscontrata è la comparsa di Cylindrospermopsis raciborskii, cianobatterio potenziale produttore

delle tossine nodularine.

In Figura 46 è mostrato l’andamento delle concentrazioni di clorofilla a sia in superficie che nello strato di

fondo, da cui si evince l’elevatissimo stato di trofia.

Figura 46. Concentrazioni di clorofilla a in superficie e nello strato di fondo (la linea rossa rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

In Figura 47 è mostrato l’andamento del biovolume mensile totale per il periodo 2010-2014.


65

Figura 47. Valori di biovolume nel periodo 2010-2014 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

I valori dell’IPAM e delle singole metriche, espresse come concentrazione e RQE, ottenuti nel 2010-2012 sono

riportati nella Tabella 51, mentre in Tabella 52 sono riportati i valori medi di IPAM e relativa classificazione

di stato nei tre trienni di monitoraggio. I valori di clorofilla a media annuale sono derivati dalla media dei

valori di clorofilla nei campioni prelevati nello strato superficiale e in quello di fondo.

Tabella 51. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2010 al 2014 nella stazione di campionamento del lago di Castellaro.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 8,00

B/S= 2,70 B/S= 3,01

B/S= 0,60

Castellaro

2010 55,4 0,09 5,97 0,45 3,18 0,69 0,48 SUFFICIENTE

2011 107,9 0,04 8,88 0,39 2,77 0,47 0,35 SCARSO

2012 88,7 0,05 6,79 0,41 2,78 0,46 0,35 SCARSO

2014 31,3 0,17 13,00 0,27 2,67 0,40 0,31 SCARSO

Tabella 52. Valori medi di IPAM medi e relativa classificazione di stato nel triennio di monitoraggio del lago di Castellaro.


Castellaro 2009-2011 0,42 SUFFICIENTE

2012-2014 0,33 SCARSO


66

11.3.2 Macrofite

Per quanto riguarda le macrofite in questo lago è stata trovata una sola specie con foglie galleggianti in una

piccola porzione del lago. La produzione algale elevatissima, e quindi la bassa trasparenza, impediscono lo

sviluppo delle idrofite sommerse che pare fossero molto rigogliose nei periodi antecedenti l’eutrofizzazione.

I valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono sono riportati in Tabella 53.

Tabella 53. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago di Castellaro.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Castellaro 2015 0,20 0,45 0,00 0,22 SCARSO

11.3.3 Diatomee

Nell’anno 2015 sono stati effettuati campionamenti per raccogliere le diatomee bentoniche in tre punti. Le

specie più comuni ritrovate nei campioni sono state Fragilaria ulna var. acus (Kützing) Lange-Bertalot,

Achnanthidium eutrophilum (Lange-Bertalot) Lange-Bertalot e Nitzschia amphibia Grunow. Non è stato

possibile calcolare l’indice EPI-L perché non è stata superata la soglia di applicabilità dell’indice.


67


Nella Tabella 54 sono riportati i valori dei singoli parametri che c concorrono al calcolo dell’LTLeco.



tutti i trienni e per tutte le stazioni lo stato dell’indice LTLeco colloca il lago in stato sufficiente. La

concentrazione elevata di fosforo e le basse trasparenze hanno caratterizzato le acque di questo lago.

Tabella 54. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago di Castellaro.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Castellaro

2009 165 1,0 69

2010 115 1 44

2011 95 0,8 25

2012 130 1,0 0

2013 165 0,5 0

2014 205 0,7 12

2015 150 0,5 0

2016 197 0,4 70

Tabella 55. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio del lago di Castellaro.




Castellaro

2009-2011 125 3 0,9 3 46 4 10 SUFFICIENTE

2012-2014 167 3 0,7 3 4 3 9 SUFFICIENTE

2014-2016 184 3 0,5 3 27 3 9 SUFFICIENTE


Lo stato degli elementi chimici a sostegno è riportato in Tabella 56.

Tabella 56. Stato degli elementi chimici a sostegno per il lago di Castellaro.



Castellaro

2009-2011 ELEVATO -

2012-2014 BUONO - Arsenico



68



il lago di (Tabella 57). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è scarso (Tabella

58).

Tabella 57. Lago di Castellaro: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POMICALN1lo Lago di Castellaro Monzambano Buono al 2027

Tabella 58. Stato ecologico lago di Castellaro nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Lago di Castellaro 2009-2014 SCARSO




Nel caso del Lago di Castellaro non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione


Per il Lago di Castellaro lo stato ecologico risulta sufficiente per il triennio 2009-2011 e scarso per i due trienni

successivi (Tabella 59).

Tabella 59. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del lago di Castellaro nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Castellaro

2009-2011 SUFFICIENTE SUFFICIENTE ELEVATO SUFFICIENTE Fitoplancton, LTLeco

2012-2014 SCARSO SUFFICIENTE BUONO SCARSO Fitoplancton, LTLeco

2014-2016 SCARSO SUFFICIENTE BUONO SCARSO Macrofite


69

11.7 Stato chimico


di Castellaro (Tabella 60). Lo stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta non

buono (Tabella 61).

Tabella 60. Lago di Castellaro: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POMICALN1LO Castellaro Monzambano Buono al 2027

Tabella 61. Stato chimico del lago di Castellaro nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Castellaro 2009-2014 NON BUONO

Nel primo triennio di monitoraggio operativo il corpo idrico ha conseguito uno stato chimico buono mentre

nei due successivi trienni lo stato chimico è risultato non buono a causa del superamento dello SQA-CMA per

il mercurio (Tabella 62). Occorre sottolineare che tali superamenti sono sempre risultati occasionali, rilevati

a profondità diverse e solo nell’anno 2014; nel 2015 e nel 2016 non sono stati più riscontrati superamenti

per il mercurio.

Tabella 62. Stato chimico del lago di Castellaro nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Castellaro

2009-2011 BUONO - -


2014-2016 NON BUONO Mercurio


70

12 LAGO DI COMABBIO

12.1 Inquadramento

Il Lago di Comabbio è un lago poco

profondo di dimensioni modeste della

fascia intermorenica prealpina.

Gli immissari sono costituiti

esclusivamente da corsi d’acqua minori a

carattere torrentizio (Rio della Ghiacciaia,

Rio del Cimitero di Comabbio, Rio

Gerbiasco, Rio Mercallo). L’emissario è il

Canale Brabbia che collega il Lago di

Comabbio al Lago di Varese dopo aver

attraversato la Riserva Naturale della

Palude Brabbia. La sua portata è regolata

da una stazione di chiusura posta poco a

valle dell’uscita dal lago.

La ridotta profondità, sia in termini di

valore massimo (8 metri) che medio (4,6

metri) lo rendono un lago polimittico in

termini di estensione e frequenza della

circolazione delle acque. Ai sensi del DM

131/2008, il Lago di Comabbio appartiene al tipo AL4 - Laghi subalpini, polimittici.

Il suo bacino idrografico ha un’estensione limitata, comprendente il territorio di cinque comuni e rientra

all’interno del bacino idrografico del Lago di Varese.

Il lago di Comabbio fa parte del SIC IT2010008 “Lago di Comabbio” la cui superficie è costituita per il 75% dal

lago stesso.

In Tabella 63 sono riportate le caratteristiche morfometriche del bacino idrografico e del lago.

Tabella 63. Morfometria e idrologia del Lago di Comabbio.

(Fonte dati: http://www.flanet.org/sites/default/files/pubb/qualitaacque%20lacustriinlomblaghilomb2004.PDF)

Bacino idrografico

Superficie 15,3 km2

Massima elevazione Monte Pelada



Emissario principale Canale Brabbia


71

Lago

Superficie 3,59 km2


Perimetro 9 km





Volume 16,6 106m3


Stratificazione termica Polimittico


12.2.1 Trasparenza

La trasparenza (Figura 48) ha un andamento antitetico rispetto a quello della produzione algale, con minimi

annuali quasi sempre inferiori ai 2 metri e medie annue nella maggior parte dei casi inferiori ai 3 metri, valori

tipici di ambienti aventi una produzione algale significativa.

La bassa trasparenza media annua è caratteristica di un ambiente apparentemente ancora eutrofizzato,

nonostante le concentrazioni dei nutrienti, soprattutto nell’ultimo triennio, siano modeste.

Il 2016 invece è contraddistinto da valori di trasparenza più elevati che nei campioni invernali e primaverili

hanno raggiunto i 6 metri determinando una media annua di 4,5 metri.

Figura 48. Andamento della trasparenza nella stazione di Varano Borghi.


72


Il grafico della temperatura (Figura 49) mostra chiaramente come la ridotta profondità del lago determini un

andamento molto simile in superficie e in prossimità del fondo. Al termine del periodo invernale le acque

superficiali subiscono un progressivo riscaldamento che si estende durante il periodo estivo quasi all’intera

colonna d’acqua.

Pur non essendo possibile individuare un vero e proprio ipolimnio, a partire dalla metà di aprile si delinea

uno strato caratterizzato da un gradiente di temperatura superiore a 1°C/metro e una sorta di separazione

delle acque prossime al fondale, come evidenziato dai profili dell’ossigeno. Nel mese di settembre si ritorna

alla piena circolazione che si mantiene anche nei mesi successivi.

Figura 49. Andamento della temperatura in superficie e nello strato di fondo nel lago di Comabbio dal 2009 al 2016.


L’ossigeno ha un andamento costante lungo il profilo verticale fino a circa 5,5 metri. Solo lo strato più

profondo durante il periodo estivo rimane piuttosto isolato; in questo strato l’ossigeno è soggetto ad una

diminuzione della sua concentrazione, che in alcuni casi scende sensibilmente sotto la soglia del 40% di

saturazione in prossimità del fondale (Figura 50).

Nella maggior parte del profilo verticale i processi fotosintetici del fitoplancton determinano un buon tenore

di ossigeno, con picchi di sovrasaturazione che evidenziano la natura produttiva del lago.


73

Figura 50. Profili della concentrazione di ossigeno disciolto a fine stratificazione dal 2009 al 2016.


L’azoto nitrico è quasi sempre inferiore al limite di quantificazione, presumibilmente perché assimilato dalla

comunità fitoplanctonica che occupa l’intera colonna d’acqua.

L’azoto ammoniacale (Figura 51) in genere ha un andamento simile sia in superficie che sul fondo con una

corrispondenza temporale tra i picchi alle due profondità e con valori massimi annui perlopiù riscontrati nei

campioni tardo autunnali.

Anche il fosforo ha un andamento simile sulla colonna d’acqua (Figura 52), soprattutto nell’ultimo triennio.

Storicamente gli scostamenti più significativi tra i campioni superficiali e quelli profondi si sono verificati nel

mese di giugno. È possibile che l’omogeneizzazione delle temperature che si verifica in estate determini la

ridistribuzione del nutriente su un volume maggiore nei mesi di luglio-agosto.

Alla circolazione invernale le concentrazioni di fosforo sulla colonna sono contenute, prossime alla soglia dei

12 µg/L nell’ultimo triennio.

Si segnala infine il picco di nutrienti riscontrato sul fondo a giugno 2010, quando sia l’azoto ammoniacale che

il fosforo hanno raggiunto valori significativi e decisamente più elevati rispetto a quelli di superficie. La

corrispondente concentrazione di ossigeno esclude l’ipotesi di un rilascio anossico da parte dei sedimenti,

mentre l’episodio potrebbe essere messo in relazione all’elevata produzione algale dovuta ad una massiccia

fioritura di Dolichospermum planctonicum.


74

Figura 51. Concentrazioni di azoto ammoniacale in superficie e nello strato di fondo nei campionamenti dal 2009 al 2016.

Figura 52. Concentrazioni di fosforo totale in superficie e nello strato di fondo nei campionamenti dal 2009 al 2016.


12.3.1 Fitoplancton

Nel periodo 2009-2014 lo stato ecologico del lago è stato valutato attraverso la comunità fitoplanctonica.

Sia i valori medi che i valori massimi annuali di biovolume algale evidenziano la natura produttiva del lago

che storicamente ha raggiunto picchi particolarmente elevati soprattutto nel triennio 2009-2011 in occasione


75

di importanti episodi di fioritura algale (Tabella 64). Il picco di biovolume più significativo nel giugno 2010 è

legato alla proliferazione di Dolichospermum planctonicum, cianobatterio potenzialmente tossico. Si ricorda

inoltre la massiccia fioritura di Woronichinia naegeliana che a settembre 2008 ha ricoperto gran parte della

superficie lacustre.

In termini di biovolume la comunità è costituita principalmente da diatomee e cianobatteri, cui si aggiungono

le criptoficee in alcuni anni.

Prendendo in esame i valori di densità, appare evidente come i cianobatteri siano di gran lunga la classe più

abbondante rispetto alle altre, fatta eccezione per i soli campioni di inizio anno contraddistinti dalla presenza

di diatomee, crisoficee e criptoficee. La presenza di generi caratterizzati da colonie composte da un numero

molto elevato di cellule può spiegare le elevate abbondanze relative raggiunte dai cianobatteri a partire dal

mese di maggio.

Le diatomee sono presenti principalmente con la famiglia delle Fragilariaceae, in particolare con Fragilaria

crotonensis, Asterionella formosa, Aulacoseira granulata e con Centrales dei generi Cyclotella e

Stephanodiscus.

Le Cianoficee sono presenti con numerose specie sia appartenenti alle Nostocales che alle Chroococcales: le

prime con Dolichospermum planctonicum, Aphanizomenon flos-aquae, Aphanizomenon spp., le seconde con

Woronichinia naegeliana, Microcystis aeruginosa, Microcystis spp.

Molte delle specie citate sono considerate caratteristiche di ambienti eutrofi.

Tabella 64. Eventi di fioriture algali nel lago di Comabbio.


Comabbio

2008 Febbraio Pseudanabaena spp.

2008 Settembre Woronichinia naegeliana

2010 Marzo Cryptomonas, Plagioselmis nannoplanctica

2010 Giugno-settembre Dolichospermum planctonicum

2011 Febbraio Cyclotella ocellata

In Figura 53 si riporta l’andamento della clorofilla relativo alla zona eufotica nel sessennio. I picchi di clorofilla

raggiungono concentrazioni elevate, soprattutto nel 2010 e nel 2013 con punte superiori ai 30 µg/L e

sottolineano la natura produttiva del lago.

Sia i valori massimi che le medie annue sono caratteristici di un ambiente ancora eutrofizzato in base ai limiti

proposti dall’OECD. Le medie annue inoltre sono superiori agli 8 µg/L, che corrispondono al limite di classe

tra buono e sfficiente in base alla normativa vigente.

In Figura 54 è mostrato l’andamento del biovolume, contraddistinto da picchi significativi soprattutto nel

triennio 2009-2011, con un massimo storico legato alla fioritura di Dolichospermum planctonicum a giugno

2010. Le medie annue sono sempre superiori alla soglia dei 2,70 mm3/L, cui corrisponde il limite di classe tra

buono e sufficiente, ma nel 2012 e nel 2014 sono sensibilmente inferiori agli altri anni.


76

Figura 53. Concentrazioni di clorofilla a nella zona eufotica del Lago di Comabbio dal 2009 al 2014 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 54. Valori di biovolume nel periodo 2009-2014 del Lago di Comabbio (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

I valori dell’indice IPAM utilizzato per la classificazione delle singole metriche, espresse come concentrazione

e RQE normalizzato, sono riportati nella Tabella 65. mentre in Tabella 66 sono riportati i valori medi di IPAM

e la relativa classificazione di stato nei trienni di monitoraggio 2009-2011 e 2012-2014.

Le metriche quantitative influiscono sul giudizio complessivo impedendo il raggiungimento del buono stato

ecologico e indicano come, nonostante le concentrazioni di nutrienti si siano ridotte rispetto al passato e non

siano particolarmente elevate, permanga una produzione algale consistente. La metrica qualitativa basata

sulle specie presenti invece fornisce un giudizio migliore.


77

Complessivamente nei due trienni di monitoraggio l’EQB fitoplancton indica uno stato sufficiente, cui

corrisponde comunque una moderata alterazione rispetto alle condizioni naturali del lago e un aumento della

frequenza e dell’intensità dei fenomeni di fioritura algale.

Tabella 65. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2014 nel lago di Comabbio.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 8,00 B/S= 2,70 B/S= 3,01

B/S= 0,60

Comabbio

2009 13,5 0,42 4,89 0,45 3,08 0,64 0,54 SUFFICIENTE

2010 18,5 0,31 8,31 0,35 2,82 0,49 0,41 SUFFICIENTE

2011 17,1 0,33 5,27 0,44 3,04 0,61 0,50 SUFFICIENTE

2012 13,9 0,41 2,94 0,57 3,32 0,77 0,63 BUONO

2013 12,9 0,43 4,02 0,49 2,98 0,58 0,52 SUFFICIENTE

2014 11,4 0,47 2,86 0,58 2,95 0,56 0,55 SUFFICIENTE

Tabella 66. Valori medi di IPAM medi e relativa classificazione di stato nei due trienni di monitoraggio del lago di Comabbio


Comabbio 2009-2011 0,48 SUFFICIENTE


12.3.2 Macrofite

Nell’ultimo triennio di monitoraggio per la valutazione dello stato ecologico sono state scelte le macrofite. Il

monitoraggio della comunità si è svolto nel 2016 e ha permesso di individuare 49 siti cui corrispondono

altrettanti transetti di campionamento. Complessivamente sono state censite 10 specie tra cui le più diffuse

sono Najas marina, Trapa natans, Myriophyllum spicatum, Nymphaea alba.

In Tabella 67 si riportano i valori delle metriche utilizzate per il calcolo dell’indice MacroIMMI.

Il punteggio trofico evidenzia come le specie più abbondanti, Trapa natans in particolare, siano

caratteristiche di ambienti piuttosto eutrofizzati e incide negativamente sul risultato finale analogamente

all’Indice di Dissimilarità di Bray&Curtis che indica un allontanamento consistente rispetto a siti di ambienti

considerati di riferimento.

La massima profondità di colonizzazione è di circa 4 metri: considerata la natura del lago e la sua ridotta

profondità massima la metrica ottiene un buon punteggio.

L’indice MacroIMMI assegna nel complesso uno stato sufficiente, quindi indica il mancato raggiungimento

dell’obiettivo di buono stato ecologico.

Si segnala infine la presenza della specie esotica Nelumbo nucifera, identificata in 3 siti dove raggiunge

coperture considerevoli, soprattutto nelle vicinanze dell’emissario Canale Brabbia.


78

Tabella 67. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago di Comabbio.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Comabbio 2016 0,66 0,39 0,34 0,46 SUFFICIENTE


Nella Tabella 68 sono riportati i valori dei singoli parametri che compongono l’indice LTLeco (Livello Trofico

dei Laghi per lo stato ecologico) dal 2009 al 2016.

Si tratta di parametri direttamente correlati al livello trofico del lago pertanto forniscono informazioni utili

sul suo stato di salute e integrano quelle fornite dagli elementi di qualità biologica.

Le concentrazioni medie di fosforo alla circolazione invernale nell’ultimo triennio sono vicine alla soglia dei

12 µg/L, valore modesto al di sotto della quale si ottiene il punteggio più elevato. Dal 2013 al 2016 si sono

sempre mantenute al di sotto dei 20 µg/L. La ridotta profondità del lago fa in modo che le concentrazioni di

ossigeno disciolto al di sotto dei 5 metri nel periodo di stratificazione, pur andando incontro ad una

diminuzione, non scenda quasi ami al di sotto della soglia del 40%. Tale situazione si è verificata solo nel 2009

e nel 2015 pertanto nel lago non si verifica il fenomeno di rilascio anossico di fosforo dai sedimenti.

Il parametro che ottiene i punteggi più bassi è la trasparenza, che riflette la produzione algale ancora

consistente, scendendo al di sotto dei 3 metri di media annua in molti casi.

Essendo sottoposto a monitoraggio operativo la classificazione viene effettuata sulla base delle medie

triennali dei parametri che compongono l’indice LTLeco. I risultati sono riportati in Tabella 69.

Nell’ultimo triennio il lago ottiene un giudizio Buono. La trasparenza media annua del 2014, la più alta della

serie storica esaminata, compensa i valori inferiori del biennio 20114-2015 e permette il raggiungimento

della seconda classe.

Tabella 68. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago di Comabbio.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Comabbio

2009 21 2,6 12

2010 26 3,2 71

2011 7 3,1 48

2012 29 2,7 57

2013 2,5 2,5 73

2014 14 2,8 74

2015 14 2,7 35

2016 12 4,5 78


79

Tabella 69. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del Lago di Comabbio




Comabbio

2009-2011 18 4 3,0 4 44 4 12 BUONO

2012-2014 15 4 2,7 3 68 4 11 SUFFICIENTE

2014-2016 13 4 3,3 4 62 4 12 BUONO


Gli elementi chimici a sostegno non sono stati monitorati nel triennio 2009-2011, ma solo a partire dal 2012.

In particolare, in base all’analisi delle pressioni si è scelto di ricercare il cromo e, dal 2016, anche l’arsenico.

Nonostante il superamento del limite di quantificazione per l’arsenico in alcuni campioni, le concentrazioni

medie annue dei due parametri sono sempre state inferiori al LOQ e agli SQA stabiliti dalla normativa (Tabella

70).

Tabella 70. Stato degli elementi chimici a sostegno per il lago di Comabbio.

Corpo idrico Triennio Stato elementi chimici a sostegno >SQA-MA Media annua >LOQ

Comabbio


2012-2014 ELEVATO - -

2014-2016 ELEVATO - -


80


Il PTUA 2016 stabilisce al 2021 il termine entro cui raggiungere gli obiettivi di buono stato ecologico per il

lago di Comabbio (Tabella 71). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è


Tabella 71. Lago di Comabbio: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POTICOLN1LO Comabbio Varano Borghi Buono al 2021

Tabella 72. Stato ecologico lago di Comabbio nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Comabbio 2009-2014 SUFFICIENTE




Nel caso del Lago di Comabbio non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione


I risultati dei trienni di monitoraggio operativo finora conclusi sono riportati in Tabella 73. La classificazione

dello stato ecologico è determinata dagli elementi di qualità biologica scelti (fitoplancton e macrofite) che

assegnano al lago uno stato sufficiente. Solo nel triennio 2012-2014 contribuiscono al mancato

raggiungimento dell’obiettivo anche gli elementi chimico fisici a sostegno (LTLeco). Gli elementi chimici a

sostegno conseguono lo stato elevato.

Tabella 73. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico del Lago di Comabbio nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Comabbio

2009-2011 SUFFICIENTE BUONO NON

CLASSIFICATO SUFFICIENTE Fitoplancton


2014-2016 SUFFICIENTE BUONO ELEVATO SUFFICIENTE Macrofite


81

12.7 Stato chimico

Il PTUA 2016 stabilisce per il lago di Comabbio il mantenimento del buono stato chimico (Tabella 74). Lo stato


Tabella 74. Lago di Comabbio: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POTICOLN1LO Comabbio Varano Borghi Mantenimento dello stato buono

Tabella 75. Stato chimico del lago di Comabbio nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Comabbio 2009-2014 BUONO

In base all’analisi delle pressioni, tra le sostanze dell’elenco di priorità si è stabilito di monitorare cadmio,

piombo e mercurio dal 2010, cui si è aggiunto il nichel dal 2012.

Nel primo triennio di monitoraggio (Tabella 76) il lago non ha raggiunto l’obiettivo a causa di un superamento

della concentrazione media annua (SQA-MA) e della concentrazione massima ammissibile (SQA-CMA) per il

mercurio. Si sottolinea che il parametro è stato rilevato in occasione di un solo campionamento.

Nei trienni successivi vengono rispettati tutti gli standard di qualità ambientale per le sostanze dell’elenco di

priorità monitorate.

Tabella 76. Stato chimico del lago di Comabbio nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Comabbio

2009-2011 NON BUONO Mercurio Mercurio

2012-2014 BUONO

2014-2016 BUONO


82

13 LAGO DI COMO

13.1 Inquadramento

Il Lago di Como, o Lario, è suddivisibile in tre

sottobacini caratterizzati da differenze morfologiche

e idrodinamiche. In particolare i tempi di ricambio

delle acque dei bacini orientale e occidentale sono

molto differenti; l’assenza di un emissario, la

profondità elevata (425 m) e la presenza di una

soglia determinano, per il bacino occidentale, un

ricambio idrico più lento, rendendo lo stesso molto

più vulnerabile all’immissione di carichi di nutrienti.

Sul lago sono stati individuati 2 corpi idrici (bacino di

Como e bacino di Lecco), in ciascuno dei quali sono

collocate 2 stazioni di campionamento. Dal punto di

vista tipologico, ai sensi del DM 131/2008, il Lago di

Como appartiene al tipo AL3 - Grandi laghi profondi

subalpini.

Per quanto riguarda le caratteristiche rispetto alla estensione e la frequenza della circolazione delle acque il

lago è considerato oligomittico; il rimescolamento completo avviene solo in anni caratterizzati da inverni

freddi e ventosi. I tributari più importanti sono: fiume Adda, fiume Mera, torrente Breggia, torrente Cosia,

torrente Pioverna, Torrente Liro e Torrente Livo.

In Tabella 77 sono riportate le caratteristiche morfometriche del bacino idrografico e del lago.

Tabella 77. Morfometria e idrologia del Lago di Como (Fonte dati: http://www.flanet.org/sites/default/files/pubb/qualitaacque%20lacustriinlomblaghilomb2004.PDF)

Bacino idrografico

Superficie 4.508 km2

Massima elevazione Pizzo Bernina

Quota massima 4.050 m slm

Immissario principale Fiume Adda

Emissario principale Fiume Adda

Lago

Superficie 145 km2


Perimetro 170 km






Volume 22.500 106 m3

Volume utile alla massima regolazione 246,5 106 m3


Stratificazione termica Olo-oligomittico



13.2.1 Trasparenza

La trasparenza ha raggiunto raramente valori al di sotto dei 4 metri. I valori minimi si sono riscontrati in

corrispondenza delle fioriture primaverili di diatomee: in questo periodo si è sempre osservato il massimo

valore annuo di biovolume algale. I valori massimi di trasparenza sono diminuiti sensibilmente negli ultimi 3

anni, in parte a causa della riduzione dello strato rimescolato (Figura 55).

Figura 55. Andamento della trasparenza nella stazione di Dervio dal 2007 al 2016.


La temperatura influenza gli ecosistemi lacustri sia in maniera diretta, agendo sul metabolismo degli

organismi, che in maniera indiretta, determinando la densità delle acque e quindi anche la struttura della

colonna d’acqua. Nel 2016 la temperatura superficiale nei mesi estivi in corrispondenza della stazione di

Dervio non ha raggiunto valori particolarmente elevati (Figura 56). Con l’innalzamento delle temperature

medie dell’aria avvenuto negli ultimi decenni la porzione di colonna d’acqua soggetta al mescolamento

primaverile si è ridotta, come evidente in corrispondenza della stazione di massima profondità ad Argegno.


84

Figura 56. Profili di temperatura della colonna d’acqua a marzo-aprile nella stazione di Argegno.

13.2.3 Profondità di mescolamento

La profondità dello strato rimescolato è determinata dalla temperatura dell’aria e dalla intensità e durata dei

venti prevalenti. La profondità di mescolamento (Zmix) condiziona le concentrazioni ossigeno ipolimnico

(Figura 57) e presenta una relazione inversa con la temperatura media dell’aria misurata nei mesi di

dicembre, gennaio e febbraio (Tmed DJF; Figura 58).

Figura 57. Relazione tra profondità di mescolamento (Zmix) e ossigeno ipolimnetico nella stazione di Dervio.


85

Figura 58. Relazione tra profondità di mescolamento (Zmix) e temperatura media dell’aria dei mesi di dicembre, gennaio e febbraio (Tmed DJF) nella stazione di Dervio.


La concentrazione dell’ossigeno disciolto è strettamente legata ai parametri chimico-fisici che ne

determinano la solubilità ed ai processi di fotosintesi ed ossidazione della materia organica presente nelle

acque. Nei laghi i momenti più critici per questo parametro si verificano nei mesi estivi in presenza della

stratificazione termica. Nell’ipolimnio infatti i processi di decomposizione della materia organica consumano

l’ossigeno presente che non può essere ripristinato vista la barriera che si crea tra i due strati della colonna

d’acqua. Le caratteristiche morfometriche influiscono parecchio, determinando un diverso rapporto tra i

volumi della zona trofogena e della zona trofolitica. Nel caso di grandi laghi profondi soggetti a fenomeni di

olomissi l’ossigenazione degli strati profondi è in diretta dipendenza con gli eventi atmosferici che

determinano la profondità di mescolamento. A sua volta la valutazione del profilo della concentrazione

dell’ossigeno disciolto lungo la colonna d’acqua nei periodi tardo autunnale e, successivamente, primaverile

consentono di determinare la profondità a cui è avvenuto il mescolamento delle acque.

Nel 2016 il ritardo con cui è avvenuto il campionamento primaverile ha determinato alcune difficoltà nel

definire la massima profondità di mescolamento. Con ragionevole certezza il mescolamento è avvenuto per

i primi 70 metri circa della colonna d’acqua (Figura 59). Il progressivo aumento delle temperature dell’aria

avvenuto negli ultimi anni ha provocato la diminuzione della profondità di mescolamento e la conseguente

diminuzione della concentrazione di ossigeno negli strati più profondi (Figura 60).

L’evoluzione delle concentrazioni di ossigeno disciolto in relazione ai cambiamenti climatici in corso ha

stimolato la realizzazione di alcuni lavori sinottici in collaborazione con vari Enti di ricerca (e.g. Salmaso et al.,

2014; Rogora et al., submitted).


86

Figura 59. Profili della concentrazione di ossigeno disciolto a fine stratificazione dal 2004 al 2016 nella stazione di Argegno.

Figura 60. Profilo della saturazione dell’ossigeno disciolto nelle stazioni di Dervio e Argegno nei periodi di mescolamento e fine stratificazione nel 2015 e 2016.


Per ciò che riguarda le forme dell’azoto quella dei nitrati è la prevalente ed è la fonte utilizzata dal

fitoplancton come è possibile vedere dalla Figura 61. In superficie raggiunge i valori minimi di concentrazione

in corrispondenza di una forte attività fotosintetica, mentre le concentrazioni di ammonica e nitriti sono

molto contenute e non sono quindi riportate in un grafico.


87

Figura 61. Concentrazioni di azoto nitrico lungo in superficie e nello strato di fondo nei campionamenti dal 2009 al 2016 nella stazione di Como.

L’andamento della concentrazione del fosforo totale nella stazione di Argegno alla circolazione primaverile è

mostrato in Figura 62.

Figura 62. Concentrazione di fosforo totale lungo la colonna d’acqua nei campionamenti primaverili dal 2009 al 2015 nella stazione di massima profondità di Argegno.


88

Dal 2004 al 2016 la concentrazione di fosforo totale alla circolazione primaverile è rimasta sostanzialmente

stabile nelle stazioni dei sottobacini con una sensibile diminuzione solo ad Argegno. I cambiamenti climatici

e la conseguente riduzione della profondità di mescolamento del Lago di Como hanno portato ad un

accumulo di fosforo totale negli strati più profondi nella stazione di Argegno, originando una riserva che

potrebbe rendersi di nuovo disponibile in caso di piena circolazione. D’altra parte, se persisterà la

segregazione degli strati profondi si andrà incontro ad un aumento della differenza di densità, con il rischio

di arrivare alla meromissi. Per questo motivo a maggior ragione è fondamentale agire sui carichi insistenti al

fine di evitare che la loro organicazione ne provochi il trasferimento agli strati profondi.


13.3.1 Fitoplancton

Dall’analisi delle comunità fitoplanctoniche del Lago di Como condotta dalla fine degli anni ’90 del secolo

scorso fino ad oggi è emersa una sostanziale stabilità dal punto di vista della composizione in specie e dei

rapporti quantitativi di dominanza. Di conseguenza, anche sotto il profilo della struttura morfo-funzionale la

situazione non ha subito cambiamenti sostanziali nel corso di questi anni.

La serie delle successioni dei principali gruppi morfo-funzionali (MFG; Salmaso & Padisak, 2012) dal 2000 ad

oggi è riportata nella Figura 63. In questo periodo pochi gruppi hanno dominato, e dominano tuttora, le

comunità fitoplanctoniche del Lario; questi gruppi si sono ripresentati, e si ripresentano, secondo una

successione stagionale che si ripropone ogni anno con differenti specie e rapporti di dominanza, nonché con

valori di biovolume differenti.

Le diatomee pennate (gruppo 6b), come Fragilaria crotonensis, Asterionella formosa, le larghe centriche

(gruppo 6a; e.g. Aulacoseira islandica) e le piccole centriche (gruppo 7a) come Stephanodiscus parvus e

Stephanodiscus minutulus caratterizzano i periodi tardo invernali e primaverili, contraddistinti dalla massima

turbolenza lungo la colonna d’acqua, con il picco di concentrazione di clorofilla e di biovolume algale. Con

l’aumento della temperatura, e quindi la stratificazione della colonna, l’esaurimento della silice e l’intervento

della predazione da parte dello zooplancton, avvengono cambiamenti nella comunità algale. Le colonie

gelatinose di Chlorococcales (gruppo 11a), le Chrysophyta coloniali (gruppo 1a), i cianobatteri Oscillatoriales

(gruppo 5a) costituiti da filamenti sottili (Planktothrix rubescens, Pseudanabaena limnetica) vanno ad

occupare le diverse nicchie create dalla stratificazione. In particolare, P. rubescens e Mougeotia sp.,

appartenente al gruppo 10 b, aumentano man mano che la stratificazione si stabilizza, essendo entrambi taxa

adattati a basse intensità luminose. Nel periodo estivo Mougeotia sp. raggiunge valori di biovolume molto

elevati; P. rubescens invece raggiunge il massimo valore nel periodo autunnale quando ricomincia il

raffreddamento delle acque. Con il mescolamento delle acque le Criptohyceae (gruppo 2d) ricompaiono nella

comunità fino alla primavera successiva.

Nel corso di questi ultimi anni vi è da segnalare la comparsa di un paio di specie mai osservate in precedenza.

La prima è Tychonema bourrelly (Oscillatoriales), una specie molto simile a P. rubescens che viene rinvenuta

nei mesi estivi; la seconda è Cyclotella radiosa, specie legata all’aumento della temperatura delle acque.

In Tabella 78 sono elencati i principali eventi di fioriture algali.


89

Figura 63. Andamento storico (2000-2016) dei principali gruppi morfo-funzionali fitoplanctonici a Dervio.

Tabella 78. Eventi di fioriture algali nel lago di Como.


Lago di Como

2009 - -

2010 Luglio Dolichospermum lemmermannii




2014 - -

2015 - -

2016 Settembre Microcystis aeruginosa/wesenbergii

Dal 2000 si è verificata una serie di episodi di fioriture (blooms) superficiali di cianobatteri con una frequenza

che è aumentata negli ultimi anni; in alcuni casi le fioriture erano contenute e limitate ad alcune zone. Negli

anni 2000, 2003, 2006 e 2016 (sempre a settembre e solo nel ramo occidentale) si sono verificate fioriture di

Microcystis aeruginosa/wesenbergii; negli anni 2006, 2010, 2011,2012, 2013 e 2016 (sempre a luglio) si sono

verificate fioriture di Dolichospermum lemmermannii. L’episodio del 2013 è stato molto esteso, con valori

elevati di biovolume e clorofilla a (in superficie pari a 141 mg/L), favorito da una accentuata stabilizzazione

della colonna d’acqua.

La produzione algale del lago di Como segue cicli stagionali ed è caratterizzata dal picco primaverile in

concomitanza delle fioriture di diatomee. Nella Figura 64 e Figura 65 vengono riportati gli andamenti della

clorofilla a dello strato 0-20 metri nelle stazioni di Dervio e Como: risulta evidente la produzione

significativamente più elevata della stazione di Como, il cui bacino è caratterizzato da un carico di nutrienti

più elevato e da una stabilità della stratificazione termica nettamente superiore, fenomeno che favorisce lo

sviluppo di biomassa fitoplanctonica e di vere proprie fioriture algali.


90

Figura 64. Concentrazioni di clorofilla a nello strato 0-20 m nella stazione di Como (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 65. Concentrazioni di clorofilla a nello strato 0-20 m nella stazione di Dervio (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

I valori dell’IPAM e delle singole metriche, espresse come concentrazione e RQE, ottenuti nel sessennio di

monitoraggio sono riportati nella Tabella 79, mentre in Tabella 80 sono riportati i valori medi di IPAM e

relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio operativo del lago di Como.


91

Tabella 79. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nelle stazioni di campionamento del lago di Como.

Stazione Anno Clorofilla a

µg/L


PTI IPAM Stato

Argegno

2009 - - - - -

2010 3,7 0,87 2,98 0,51 SUFFICIENTE

2011 7,4 2,37 3,14 0,48 SUFFICIENTE

2012 7,0 2,06 3,18 0,50 SUFFICIENTE

2013 3,5 0,93 3,04 0,55 SUFFICIENTE

2014 3,2 0,70 3,02 0,55 SUFFICIENTE

2015 5,1 1,39 2,94 0,44 SUFFICIENTE

2016 4,8 1,81 2,91 0,42 SUFFICIENTE

Como

2009 5,0 1,99 3,18 0,52 SUFFICIENTE

2010 3,9 0,35 3,01 0,58 SUFFICIENTE

2011 8,5 5,00 3,05 0,38 SCARSO

2012 9,5 1,30 3,17 0,50 SUFFICIENTE

2013 5,0 1,00 2,97 0,47 SUFFICIENTE

2014 7,0 0,87 3,04 0,52 SUFFICIENTE

2015 6,8 1,31 2,93 0,42 SUFFICIENTE

2016 6,4 0,76 2,99 0,47 SUFFICIENTE

Abbadia Lariana

2009 2,2 0,69 2,97 0,53 SUFFICIENTE

2010 3,7 0,48 2,99 0,55 SUFFICIENTE

2011 5,8 2,30 2,97 0,42 SUFFICIENTE

2012 6,3 1,43 3,15 0,51 SUFFICIENTE

2013 3,7 0,59 2,97 0,53 SUFFICIENTE

2014 3,7 0,70 2,91 0,49 SUFFICIENTE

2015 5,6 1,96 3,03 0,46 SUFFICIENTE

2016 4,9 0,82 3,11 0,55 SUFFICIENTE

Dervio

2009 2,6 0,48 2,98 0,58 SUFFICIENTE

2010 3,2 1,00 3,15 0,59 SUFFICIENTE

2011 4,1 1,50 2,99 0,53 SUFFICIENTE

2012 3,9 1,25 3,18 0,58 SUFFICIENTE

2013 2,3 1,47 3,20 0,63 BUONO

2014 2,3 0,63 3,16 0,66 BUONO

2015 5,7 1,03 2,97 0,48 SUFFICIENTE

2016 4,2 0,66 3,10 0,57 SUFFICIENTE

Tabella 80. Valori medi di IPAM medi e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio operativo del lago di Como.


Bacino di Como




Bacino di Lecco





92

13.3.2 Fauna ittica


si riporta la sintesi dei risultati ottenuti (Tabella 81). Per un’analisi più dettagliata dei dati si rimanda allo

studio pubblicato dalla DG Agricoltura, consultabile al seguente indirizzo web:

http://www.regione.lombardia.it/wps/portal/istituzionale/HP/DettaglioPubblicazione/servizi-e

informazioni/Cittadini/agricoltura/pesca/primo-censimento-fauna-ittica.

Tabella 81. Valori delle singole metriche e valore di LFI, in RQE, del lago di Como.

Corpo idrico Anno Metrica

1 Metrica 2

Metrica 3

Metrica 4

Metrica 5

LFI Stato

Lago di Como 2014 8,00 3,33 10,00 10,00 10,00 0,83 ELEVATO

La comunità ittica è costituita da un elevato numero di specie e sono presenti tutte le specie più significative,

sia pelagiche che litorali. La componente autoctona è ben rappresentata e compare una sola specie alloctona

di introduzione recente, il gardon, catturato solo nel Lago di Como.

Dal punto di vista faunistico va fatta notare la discreta abbondanza del pigo, specie endemica del bacino del

Po ed inserita tra le specie da tutelare a livello Europeo.


Nella Tabella 82 sono riportati i valori dei singoli parametri che concorrono al calcolo dell’LTLeco per ogni

stazione di campionamento del Lago di Como. Il giudizio per il corpo idrico è definito dal valore peggiore tra

quello delle stazioni per ogni singolo corpo idrico: entrambi i corpi idrici del lago di Como risultano in stato

sufficiente per tutti i tre trienni di monitoraggio.

Tabella 82. Valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nelle stazioni di campionamento del Lago di Como.


Fosforo totale




Como

2009-2011 28 3 6,3 4 78 4 11 SUFFICIENTE

2012-2014 30 3 5,5 4 72 4 11 SUFFICIENTE

2014-2016 21 3 5,2 3 77 4 10 SUFFICIENTE

Argegno

2009-2011 41 3 6,2 4 64 4 11 SUFFICIENTE

2012-2014 13 4 5,0 3 78 4 11 SUFFICIENTE

2014-2016 28 3 6,2 4 67 4 11 SUFFICIENTE

Abbadia Lariana

2009-2011 25 3 7,3 4 72 4 11 SUFFICIENTE

2012-2014 20 3 6,4 4 77 4 11 SUFFICIENTE

2014-2016 28 3 6,1 4 73 4 11 SUFFICIENTE

Dervio

2009-2011 27 3 7,2 4 72 4 11 SUFFICIENTE

2012-2014 22 3 6,2 4 76 4 11 SUFFICIENTE

2014-2016 24 3 5,9 4 69 4 11 SUFFICIENTE


93


In Tabella 83 è riportata la classificazione per il periodo di monitoraggio operativo. Lo stato buono è dovuto

al fatto che in alcuni anni è stato registrato il superamento del LOQ per arsenico, cromo e solventi clorurati.

Tabella 83. Stato degli elementi chimici a sostegno per i due corpi idrici del Lago di Como.



Bacino di Como

2009-2011 BUONO - Arsenico, cromo, solventi clorurati

2012-2014 BUONO - Arsenico, cromo

2014-2016 BUONO - Arsenico, cromo,

pendimetalin

Bacino di Lecco





94



i corpi idrici del lago di Como (Tabella 84). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA

2016 è sufficiente (Tabella 85).

Tabella 84. Corpi idrici del Lago di Como, stazioni di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).

Codice corpo idrico Corpo idrico Stazioni di monitoraggio Obiettivo ecologico

IT03POAD2LN1lo Bacino di Como Argegno, Como Buono al 2027

IT03POAD2LN2lo Bacino di Lecco Abbadia Lariana, Dervio Buono al 2027

Tabella 85. Stato ecologico dei due corpi idrici del Lago di Como nel sessennio 2009-2014 (PTUA).


Bacino di Como 2009-2014

SUFFICIENTE

Bacino di Lecco SUFFICIENTE


sono stati rielaborati considerando l’indice IPAM (fitoplancton)). La classificazione dello stato degli EQB e

dello stato ecologico è stata di conseguenza rivista.

Nel caso del Lago di Como non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione


In Tabella 86 sono riportati i giudizi di stato degli EQB e dell’LTLeco che, insieme alle informazioni relative alle

altre sostanze non appartenenti all’elenco di priorità, consentono la classificazione dello stato ecologico ai

sensi del DM 260/2010.

Tabella 86. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago di Como nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


SUFFICIENTE SUFFICIENTE BUONO SUFFICIENTE

Bacino di Lecco SUFFICIENTE SUFFICIENTE BUONO SUFFICIENTE







Per il Lago di Como per i tre trienni di monitoraggio operativo lo stato ecologico risulta sufficiente. Sia il

fitoplancton che gli elementi fisico-chimici a sostegno risultano in stato sufficiente, mentre gli elementi

chimici a sostegno conseguono uno stato buono. Il Lake Fish Index è in stato elevato.


95

13.7 Stato chimico

Il PTUA 2016 stabilisce il 2027 come termine entro cui raggiungere gli obiettivi di buono stato chimico per i

due corpi idrici del Lago di Como (Tabella 87). Lo stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA

2016 risulta non buono (Tabella 88).

Tabella 87. Corpi idrici del Lago di Como, stazioni di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).

Codice corpo idrico Corpo idrico Stazioni di monitoraggio Obiettivo Chimico

IT03POAD2LN1lo Bacino di Como Argegno, Como Buono al 2027

IT03POAD2LN2lo Bacino di Lecco Abbadia Lariana, Dervio Buono al 2027

Tabella 88. Stato chimico dei due corpi idrici del Lago di Como nel sessennio 2009-2014 (PTUA).



NON BUONO

Bacino di Lecco NON BUONO

Nei primi due trienni di monitoraggio operativo entrambi i corpi idrici non hanno conseguito uno stato

chimico buono a causa del superamento dello SQA-CMA per il mercurio. Ugualmente nel triennio 2014-2016

entrambi i corpi idrici non hanno conseguito uno stato chimico buono a causa del superamento degli SQA

per il cadmio e il nichel (Tabella 89). Occorre sottolineare che tali superamenti sono sempre risultati

occasionali e rilevati a profondità diverse.

Tabella 89. Stato chimico dei due corpi idrici del Lago di Como nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).



NON BUONO - Mercurio

Bacino di Lecco NON BUONO - Mercurio



Bacino di Lecco NON BUONO - Mercurio


NON BUONO - Cadmio, nichel

Bacino di Lecco NON BUONO - Cadmio, nichel


96

13.7.1 Considerazioni

La situazione del Lago di Como illustrata nei paragrafi precedenti denota una sostanziale inerzia dal punto di

vista degli impatti dovuti ai carichi di nutrienti insistenti. Le concentrazioni di fosforo nella colonna d’acqua

sono rimaste sostanzialmente invariate negli ultimi decenni, oscillando attorno a valori piuttosto lontani da

quelli previsti come obiettivo dal Programma di Tutela ed Uso delle Acque (PTUA) del 2016. La concentrazione

obiettivo di fosforo totale prevista dal PTUA per il Lago di Como al 2027 è di 14 µg/L P. Come esposto nei

paragrafi precedenti le concentrazioni di fosforo totale nei due corpi idrici per il triennio 2014-2016 sono

state pari a 35 e 28 µg/L P, rispettivamente per il corpo idrico occidentale e per quello orientale. È evidente

che per potere raggiungere le concentrazioni previste dal PTUA è necessario operare interventi per la

riduzione dei carichi, soprattutto per quanto riguarda la parte meridionale del corpo idrico occidentale. È

altresì necessario che vengano determinati con maggiore precisione i reali carichi insistenti veicolati dai

tributari, attraverso la raccolta di campioni integrati mediante autocampionatori e il rilevamento in continuo

delle portate dei tributari stessi.


97

14 LAGO DI ENDINE

14.1 Inquadramento

Il Lago di Endine è un lago vallivo di origine glaciale

situato nella posizione centro settentrionale della

Val Cavallina, che si estende da Lovere, sul Lago di

Iseo, fin quasi all’hinterland di Bergamo.

Le caratteristiche peculiari sono il basso tempo di

ricambio delle acque e la bassa profondità media.


131/2008, il Lago di Endine appartiene al tipo AL4

-Laghi subalpini polimittici.

Per questo corpo idrico, che è passato dal

monitoraggio di tipo operativo (2009-2014) a

quello di sorveglianza (2014-2019), la

classificazione definitiva sarà attribuita al termine

del sessennio di monitoraggio.


all’estensione e la frequenza della circolazione delle acque il lago è considerato dimittico, con due periodi di

stratificazione termica intervallati da due periodi di rimescolamento.

In Tabella 90 sono mostrate le caratteristiche morfometriche del bacino idrografico e del lago di Endine.

Tabella 90. Morfometria e idrologia del Lago di Endine


Bacino idrografico

Superficie 36,7 km2

Massima elevazione Monte Grione

Quota massima 1381m slm


Emissario principale Fiume Cherio

Lago

Superficie 2,13 km2


Perimetro 13,9 km





Volume 11,9 106m3

Volume utile alla massima regolazione - m3



Tasso di sedimentazione - cm a-1


98


14.2.1 Trasparenza

I dati di trasparenza sono tipici di un lago in condizione di mesotrofia (Figura 66). I valori maggiori, che

oscillano tra i 4 e i 6,5 m, si riscontrano intorno ad aprile-maggio, mentre trasparenze minori (2 m) si

osservano nel periodo estivo, in corrispondenza dello sviluppo delle fioriture algali. Nell’anno 2013 la

trasparenza è stata misurata solo a marzo nel periodo di circolazione primaverile, mentre nel 2015 il lago di

Endine non è stato monitorato.

Figura 66. Andamento della trasparenza nel lago di Endine.


Il lago di Endine appartiene alla categoria dei laghi dimittici, le acque del lago raggiungono l’isotermia due volte l’anno (primavera ed autunno), periodo in cui la temperatura è compresa tra i 5 ed i 12°C lungo l’intera colonna d’acqua. Alla fine dell’estate, invece, il lago è stratificato e viene raggiunta una temperatura in superficie superiore ai 25 °C che determina un gradiente tra fondo e strato superficiale di circa 5-7°C (Figura 67).


99

Figura 67. Andamento della temperatura in superficie e sul fondo dal 2009 al 2016.


Nel corso dell’estate, la stratificazione termica favorisce una produzione di ossigeno elevata in superficie con

picchi che arrivano fino al 145%, dovuta all’aumento dell’attività fitoplanctonica e una diminuzione della

concentrazione di ossigeno disciolto nello strato più profondo causata dalla prevalenza dell’attività

respiratoria piuttosto che produttiva. Nei mesi primaverili e autunnali, quando il lago si trova in condizioni di

rimescolamento, si verifica una omogeneizzazione della saturazione dell’ossigeno lungo tutta la colonna

d’acqua con valori compresi tra i 70 e i 120 punti percentuale (Figura 68).

Figura 68. Andamento della saturazione dell’ossigeno disciolto dal 2009 al 2016 nel Lago d’Endine.


100


In Figura 69 il grafico mostra l’andamento dell’azoto nitrico in superficie e sul fondo. I valori di concentrazione

variano molto nel corso dell’anno. In primavera ed autunno, quando il rimescolamento delle acque fa

aumentare la concentrazione di ossigeno disciolto anche in profondità, i nitrati si distribuiscono in maniera

omogenea lungo tutta la colonna d’acqua con valori compresi tra 0,5 e 1,0 mg N/L.

Nel periodo estivo, negli strati superficiali la concentrazione di azoto nitrico diminuisce a causa del consumo

da parte dei produttori primari, fino a raggiungere valori molto bassi (0,05 mg N/L ad agosto 2009).

Sempre nel periodo estivo, si rileva un aumento di azoto ammoniacale negli strati più profondi dovuto alla

decomposizione della sostanza organica e alle condizioni anossiche che si trovano sul fondo. Come si nota

dal grafico di Figura 70 l’azoto ammoniacale sul fondo raggiunge valori elevati nei periodi estivi con picchi

che arrivano fino a 0,67 mg/L, mentre nello strato superficiale i valori variano poco e si registrano dati

compresi tra 0,01 e 0,16 mg/L.

Figura 69. Concentrazioni di azoto nitrico nello strato di fondo e di superficie dal 2009 al 2016.


101

Figura 70. Concentrazioni di azoto ammoniacale nello strato di fondo e di superficie dal 2009 al 2016.

Analizzando i dati relativi al fosforo totale nelle diverse profondità nei periodi di massima circolazione si nota

che nello strato profondo le concentrazioni sono leggermente più elevate rispetto alla superficie (Figura 71).

Nella stagione primaverile e autunnale la concentrazione del fosforo totale è all'incirca uniforme lungo la

colonna d’acqua a causa del rimescolamento. In corrispondenza della superficie si rilevano i valori minimi

mentre sul fondo le concentrazioni di fosforo aumentano progressivamente fino a valori superiori 40 μg P/L.

Figura 71. Concentrazione di fosforo totale nei periodi di rimescolamento dal 2009 al 2016.


102


Gli elementi di qualità biologica monitorati dal 2009 al 2016 sono stati il fitoplancton (2009 e 2016) e le

macrofite (2012).

14.3.1 Fitoplancton

La comunità fitoplanctonica del Lago di Endine nell’anno 2016 è caratterizzata da specie con diversi rapporti

di dominanza. Cyclotella ocellata, Stephanodiscus neoastraea, Peridinium willei, Planktonema lauterbornii

sono state le specie che hanno avuto il peso maggiore in termini di biovolume nella comunità algale. Il

dominio delle Bacillariophyceae nel periodo primaverile è legato principalmente alla presenza di silice: tale

elemento ne regola l'abbondanza e la distribuzione.

In Figura 72 è mostrato l’andamento del biovolume mensile totale per gruppi fitoplanctonici nel 2016.

Figura 72. Valori di biovolume dei gruppi fitoplanctonici nel 2016.

In Figura 73 è mostrato l’andamento delle concentrazioni di clorofilla a. Dal 2012 al 2016 vi è un aumento

sostanziale della concentrazione media annuale di clorofilla a; i valori misurati superano il limite di classe RQE

buono/sufficiente (8 µg/L). L’aumento dei valori di clorofilla a in concomitanza alla diminuzione di

trasparenza e di ossigeno ipolimnico influenza la classificazione dello stato ecologico del corpo idrico

indagato.


103

Figura 73. Concentrazioni di clorofilla a nello strato integrato dal 2009 al 2016 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

I valori dell’IPAM e delle singole metriche, espresse come concentrazione e RQE, ottenuti nel 2009 e nel 2016

sono riportati nella Tabella 91. Per l’anno 2009 il valore di IPAM di 0,70 ha collocato il lago in classe buono

mentre nell’anno 2016 è in classe sufficiente con un valore di IPAM di 0,58.

In Tabella 92 sono riportati i valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato nei tre trienni di

monitoraggio del Lago di Endine.

Tabella 91. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM nel 2009 e 2016 nella stazione di campionamento del Lago di Endine.

Corpo idrico

Anno

Clorofilla a

µg/L

Clorofilla a

RQEn

Biovolume medio

mm3/m3


PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 8,00

B/S=0,41 B/S= 2,70 B/S=0,26 B/S= 3,01

B/S=0,85 B/S= 0,60

Endine 2009 6,4 0,66 2,53 0,61 3,31 0,76 0,70 BUONO

2016 10,2 0,47 2,14 0,62 3,05 0,62 0,59 SUFFICIENTE

Tabella 92. Valori medi di IPAM medi e relativa classificazione di stato nei trienni di monitoraggio del Lago di Endine.


Endine

2009-2011 0,70 BUONO

2012-2014 - -



104

14.3.2 Macrofite

Nel lago di Endine sono state censite solo 4 specie di macrofite: Ceratophyllum demersum, Najas marina,

Phragmites australis e Nymphaea alba. L’analisi della componente macrofitica, per la quale si riportano in

Tabella 93 i valori degli indici misurati, evidenzia la scarsa diversità in termini di specie e la bassa profondità

di colonizzazione. L’applicazione dell’indice MacroIMMI ha portato alla collocazione del lago in classe scarso

nell’anno 2012.

Tabella 93. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago di Endine.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Endine 2012 0,20 0,09 0,51 0,27 SCARSO


Nella Tabella 94 sono riportati i valori medi annuali dei singoli parametri che contribuiscono al calcolo

dell’LTLeco.

I valori dei singoli parametri che contribuiscono al calcolo dell’LTLeco, i valori di LTLeco e la corrispondente classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio sono riportati in Tabella 95. I primi due trienni (2009-2014) lo stato dell’indice LTLeco colloca il lago in classe buono; mentre l’ultimo triennio (2014-2016) il lago è stato declassato in sufficiente. Questo risultato è da ascriversi, oltre che ad un progressivo innalzamento del valore del fosforo totale, anche alle basse trasparenze e ad un graduale abbassamento dei valori di ossigeno ipolimnico.

Tabella 94. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago di Endine.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Endine

2009 8 3,9 63

2010 7 3,1 39

2011 19 2,7 74

2012 19 2,6 47

2013 12 3,1 74

2014 27 2,7 50

2016 10 2,8 23

Tabella 95. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del lago d’Endine.




Endine

2009-2011 11 5 3,2 4 59 4 13 BUONO

2012-2014 19 4 3,0 4 57 4 12 BUONO

2014-2016 19 4 2,8 3 37 3 10 SUFFICIENTE


105


Nella Tabella 96 è riportata la classificazione degli elementi chimici a sostegno per il periodo di monitoraggio

operativo 2012-2016, il lago d’Endine è classificato per entrambi i trienni in stato elevato.

Tabella 96. Stato degli elementi chimici a sostegno per il lago d’Endine.


chimici a sostegno >SQA-MA Media Annua>LOQ

Endine


2012-2014 ELEVATO - -

2014-2016 ELEVATO - -


106


Il PTUA 2016 stabilisce per il lago di Endine il mantenimento del buono stato ecologico (Tabella 97). Lo stato

ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta buono (Tabella 98).

Tabella 97. Lago di Endine: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POOG3CE2LN1LO Endine Endine Gaiano Mantenimento dello stato buono

Tabella 98. Stato ecologico lago di Endine nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Endine 2009-2014 BUONO




Nel caso del Lago di Endine si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione pubblicata

nel PTUA 2016 dovute all’utilizzo dell’indice MacroIMMI, non considerato nella precedente classificazione.

Nella Tabella 99 sono descritti gli elementi che definiscono lo stato ecologico. Nel primo triennio (2009-2011)

lo stato ecologico è buono, nella medesima classe si hanno sia gli EQB (fitoplancton) che l’LTLeco. Nel triennio

successivo (2012-2014) lo stato ecologico è risultato scarso, a causa dell’esito ottenuto dal monitoraggio delle

macrofite. Nel triennio 2014-2016 la classe dello stato ecologico passa a sufficiente. In questo caso l’elemento

di qualità biologica monitorato per la classificazione è il fitoplancton. Nel triennio indagato si ha anche un

declassamento del valore di LTLeco in sufficiente dovuto alla diminuzione della concentrazione di ossigeno

ipolimnico e alla ridotta trasparenza.

Tabella 99. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago di Endine nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Endine

2009-2011 BUONO BUONO NON

CLASSIFICATO BUONO Fitoplancton

2012-2014 SCARSO BUONO ELEVATO SCARSO Macrofite

2014-2016 SUFFICIENTE SUFFICIENTE ELEVATO SUFFICIENTE Fitoplancton


107

14.7 Stato chimico

Il PTUA 2016 stabilisce per il lago di Endine il mantenimento del buono stato chimico (Tabella 100). Lo stato


Tabella 100. Lago di Endine: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POOG3CE2LN1LO Lago di Endine Endine Gaiano Mantenimento stato buono

Tabella 101. Stato chimico del lago di Endine nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Endine 2009-2014 BUONO

In Tabella 102 è riportato lo stato chimico per il periodo di monitoraggio operativo. Nessun elemento

indagato supera il limite di quantificazione (LOQ) di conseguenza il corpo idrico indagato è, per i tre trienni,

nello stato chimico buono.

Tabella 102. Stato chimico del lago di Endine nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Endine

2009-2011 BUONO - -

2012-2014 BUONO - -

2014-2016 BUONO - -


108

15 LAGO DEL GALLO

15.1 Inquadramento

Il Lago del Gallo è un lago fortemente

modificato d’alta quota caratterizzato da

bacino idrografico di natura

prevalentemente calcarea. Pur essendo in

quota risente di un livello di

antropizzazione che determina uno stato

trofico al limite tra mesotrofia e

l’oligotrofia.

Dal punto di vista tipologico, ai sensi del

DM 131/2008, il Lago del Gallo appartiene

al tipo AL9 laghi/invasi alpini profondi

calcarei.

Per questo corpo idrico, che è passato dal

monitoraggio di tipo operativo (2009-

2014) a quello di sorveglianza (2014-2019),

la classificazione definitiva sarà attribuita

al termine del sessennio di monitoraggio.

Per quanto riguarda le caratteristiche termiche del lago non sono conosciute completamente in quanto i

campionamenti sono effettuati solo nel periodo estivo a causa della impraticabilità del sito. Altra

caratteristica del lago è la variazione di livello notevole, decine di metri, nel giro di pochi giorni. In Tabella

103 sono mostrate le caratteristiche morfometriche del bacino idrografico e del lago del Gallo.

Tabella 103. Morfometria e idrologia del Lago del Gallo.

(dati da OLL http://www.flanet.org/sites/default/files/pubb/qualitaacque%20lacustriinlomblaghilomb2004.PDF)

Bacino idrografico

Superficie 295 km2

Massima elevazione Cima di Campo


Immissario principale Fiume Spöl

Emissario principale Fiume Spöl

Lago

Superficie 4,71 km2


Perimetro 29,1 Km


Profondità massima 3,78 m

Profondità media - m

Quota media 1.805 m slm

Volume 164,6 106 m3


Stratificazione termica -

Tasso di sedimentazione -


109


15.2.1 Trasparenza

La trasparenza (Figura 74) è determinata in alcuni periodi dai solidi sospesi di origine minerale e nel periodo

estivo anche dalla biomassa fitoplanctonica. Il 2016 ha fatto registrare i valori mini di trasparenza.

Figura 74. Andamento della trasparenza del lago del Gallo.


La temperatura (Figura 75) descrive la situazione dei mesi estivi con la presenza di una forte stratificazione

termica nei primi 15 metri della colonna. Si presume che il lago raggiunga la piena circolazione invernale oltre

che una stratificazione inversa superficiale in presenza di ghiaccio.

Figura 75. Profili di temperatura della colonna d’acqua nella stagione estiva.


110


La saturazione dell’ossigeno disciolto in questo lago ha mostrato la presenza di una produzione algale

significativa negli strati superficiali ed un consumo relativamente contenuto negli strati profondi. Anche in

relazione della quota elevata a cui è posto il lago, che caratterizza la solubilità dell’ossigeno nelle acque.

In Figura 76 è mostrato il profilo dell’ossigeno disciolto lungo la colonna d’acqua a termine della

stratificazione.



Per ciò che riguarda le forme dell’azoto quella dei nitrati è la prevalente, mentre le concentrazioni di

ammonica e nitriti sono molto contenute. Le concentrazioni di queste forme di azoto sono spesso molto

basse per cui non è opportuno mostrarle attraverso l’utilizzo di grafici.

La concentrazione del fosforo totale (Figura 77) lungo la colonna d’acqua evidenzia la presenza di un carico

di nutrienti. Soprattutto per gli anni 2009 e 2016 i valori di concentrazione sono risultati superiori alla soglia

tra la classe buona e quella sufficiente. Vi è da rilevare che a volte il fosforo è associato ai solidi sospesi che

derivano dalle rocce che circondano il bacino stesso.


111



15.3.1 Fitoplancton

Dall’analisi delle comunità fitoplanctoniche del Lago del Gallo è emerso che le specie principali sono state

Fragilaria crotonensis, che ha raggiunto valori elevati di biovolume nel 2009, Cryptomonas ovata e Cyclotella

ocellata. I valori dei biovolumi misurati nella zona eufotica sono sempre sono quasi sempre al di sotto della

soglia buono/sufficiente prevista dall’indice fitoplanctonico IPAM.

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del lago del Gallo si è

considerato il fitoplancton, in quanto risponde meglio al fattore di pressione legato all’eutrofizzazione.

La produzione algale del lago del Gallo è contenuta anche se risente della presenza di un carico di nutrienti

che sembra essere compatibile con la resilienza del sistema, dato l’enorme volume delle acque

Nella Figura 78 vengono riportati gli andamenti della clorofilla a della zona eufotica, mentre in Figura 79 è

mostrato l’andamento del biovolume mensile.


112

Figura 78. Concentrazioni di clorofilla a nello strato 0-20 m del lago del Gallo (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 79. Valori di biovolume del fitoplancton negli anni di monitoraggio del lago del Gallo (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


monitoraggio sono riportati nella Tabella 104.


monitoraggio del lago del Gallo.


113

Tabella 104. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento del lago del Gallo.

Corpo idrico Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 8,00 B/S= 2,70 B/S= 3,01

B/S= 0,60

Lago del Gallo

2009 1,6 1,00 1,92 0,44 3,26 0,64 0,68 BUONO

2012 1,9 0,95 0,34 0,87 3,23 0,62 0,77 BUONO

2014 2,6 0,78 0,33 0,88 2,98 0,38 0,61 BUONO

Tabella 105. Valori medi di IPAM medi e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio del lago del Gallo.


Lago del Gallo

2009-2011 0,68 BUONO

2012-2014 0,69 BUONO

2014-2016 0,61 BUONO

15.3.2 Macroinvertebrati e diatomee

Nell’anno 2016 è stata effettuata una campagna di monitoraggio su questo lago che ha interessato due

transetti nelle zone litorali e profonde. Sono state riscontrate poche specie di chironomidi, Micropsectra sp.,

Paracladopelma gruppo nigritula e Macropelopia sp., e di oligocheti, Tubifex tubifex e Limnodrilus sp. Non è

stato possibile applicare l’indice BQIES a causa della mancanza degli scores relativi alle unità sistematiche

ritrovate. In queste tipologie di ambienti artificiali in quota le comunità di macroinvertebrati bentonici del

sedimento molle sono poco ricche in specie, anche a causa del tempo limitato per la sopravvivenza degli

insetti adulti. L’indice è difficilmente applicabile e potrebbe portare alla formulazione di ipotesi fuorvianti

sullo stato ecologico del lago.

Nell’anno 2017 sono state monitorate le diatomee bentoniche in tre stazioni. Le specie dominanti ritrovate

sono state Achnanthidium minutissimum (Kützing) Czarnecki, Cyclotella costei e Distrionella incognita. Non è

stato possibile però calcolare l’indice EPI-L per la percentuale insufficiente di frustuli di specie dotate di score

trofico.


114





tutti i trienni e per tutte le stazioni lo stato dell’indice LTLeco è buono.

Tabella 106. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago del Gallo.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Lago del Gallo

2009 15 6,2 65

2010 - - -

2011 - - -

2012 9 6,2 64

2013 - - -

2014 <5 4,7 75

2015 - - -

2016 7 2 90

Tabella 107. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del lago del Gallo.




Lago del Gallo

2009-2011 15 4 6,2 4 65 4 12 BUONO

2012-2014 6 5 5,5 4 69 4 13 BUONO

2014-2019 5 5 3,4 3 83 5 13 BUONO


In Tabella 108 è riportata la classificazione degli elementi chimici a sostegno, che non essendo mai stati

monitorati per la mancanza di pressioni, verranno classificati alla fine del sessennio 2014-2019 in stato

elevato.

Tabella 108. Classificazione degli elementi chimici a sostegno per il lago del Gallo.



Lago del Gallo



2014-2019 ELEVATO - -


115



il lago del Gallo (Tabella 109). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è buono

(Tabella 110).

Tabella 109. Lago del Gallo: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POADDGLA1in Lago del Gallo Livigno Buono al 2027

Tabella 110. Stato ecologico lago del Gallo nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Lago del Gallo 2009-2014 BUONO


sono stati rielaborati considerando l’indice IPAM (fitoplancton). La classificazione dello stato degli EQB e dello

stato ecologico è stata di conseguenza rivista.

Nel caso del Lago del Gallo non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione


Per il lago del Gallo per i tre trienni di monitoraggio lo stato ecologico risulta buono, non essendo previste

altre campagne di monitoraggio nel periodo 2014-2019 che possano influire sulla classificazione a fine del

sessennio di monitoraggio di sorveglianza. Sia il fitoplancton che gli elementi fisico-chimici a sostegno

risultano in stato buono, mentre gli elementi chimici a sostegno conseguono uno stato elevato (Tabella 111).

Tabella 111. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago del Gallo nei tre trienni di monitoraggio.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Lago del Gallo


CLASSIFICATO BUONO Fitoplancton, LTLeco


CLASSIFICATO BUONO

Fitoplancton, LTLeco

2014-2019 BUONO BUONO ELEVATO BUONO Fitoplancton, LTLeco


116

15.7 Stato chimico

Il PTUA 2016 stabilisce il 2027 come termine entro cui raggiungere gli obiettivi di buono stato chimico per il

lago del Gallo (Tabella 112). Lo stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta

buono (Tabella 113).

Tabella 112. Lago del Gallo: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POADDGLA1in Lago del Gallo Livigno Buono al 2027

Tabella 113: Stato chimico del lago del Gallo nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Lago del Gallo 2009-2014 BUONO

In Tabella 114 è riportato lo stato chimico per il periodo di monitoraggio operativo e di sorveglianza.

Tabella 114: Stato chimico del lago del Gallo nei tre trienni di monitoraggio (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Lago del Gallo

2009-2011 BUONO - -

2012-2014 BUONO - -

2014-2019 BUONO - -


117

16 LAGO DI GANNA

16.1 Inquadramento

Il lago di Ganna è inserito in un territorio

prevalentemente siliceo ed è caratterizzato da

una cuvetta lacustre a scarsa profondità (4 m)

soggiacente in una falda contenuta nei depositi

alluvionali del Rio Margorabbia che ne risulta

immissario ed emissario.


131/2008, il Lago di Ganna appartiene al tipo AL4

– Laghi/invasi sudalpini, polimittici.



acque il lago è considerato polimittico e vista la

sua scarsa profondità non presenta una vera

stratificazione termica, al massimo durante la

piena estate si osserva un lieve declino della

temperatura verso il fondo. Il lago è compreso nei

confini del Parco Regionale del Campo dei Fiori, nella Zona di Protezione Speciale ZPS “Parco Regionale

Campo dei Fiori” IT2010401 e nel sito di interesse comunitario “Lago di Ganna” IT2010001.

In Tabella 115 sono mostrate le caratteristiche morfometriche del bacino idrografico e del lago di Ganna.

Tabella 115. Morfometria e idrologia del Lago di Ganna


Bacino idrografico

Superficie 9,9 km2

Massima elevazione Monte Minisfreddo


Immissario principale Rio Margorabbia

Emissario principale Rio Margorabbia

Lago

Superficie 0,06 km2

Rapporto area bacino/area lago 165

Perimetro 1 Km





Volume 0,13 106 m3






118


16.2.1 Trasparenza

La trasparenza (Figura 80) del lago di Ganna è generalmente pari alla massima profondità del corpo idrico avendo il lago una profondità di soli 2,5 metri; misure inferiori a tale valore sono generalmente determinate dall’abbassamento del livello dell’acqua in relazione alla situazione pluviometrica stagionale e non ad una reale diminuzione della trasparenza.

Figura 80. Andamento della trasparenza nella stazione di Valganna.


Le caratteristiche morfometriche del lago, soprattutto la sua ridotta profondità, fanno in modo che l’intera

colonna d’acqua tenda a riscaldarsi in estate e raffreddarsi in inverno in modo omogeneo. Durante i mesi

invernali la superficie del lago solitamente ghiaccia. Successivamente si assiste ad un progressivo

riscaldamento delle acque che interessa anche la zona prossima al fondale. Nel periodo di massima

stratificazione termica la differenza di temperatura tra superficie e fondo è visibile nei profili (Figura 81), ma

rimane comunque contenuta pertanto non si assiste ad una vera e propria stratificazione termica. Il

rimescolamento meccanico esercitato dal vento è in grado di determinare una fase di piena circolazione in

qualsiasi momento dell’anno.


119

Figura 81. Profili di temperatura della colonna d’acqua a febbraio-marzo.


La concentrazione percentuale dell’ossigeno, considerata la scarsa profondità del lago non presenta una consistente variazione tra la superficie e il fondo. La zona eufotica include l’intero profilo verticale che pertanto è interessato dai processi fotosintetici.

La massima percentuale di ossigeno disciolto in superficie è stata del 131% nel giugno 2012, mentre sul fondo

si è arrivati al 145% a giugno 2013. In Figura 82 è mostrato il profilo dell’Ossigeno disciolto lungo la colonna

d’acqua.

Figura 82. Profili della concentrazione di ossigeno disciolto dal 2009 al 2016.


120



ammonica e nitriti sono molto contenute.

Vista la ridotta profondità del lago spesso non è stato necessario prelevare il campione di fondo (circa 2 metri)

in quanto prossimo a quello superficiale (0,5 metri). I grafici infatti mostrano chiaramente come le differenze

di concentrazione dei nutrienti tra la superficie e il fondo siano minime.

In Figura 83 è mostrato l’andamento dell’azoto nitrico nei diversi strati della colonna d’acqua, mentre in

Figura 84 è mostrato l’andamento dell’azoto ammoniacale nello strato di fondo e in superficie.


Figura 84. Concentrazioni di azoto ammoniacale nello strato di fondo e superficie nei campionamenti dal 2009 al 2016


121

La concentrazione del fosforo totale nella stazione di Valganna alla circolazione primaverile è molto bassa

tanto da avere nella maggior parte dei casi un valore inferiore al limite di quantificazione del parametro.

Le concentrazioni dei nutrienti indicano una condizione di oligotrofia delle acque, come confermato dalla

limitata produzione algale e dai bassi valori di clorofilla che caratterizzano il lago.


16.3.1 Fitoplancton

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago di Ganna si è


Dall’analisi delle comunità fitoplanctoniche del Lago di Ganna la presenza di specie quali, Puncticolata comta,

indicatrice di una buona qualità delle acque e presente come frazione rilevante della comunità nel 2014, e

specie del genere Dinobryon tra cui, oltre alla più generica Dinobryon divergens, si distinguono anche la

varietà Dinobryon divergens var. schauinslandii, Dinobryon cylindricum e Dinobryon sertularia caratterizzate

da un punteggio più elevato, contribuiscono al raggiungimento di un elevato stato di qualità.

La produzione algale del lago di Ganna ha visto un picco del biovolume nel giugno del 2011 che supera la

soglia di 1,0 mm3/L a causa di un unico campione prelevato a giugno, in cui si è osservata una fioritura di

Puncticolata comta che ha influenzato considerevolmente la media annua, e uno nel settembre del 2013

caratterizzati rispettivamente dalla presenza di comunità fitoplanctoniche a Cyclotella spp.

Nel 2014 la specie più rappresentata è Puncticulata comta (Bacillariophyceae) con un biovolume massimo di

0,391 mm3/L nel mese di giugno, mentre nel 2015 sono le specie di Dinobryon (Chrysophyceae) a essere

prevalenti con un biovolume pari a 1,188 mm3/L nel mese di agosto. Nel 2016 le specie prevalente risulta

essere Synura uvella appartenente alla classe delle Chrysophyceae con una massima concentrazione di 0,198

mm3/L nel mese di febbraio.

Il livello di clorofilla rilevato risulta invece, non solo inferiore al limite di 8 µg/L previsto come limite tra lo

stato buono e lo stato sufficiente, ma anche al di sotto dei 4,4 µg/L previsto come limite tra lo stato elevato

e lo stato buono, ad eccezione dei mesi di giugno 2010, giugno 2011 e agosto 2015, indicandone così una

scarsa produzione primaria e quindi l’assenza di eutrofizzazione.

Nella Figura 85 vengono riportati gli andamenti della clorofilla a dello strato 0-2 metri nella stazione di

Valganna. In Figura 86 è mostrato l’andamento del biovolume mensile.


122

Figura 85. Concentrazioni di clorofilla a nello strato 0-2 m (fondo) nella stazione di Valganna (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 86. Valori di biovolume del fitoplancton del lago di Ganna (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


monitoraggio sono riportati nella Tabella 116. Il lago ottiene sempre uno stato elevato cui contribuiscono sia

le metriche quantitative che qualitative ad indicare come dal punto di vista trofico il Lago di Ganna non si

discosti dalla sua condizione naturale e possa anzi essere considerato un ambiente di riferimento. Clorofilla

e biovolume medio annuo in particolare ottengono quasi sempre il massimo punteggio possibile.


123


monitoraggio del lago Ganna.

Tabella 116. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento del lago di GANNA

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 8,00 B/S= 2,70 B/S= 3,01

B/S= 0,60

Ganna

2009 1,9 1,00 0,63 1,00 3,44 0,88 0,94 ELEVATO

2010 - - - - - - - -

2011 2,5 1,00 1,21 0,77 3,63 1,00 0,94 ELEVATO

2012 1,2 1,00 0,27 1,00 3,36 0,79 0,90 ELEVATO

2013 1,4 1,00 0,77 0,95 3,41 0,84 0,91 ELEVATO

2014 1,1 1,00 0,20 1,00 3,55 1,00 1,00 ELEVATO

2015 2,53 1,00 0,43 1,00 3,40 0,83 0,92 ELEVATO

2016 2,08 1,00 0,33 1,00 3,25 0,73 0,87 ELEVATO

Tabella 117. Valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio del lago di Ganna.


Ganna

2009-2011 0,94 ELEVATO

2012-2014 0,94 ELEVATO

2014-2016 0,93 ELEVATO

16.3.2 Macrofite

La comunità delle macrofite è stata monitorata nel 2008 nell’ambito del progetto MONECOLA e la specie con

maggior copertura è stata Chara globularis, indicatrice di una buona qualità delle acque oltre alla specie

Nymphea alba sp. miniflora, pianta emergente e galleggiante, radicata con foglie e fiori molto più piccoli di

N. alba, legata probabilmente ad acque oligotrofe. Questa particolare Nymphea una volta era presente nei

laghi di Ghirla, Varese e Comabbio dai quali oggi è però del tutto scomparsa a causa dell’eutrofizzazione.

Negli anni successivi Chara globuralis non è stata più rinvenuta e la comunità macrofitica si è limitata alle

specie di Nymphaea alba sp. e Schoenoplectus lacustris.


evidenzia che ad eccezione dell’anno 2012 il lago ha mantenuto per questo indice uno stato buono.

Tabella 118. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago di Ganna.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Ganna

2008 0,80 0,63 0,87 0,77 BUONO

2012 0,40 0,00 1,00 0,47 SUFFICIENTE

2016 0,80 0,00 1,00 0,60 BUONO


124


I macroinvertebrati sono stati monitorati nel 2010 e nel 2014, tuttavia l’indice BQIES non è stato applicato ai

fini della classificazione, poiché per la tipologia L4 non si è ancora conclusa l’intercalibrazione.

16.3.4 Fauna ittica


si riporta la sintesi dei risultati ottenuti (Tabella 119).

L’LFI assegna al lago un buono stato ecologico. La metrica che ottiene il punteggio più basso riguarda la

struttura delle popolazioni delle specie ittiche chiave (luccio, tinca, scardola).

Tabella 119. Valori delle singole metriche e valore di LFI, in RQE, del lago di GANNA


Ganna 2014 6,00 1,33 10,00 10,00 10,00 0,75 BUONO


I parametri fisico-chimici concorrono alla classificazione dello stato ecologico dei corpi idrici lacustri. Nello

specifico, l’indice sintetico LTLeco (Livello Trofico dei Laghi per lo stato ecologico) considera i tre parametri

più direttamente correlabili con i processi biologici anabolici e catabolici: fosforo totale, trasparenza e

ossigeno ipolimnico. La classificazione viene effettuata considerando un intervallo temporale (triennale o

sessennale) definito dal tipo di monitoraggio a cui è sottoposto il corpo idrico: il lago di Ganna appartiene

alla rete nucleo, pertanto la media dei parametri dell’LTLeco è calcolata su base triennale. Nella Tabella 120

sono riportati i valori dei singoli parametri.


classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio sono riportati in Tabella 121. Per tutti i trienni lo stato

dell’indice LTLeco è Buono.

Tabella 120. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago di Ganna.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Ganna

2009 <5 2,4 120

2010 5,5 2,5 108

2011 <5 2,5 111

2012 9 2,5 114

2013 - 2,5 100

2014 9 2,6 68

2015 <5 2,5 91

2016 <5 2,3 113


125

Tabella 121. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del Lago di Ganna




Ganna

2009-2011 4 5 2,5 3 113 5 13 BUONO

2012-2014 9 5 2,5 3 94 5 13 BUONO

2014-2016 5 5 2,5 3 91 5 13 BUONO


Per il Lago di Ganna gli elementi chimici a sostegno non sono stati monitorati per assenza di pressioni esterne.

Nel 2016 sono stati analizzati numerosi parametri appartenenti alle tabelle 1/A e 1/B per dare conferma

all’analisi delle pressioni esterne e per stabilire se la minore biodiversità riscontrata a livello della comunità

macrofitica successivamente al 2009 fosse imputabile ad un inquinamento di tipo chimico.

Dalle analisi si è riscontrata la presenza di arsenico con una concentrazione media superiore al limite di

quantificazione, ma inferiore alla, media annua massima ammissibile (SQA-MA).

In Tabella 122 è riportata la classificazione per i trienni di monitoraggio (rete nucleo) finora conclusi. Per i

primi due trienni non è stato determinato lo stato degli elementi chimici a sostegno, mentre nel triennio

2014-2016 il lago di Ganna è classificato in stato buono.

Tabella 122. Stato degli elementi chimici a sostegno per il lago di Ganna.



Ganna





126


Il PTUA 2016 stabilisce per il lago di Ganna il mantenimento del buono stato ecologico (Tabella 123). Lo stato


Tabella 123. Lago di Ganna: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POLSGALN1LO Ganna Valganna Mantenimento dello stato buono

Tabella 124. Stato ecologico lago di Ganna nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Ganna 2009-2014 BUONO



classificazione dello stato degli EQB e dello stato ecologico è stata di conseguenza rivista. Le macrofite

monitorate nel 2008 sono state utilizzate per la classificazione del primo triennio 2009-2011.

Nel caso del Lago di Ganna si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione pubblicata

nel PTUA 2016, dovute all’uso delle macrofite come elemento di qualità biologica, del quale indice

MacroIMMI ricalcolato ha determinato lo stato sufficiente nel triennio 2012-2014, influendo sul giudizio

complessivo dello stato ecologico.

Per il lago di Ganna nei trienni di monitoraggio in rete nucleo 2009-2011 e 2014-2016 lo stato ecologico risulta

buono. Il fitoplancton (indice IPAM) consegue sempre un giudizio elevato, pertanto in questi due trienni la

classificazione è determinata dalle macrofite e dagli elementi chimico-fisici a sostegno (LTLeco), mentre nel

periodo 2012-2014 l’EQB macrofite determina il giudizio finale assegnando uno stato sufficiente (Tabella

125).

Tabella 125. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago di Ganna nei tre trienni di monitoraggio rete nucleo.


Stato LTLeco


Stato ecologico

Elementi che determinano

la classificazione

Ganna

2009-2011 BUONO BUONO NON CLASSIFICATO BUONO Macrofite, LTLeco

2012-2014 SUFFICIENTE BUONO NON CLASSIFICATO SUFFICIENTE Macrofite, LTLeco

2014-2016 BUONO BUONO BUONO BUONO Macrofite, LTLeco


127

16.7 Stato chimico

Il PTUA 2016 stabilisce per il lago di Ganna il mantenimento del buono stato chimico (Tabella 126). Lo stato


Tabella 126: Lago di Ganna: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POLSGALN1LO Ganna Valganna Mantenimento dello stato buono

Tabella 127: Stato chimico del lago di Ganna nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Ganna 2009-2014 BUONO

In Tabella 128 è riportato lo stato chimico del lago nei trienni di monitoraggio conclusi.

Tabella 128: Stato chimico del lago di GANNA nei tre trienni di monitoraggio rete nucleo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Ganna

2009-2011 - - -

2012-2014 BUONO - -

2014-2016 BUONO - -

16.8 Monitoraggio d’indagine

Il lago di Ganna nel 2016 è stato sottoposto a monitoraggio di indagine per le seguenti sostanze: metalli,

cadmio, mercurio, arsenico, VOC, clorobenzeni, IPA, antiparassitari e fenoli. Tali ricerche sono state

effettuate per valutare se il peggioramento delle comunità macrofitiche osservato nel 2012 (scomparsa di

Chara globularis) e la irregolare e scarsa distribuzione delle popolazioni di macroinvertebrati potesse

dipendere, considerata l’assenza di impatti, dalla presenza di questi composti chimici. I risultati analitici

hanno evidenziato solo la presenza dell’arsenico con concentrazione inferiore alla SQA-MA e superamento

del LOQ, oltre alla presenza di Pb, che però risulta in concentrazione inferiore al limite SQA-MA considerando

la frazione biodisponibile, per cui non influenza lo stato chimico.


128

17 LAGO DI GARLATE

17.1 Inquadramento

Il Lago di Garlate è un invaso poco profondo posto immediatamente a valle del Lago di Como. Esso di fatto rappresenta un allargamento del corso dell’Adda emissario, come testimoniato dal bassissimo tempo di ricambio. Le caratteristiche limnologiche riflettono quindi in modo pronunciato quelle del lago a monte. Il Garlate presenta comunque una buona stratificazione estiva, con un pronunciato gradiente di concentrazione per l’ossigeno, con condizioni prossime all’anossia sul fondo, e per i nutrienti, con evidente rilascio dai sedimenti. L’immissario principale è il fiume Adda che ne è anche principale emissario. La massima profondità è 35 metri con presenza a valle di una soglia di regolazione. La stazione di campionamento è posta in prossimità del punto di massima profondità.

Dal punto di vista tipologico, ai sensi del DM 131/2008, il Lago di Garlate appartiene al tipo AL5 – Laghi/invasi subalpini poco profondi. Per quanto riguarda le caratteristiche rispetto alla estensione e la frequenza della circolazione delle acque il lago è considerato olomittico; il rimescolamento avviene in modo completo fino al fondo. In Tabella 129sono mostrate le caratteristiche morfometriche del bacino idrografico e del lago di Garlate. Tabella 129. Morfometria e idrologia del Lago di Garlate (Fonte dati: http://www.flanet.org/sites/default/files/pubb/qualitaacque%20lacustriinlomblaghilomb2004.PDF)

Bacino idrografico

Superficie 44 (4552) km2

Massima elevazione Pizzo Derna (Pizzo Bernina)

Quota massima 1326 (4050) m slm

Immissario principale Fiume Adda

Emissario principale Fiume Adda

Lago

Superficie 4,64 km2

Rapporto area bacino/area lago 9,5 (981) -

Perimetro 9,5 km

Indice di sinuosità 1,24 -




Volume 70 106 m3



Stratificazione termica olomittico



129


17.2.1 Trasparenza

Nel grafico (Figura 87) è mostrato l’andamento della trasparenza nel periodo 2009-2016.

Figura 87. Andamento della trasparenza nel lago di Garlate dal 2009 al 2016.


Nel grafico (Figura 88) è mostrato l’andamento della temperatura nel periodo 2009-2016.

Figura 88. Profili di temperatura della colonna d’acqua a febbraio-marzo dal 2009 al 2016 nel lago di Garlate.


130




acque.

In Figura 89 è mostrato il profilo dell’Ossigeno disciolto lungo la colonna d’acqua a termine della

stratificazione.



In Figura 90 è mostrato l’andamento dell’azoto nitrico nei diversi strati della colonna d’acqua.



131

In Figura 91 è mostrato l’andamento dell’azoto ammoniacale nello strato di fondo e in superficie. I picchi

evidenziano in più di una occasione il rilascio di nutrienti dal fondo.


Le concentrazioni del fosforo totale nel lago di Garlate alla circolazione primaverile sono rappresentate in

Figura 92.



132


17.3.1 Fitoplancton

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del lago di Garlate si è

considerato il fitoplancton nel triennio 2009-2011.

Nella Figura 93 vengono riportati gli andamenti della clorofilla a dello strato eufotico nel lago di Garlate,

mentre in Figura 94 è mostrato l’andamento del biovolume mensile.

Figura 93. Concentrazioni di clorofilla a nello strato eufotico nel lago di Garlate (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 94. Valori di biovolume nello strato eufotico del lago di Garlate (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


133


monitoraggio sono riportati nella Tabella 130. In Tabella 131 sono riportati i valori medi di IPAM e relativa

classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio del lago di Garlate.

Tabella 130. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2010 nella stazione di campionamento del lago di Garlate.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 8,00 B/S=0,41 B/S= 2,70 B/S=0,26 B/S= 3,01

B/S=0,85 B/S= 0,60

Garlate 2009 3,9 0,82 1,13 0,74 3,17 0,69 0,74 BUONO

2010 6,4 0,63 4,40 0,45 3,15 0,67 0,61 BUONO

Tabella 131. Valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio del lago di Garlate.


Garlate

2009-2011 0,68 BUONO

2012-2014 - -

2014-2016 - -

17.3.2 Macrofite

Sul lago di Garlate sono state effettuate campagne di rilevamento della componente macrofitica nell’anno

2011 e nell’anno 2014.

La specie più abbondante è risultata essere l’alloctona Elodea nuttallii. Nel lago sono tuttavia presenti

numerosi altri generi tra i quali Potamogeton, Myriophyllum, Vallisneria, Zannichellia, Najas, Ceratophyllum

e Ranunculus. Da segnalare la presenza di Chara globularis in numerosi transetti.

A dimostrazione della presenza di numerosi generi e specie, l’indice di dissimilarità di B&C assegna un valore

di elevato stato ecologico alla comunità macrofitica nella prima campagna di rilevamento. Valore di elevato

stato ecologico che viene raggiunto anche dalla metrica Massima profondità di crescita (Zcmax) nella seconda

campagna di monitoraggio.

Complessivamente, l’analisi della componente macrofitica, per la quale si riportano in Tabella 132 i valori

degli indici, evidenzia uno stato buono. Si sottolinea però che i punteggi più bassi, tra le metriche calcolate,

sono proprio quelli relativi allo score trofico delle specie individuate.

Tabella 132. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago di Garlate.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Garlate 2011 0,66 0,89 0,55 0,70 BUONO

2014 0,95 0,52 0,55 0,67 BUONO


134


nell’anno 2014, sono state indagate le diatomee bentoniche. Questa componente non è stata usata per la

determinazione dello stato di qualità ecologica del lago di Garlate.


Nella Tabella 133sono riportati i valori dei singoli parametri che concorrono al calcolo dell’LTLeco.


classificazione di stato per ciascuna stazione nei tre trienni di monitoraggio sono riportati in Tabella 134. Nei

primi due trienni lo stato dell’indice LTLeco è sufficiente, mentre nell’ultimo triennio lo stato dell’indice

LTLeco è buono.

Tabella 133. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago di Garlate.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Garlate

2009 11 5,0 81

2010 28 5,7 11

2011 23 5,6 15

2012 26 4,9 16

2013 21 6,2 13

2014 17 6,9 63

2015 15 6,0 37

2016 15 7,3 52

Tabella 134. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del lago di Garlate.




Garlate

2009-2011 21 3 5,4 4 36 3 10 SUFFICIENTE

2012-2014 22 3 6,0 5 31 3 11 SUFFICIENTE

2014-2016 16 4 6,7 5 51 4 13 BUONO


Gli elementi chimici a sostegno monitorati tra il 2009 e il 2016 sono: arsenico, cromo totale, toluene, 1,1,1-

tricloroetano, 2-clorotoluene, 4-clorotoluene, o-xilene, m-xilene, p-xilene.


elementi che hanno registrato un eventuale superamento dei limiti SQA e LOQ.

In Tabella 136 è riportata la classificazione per il periodo di monitoraggio operativo.


135

Tabella 135. Stato degli elementi chimici a sostegno per il lago di Garlate.



Garlate

2009

NON CLASSIFICATO - - 2010

2011

2012 BUONO - Cromo, arsenico

2013 BUONO - Cromo, arsenico

2014 BUONO - Arsenico



Tabella 136. Classificazione dello stato degli elementi chimici a sostegno per il lago di Garlate.



Garlate


2012-2014 BUONO - Cromo, arsenico



136



il lago di Garlate (Tabella 137). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è scarso

(Tabella 138).

Tabella 137. Lago di Garlate: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POADGALN1LO Garlate Lecco Buono al 2027

Tabella 138. Stato ecologico lago di Garlate nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Garlate 2009-2014 SCARSO




Si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione pubblicata nel PTUA 2016 dovute al

ricalcolo dell’indice MacroIMMI (macrofite), che risultava in stato scarso. Utilizzando, più correttamente, i

valori di riferimento del macrotipo L3 (profondità maggiore o uguale a 15 metri) anziché quelli del macrotipo

L2, lo stato delle macrofite risulta buono.

Per il lago di Garlate, per i primi due trienni di monitoraggio operativo lo stato ecologico risulta sufficiente.

Gli elementi di qualità biologica (fitoplancton e macrofite) risultano in stato buono mentre gli elementi fisico-

chimici a sostegno (LTLeco) risultano in stato sufficiente. Sempre nei primi due trienni, gli elementi chimici a

sostegno conseguono uno stato buono. Nell’ultimo triennio di monitoraggio lo stato ecologico risulta buono

(Tabella 139).

Tabella 139. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago di Garlate nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Garlate

2009-2011 BUONO SUFFICIENTE NON CLASSIFICATO SUFFICIENTE Fitoplancton, LTLeco

2012-2014 BUONO SUFFICIENTE BUONO SUFFICIENTE LTLeco

2014-2016 BUONO BUONO BUONO BUONO Macrofite, LTLeco


137

17.7 Stato chimico


lago di Garlate (Tabella 140). Lo stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta non


Tabella 140: Lago di Garlate: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POADGALN1LO Garlate Lecco Buono al 2027

Tabella 141: Stato chimico del lago di Garlate nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Garlate 2009-2014 NON BUONO

In Tabella 142 è mostrato lo stato chimico per ogni anno di monitoraggio e l’elemento che eventualmente ha

determinato lo stato chimico non buono.

Tabella 142. Stato chimico del lago di Garlate.

Corpo idrico Anno Stato

chimico >SQA-MA >SQA-CMA

Garlate

2009

NON BUONO Mercurio Mercurio 2010

2011



2014 BUONO - -

2015 NON BUONO - Nichel

2016 BUONO - -

Nei primi due trienni di monitoraggio operativo il corpo idrico non ha conseguito uno stato chimico buono a

causa del superamento dello SQA-CMA per il mercurio. Ugualmente nel triennio 2014-2016 il corpo idrico

non ha conseguito uno stato chimico buono a causa del superamento degli SQA per il nichel (Tabella 143).

Tabella 143: Stato chimico del lago di Garlate nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Garlate





138

18 LAGO DI GHIRLA

18.1 Inquadramento

Il Lago di Ghirla è un bacino di tipo glaciale e le

rocce di cui è costituito sono in parte porfidi

rosso-bruni e granitoidi e in parte calcari selciferi

e dolomia di età triassica.


131/2008, il Lago di Ghirla appartiene al tipo AL4

- Laghi/invasi sudalpini, polimittici.


alla estensione e alla frequenza della circolazione

delle acque il lago è considerato polimittico.

Il lago è regolato da 2 paratie, con scarico dal

fondo, che regolano il livello del lago. A partire

dagli anni 80 del secolo scorso la gestione delle

paratie è passata dall’ENEL alla Regione

Lombardia che le utilizza al fine di garantire il

mantenimento del livello di acqua ottimale per l’habitat della palude che si trova a monte del lago. Il deflusso

minimo vitale del Margorabbia è assicurato dallo stramazzo dell’acqua a lato della paratia. Nel corso degli

ultimi anni (2015-2016), specialmente nei periodi di scarsa piovosità, sono stati riscontrati abbassamenti

considerevoli del livello del lago.

In Tabella 144 sono mostrate le caratteristiche morfometriche del bacino idrografico e del lago di Ghirla.

Tabella 144. Morfometria e idrologia del Lago di Ghirla


Bacino idrografico

Superficie 15,4 km2

Massima elevazione Monte Piambello


Immissario principale Rio Margorabbia

Emissario principale Rio Margorabbia

Lago

Superficie 0,25 km2


Perimetro 3,2 km



Profondità media -m


Volume -10 6m3

Volume utile alla massima regolazione -10 6m3



Tasso di sedimentazione -cm a-1


139


18.2.1 Trasparenza

La trasparenza (Figura 95) del Lago di Ghirla ha raggiunto valori compresi tra un minimo di 1,6 m e un massimo

di 7 m e ha un andamento inversamente proporzionale a clorofilla e biovolume del fitoplancton.

La trasparenza risulta maggiore nel periodo invernale quando la clorofilla e il biovolume sono inferiori a causa

della scarsa produzione del fitoplancton.

Figura 95. Andamento della trasparenza nella stazione del lago di Ghirla.


Nella Figura 96 è rappresentato l’andamento della temperatura dell’acqua negli strati superficiale e di fondo.

Si può notare come i due andamenti siano sincroni con punti di sovrapposizione che corrispondono ai

momenti in cui vi è circolazione delle acque del bacino e pertanto la temperatura si uniforma lungo tutto la

colonna. Nel periodo estivo invece le temperature alle due profondità si discostano evidenziando quindi la

presenza di una stratificazione termica stabile.


140

Figura 96 Andamento della temperatura del Lago di Ghirla in superficie e sul fondo dal 2009 al 2016.


La concentrazione dell’ossigeno disciolto è strettamente legata ai parametri chimico-fisici che ne determinano la solubilità ed ai processi di fotosintesi ed ossidazione della materia organica presente nelle acque. Durante la stagione estiva si osserva in modo evidente come il prevalere dei processi ossidativi, abbinato all’isolamento delle acque ipolimniche induca una progressiva diminuzione della concentrazione di ossigeno. Dal grafico è evidente come la stratificazione termica determini una barriera tra gli strati di acqua della colonna così che si passa da un buon tenore di ossigeno compreso tra i 95% e 125% (sovrasaturazione) nei primi 4 m di colonna a una condizione di anossia nello strato profondo caratterizzata da una concentrazione tra l’1% e il 20%. Eccezione a questo andamento si ha nel 2012 quando, a causa del notevole biovolume di fitoplancton si è avuta una produzione primaria di ossigeno che ha mantenuto anche nello strato ipolimnico una saturazione intorno al 60%.


stratificazione.


141

Figura 97. Profili della concentrazione di ossigeno disciolto a fine stratificazione dal 2009 al 2016 nel lago di Ghirla.


Dall’osservazione dei grafici si può evincere che l’azoto nitrico ha una maggiore concentrazione in superficie

e presenta dei valori massimi nel periodo primaverile quando i composti ridotti dell’azoto, quali ammoniaca

e nitriti, sono ridistribuiti e completamente ossidati (Figura 98 e Figura 99). L’ammoniaca è presente sempre

in maggior concentrazione sul fondo e presenta dei picchi di concentrazione in periodi in cui vi è

stratificazione termica e l’ambiente del fondo è anossico e isolato dal resto della colonna.

Dall’osservazione dei grafici (Figura 100) è visibile un leggero incremento delle concentrazioni del fosforo

nelle acque profonde nel periodo primaverile. Alla circolazione invernale la concentrazione media del

parametro sulla colonna d’acqua è bassa e tipica di un ambiente non eutrofizzato.

Figura 98. Concentrazioni di azoto nitrico in superficie e sul fondo nei campionamenti dal 2009 al 2016.


142

Figura 99. Concentrazioni di azoto ammoniacale nello strato di fondo e superficie nei campionamenti dal 2009 al 2016.



18.3.1 Fitoplancton

Dall’analisi delle comunità fitoplanctoniche del Lago di Ghirla la maggior densità di individui appartiene ai

generi Asterionella, Fragilaria, Cyclotella, Cryptomonas e Mallomonas. Tale valutazione non è stata effettuata

nel periodo dal 2015-2016 in quanto si è scelto di utilizzare le macrofite quale elemento di qualità biologica

al fine della classificazione.


143

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago di Ghirla si è

considerato il fitoplancton, in quanto risponde meglio al fattore di pressione legato all’eutrofizzazione. Per il

fitoplancton l’indice utilizzato per la classificazione è l’IPAM (Italian Phytoplankton Assessment Method).

La produzione algale del lago di Ghirla ha la sua massima produttività nei periodi estivi. Considerando

l’andamento temporale si può notare che nel 2014 vi è stato una diminuzione della concentrazione sia di

Clorofilla e che del Biovolume.

Nella Figura 101 vengono riportati gli andamenti della clorofilla a dello strato integrato nella stazione di

Valganna, mentre in Figura 102 è mostrato l’andamento del biovolume mensile dello strato integrato.

Figura 101. Concentrazioni di clorofilla a nello strato integrato nella stazione di Valganna (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 102. Valori di biovolume nello strato integrato nella stazione di Valganna (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


144


monitoraggio sono riportati nella Tabella 145. Il giudizio fornito dall’IPAM annualmente colloca il lago al limite

buono/sufficiente o assegna uno stato buono.

Come si può osservare in Tabella 146 i valori medi di IPAM assegnano lo stato buono nei due trienni di

monitoraggio in cui il fitoplancton è stato utilizzato come elemento di qualità biologica.

Tabella 145. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2014 nella stazione di campionamento del Lago di Ghirla.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 8,00 B/S= 2,70 B/S= 3,01

B/S= 0,60

Ghirla

2009 10,5 0,49 2,66 0,60 3,10 0,65 0,60 BUONOE

2010 8,0 0,60 1,25 0,76 3,11 0,65 0,67 BUONO

2011 11,5 0,46 3,54 0,52 3,19 0,70 0,59 SUFFICIENTE

2012 12,7 0,43 2,68 0,60 3,02 0,60 0,56 SUFFICIENTE

2013 5,9 0,69 3,98 0,50 3,25 0,73 0,66 BUONO

2014 8,0 0,60 1,06 0,81 3,17 0,69 0,70 BUONO

Tabella 146. Valori medi di IPAM medi e relativa classificazione di stato nei due trienni di monitoraggio del lago di Ghirla.


GHIRLA 2009-2011 0,62 BUONO

2012-2014 0,64 BUONO

18.3.2 Macrofite

Le macrofite sono state utilizzate per la classificazione dello stato ecologico nel triennio 2014-2016.

L’analisi della comunità nel 2016 ha evidenziato che rispetto al 2008 ove la vegetazione galleggiante era

rappresentata da piccole popolazioni di Schoenoplectus lacustris, Trapa natans, Nymphaea alba, Nuphar

luteum e Ceratophyllum demersum seguito da Myriophyllum spicatum e Najas marina per quanto riguarda

le specie che crescono immerse, si è ridotta notevolmente in biodiversità. Nel 2016 infatti è stata rilevata

solo la presenza delle specie Najas marina ssp. marina, Trapa natans e Myriophyllum spicatum.

In Tabella 147 si riportano i valori delle metriche che compongono l’indice MacroIMMI e il giudizio finale

ottenuto. La ridotta profondità massima di crescita e il notevole allontanamento rispetto a siti di ambienti

considerati di riferimento incidono fortemente sul punteggio complessivo che assegna uno stato di qualità

scarso.

Le macrofite sono importanti indicatori dei cambiamenti idro-morfologici dei laghi. Queste si sviluppano nella

zona litoranea che è la fascia maggiormente sensibile ai cambiamenti di regime e alla fluttuazione del livello

d'acqua; una zonazione generale delle macrofite può essere ipotizzata sulla base delle caratteristiche

adattative legate alla fisiologia e alla forma/struttura di ciascuna specie. Probabilmente i cambiamenti nelle


145

dinamiche di fluttuazione del livello d'acqua che sono state rilevate per questo bacino, possono aver

influenzato la distribuzione e l'altezza delle fasce vegetazionali così da non raggiungere un livello di qualità

buono.

Tabella 147. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago di Ghirla.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Ghirla 2016 0,00 0,25 0,53 0,26 SCARSO



Tabella 148. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago di Ghirla.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Ghirla

2009 8 3,1 12

2010 7 5,3 43

2011 <5 4,9 24

2012 14 4,6 18

2013 - 3,8 8

2014 13 4,3 6

2015 10 3,8 34

2016 11 3,4 7


classificazione di stato per ciascuna stazione nei tre trienni di monitoraggio sono riportati in Tabella 149.

La concentrazione di fosforo totale alla circolazione è ridotta e solo nel triennio 2012-2014 supera, seppur di

poco, la soglia dei 12 µg/L non ottenendo il punteggio più elevato. Il parametro che influisce negativamente

sul valore dell’LTLeco è l’ossigeno ipolimnico al termine della stratificazione termica che solo nel 2010 supera

la soglia del 40% di saturazione.

Tabella 149. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del Lago di Ghirla




Ghirla

2009-2011 6 5 4,5 4 26 3 12 BUONO

2012-2014 13 4 4,2 4 11 3 11 SUFFICIENTE

2014-2016 11 5 3,8 4 16 3 12 BUONO


146


Per il lago di Ghirla non sono stati determinati gli elementi chimici a sostegno nel triennio 2009-2011. Dal

2013 si è scelto di verificare la presenza del cromo, ma il parametro si è sempre mantenuto al di sotto del

limite di quantificazione.

Nel 2016 si è aggiunto il monitoraggio dell’arsenico la cui media annua, pur rispettando l’SQA-MA ha superato

il limite di quantificazione determinando uno stato buono per il triennio 2014-2016.


Tabella 150. Stato degli elementi chimici a sostegno nel lago di Ghirla.



Ghirla


2012-2014 ELEVATO - -



147



il lago di Ghirla (Tabella 151). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è


Tabella 151. Lago di Ghirla: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03 POTIGHLN1lo1 Ghirla Valganna Buono al 2021

Tabella 152. Stato ecologico lago di GHIRLA nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Ghirla 2009-2014 SUFFICIENTE




Nel caso del Lago di Ghirla si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione pubblicata

nel PTUA 2016 dovute all’applicazione del nuovo indice di calcolo basato sul fitoplancton (IPAM), per cui nel

periodo 2009-2011 il lago consegue l’obiettivo del buono stato ecologico (Tabella 153).

Nei trienni successivi gli elementi chimico-fisici a sostegno (LTLeco) nel secondo triennio e la comunità delle

macrofite (MacroIMMI) nel terzo triennio determinano il mancato raggiungimento dell’obiettivo buono.

L’indice basato sulle macrofite in particolare restituisce il giudizio peggiore nell’ultimo triennio, indicando

uno scostamento considerevole rispetto alla condizione naturale. È possibile che tale valutazione sia

influenzata dalle oscillazioni del livello lacustre, apparse più marcate a partire dal 2010. Questo fattore, unito

alle caratteristiche morfometriche del lago, caratterizzato da rive con pendenza accentuata per buona parte

della sua estensione, ha penalizzato fortemente lo sviluppo delle macrofite.

Tabella 153. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago di GHIRLA nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico Elementi che

determinano la classificazione

Ghirla

2009-2011 BUONO BUONO NON CLASSIFICATO BUONO Fitoplancton, LTLeco

2012-2014 BUONO SUFFICIENTE ELEVATO SUFFICIENTE LTLeco

2014-2016 SCARSO BUONO BUONO SCARSO Macrofite


148

18.7 Stato chimico


lago di Ghirla (Tabella 154). Lo stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta non


Tabella 154. Lago di Ghirla: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03 POTIGHLN1lo1 Ghirla Valganna Buono al 2021

Tabella 155. Stato chimico del lago di Ghirla nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Ghirla 2009-2014 NON BUONO

Il lago non ha raggiunto il buono stato chimico solo nel triennio 2012-2014 (Tabella 156) a causa del

superamento della concentrazione massima ammissibile (SQA-CMA) per il mercurio verificatosi nel 2012. Si

evidenzia che tale superamento non è stato sistematico, ma si è verificato in occasione di un solo

campionamento e solo all’interno dell’ipolimnio.

Tabella 156. Stato chimico del lago di Ghirla nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Ghirla

2009-2011 BUONO - -


2014-2016 BUONO - -


149

19 LAGO D’IDRO

19.1 Inquadramento

Il Lago d’Idro è un lago naturale regolato

artificialmente da sbarramenti artificiali (dighe),

situato nelle Alpi Orobie all’estremità nord-

orientale della provincia di Brescia. Il bacino, a

differenza di altri laghi prealpini italiani, è racchiuso

da alture anche a Sud che esercitano un effetto

protettivo dei venti, con effetti negativi sulla

circolazione delle acque ipolimniche.

Nella parte bassa del lago è stata realizzata

un’opera di sbarramento dell’emissario e due

gallerie di derivazione. Il lago è soggetto a massicce

regolazioni d’acqua effettuate da diversi soggetti

(idroelettrici e agricoltori) che comportano ampie

fluttuazioni del livello delle sue acque.

Il livello di massima regolazione, imposto dal

servizio dighe, è pari a 368,5 m s.l.m. Mentre a partire dal 2008 è stato stabilito come livello di minima

regolazione 367,2 m, al fine di garantire il transito del deflusso minimo vitale (DMV), nel tratto di fiume Chiese

compreso tra l’incline del lago e la restituzione in alveo della galleria di scarico di fondo del lago stesso.

Gli immissari principali sono il fiume Chiese e il fiume Caffaro, mentre l’unico emissario è il fiume Chiese che

si getta poi nel fiume Oglio nei pressi di Canneto sull’Oglio.

E’ presente un’unica stazione di campionamento posta a centro lago nel zona di massima profondità

all’altezza del comune di Anfo.

Dal punto di vista tipologico, ai sensi del DM 131/2008, il Lago d’ Idro appartiene al tipo AL6: si tratta di laghi

o invasi subalpini profondi dell’Italia settentrionale, situati a quota inferiore a 800 m s.l.m. e aventi profondità

media della cuvetta lacustre superiore o uguale a 15 m.


lago è considerato meromittico; questa caratteristica ha un’origine sia creogenica, dovuta alla presenza di

gessi nella litologia circostante, sia alla particolare collocazione del corpo d’acqua molto riparata dall’azione

dei venti, tale da facilitare l’instaurarsi del processo di meromissi.

Il lago d’Idro è stato individuato come zona di protezione speciale (ZPS) ai sensi della direttiva n. 79/409/CEE.

Inoltre nella sponda trentina del bacino lacustre è presente un Biotopo “Lago d’Idro” riconosciuto come zona

di importanza comunitaria (SIC IT3120065) classificato ai sensi dell’art. 4 della direttiva n. 92/43/CE, e

compreso anche nella rete ecologica europea “Natura 2000”.

In Tabella 157 sono mostrate le caratteristiche morfometriche del bacino idrografico e del lago d’Idro.


150

Tabella 157. Morfometria e idrologia del Lago d’Idro


Bacino idrografico

Superficie 617 km2

Massima elevazione Monte Carè Alto


Immissario principale Fiume Chiese

Emissario principale Fiume Chiese

Lago

Superficie 11,4 km2


Perimetro 24 km





Volume 684 x 106m3

Volume utile alla massima regolazione 75 x 106m3


Stratificazione termica Meromittico



151


19.2.1 Trasparenza

I valori di trasparenza misurati sul lago d’Idro (Figura 103) tra marzo 2009 e novembre 2016 sono compresi

tra 1,2 m e 10 m, con un valore medio annuo generalmente inferiore a 5 m, dato che sta ad indicare un’alta

produttività algale.

I valori più alti di trasparenza sono tipici dei mesi autunnali e primaverili, periodo a cui corrisponde

generalmente una bassa produzione algale. Mentre i valori minimi sono relativi della stagione estiva in

corrispondenza di alti valori di produzione algale. Altri fattori possono però incidere su queste dinamiche,

quali la torbidità dell’acqua dovuta magari a recenti fenomeni piovosi o l’azione del grazing dello zooplancton

sul fitoplancton.

Figura 103. Andamento della trasparenza nella stazione di Anfo sul lago d’Idro dal 2009 al 2016.


Il lago d’Idro è classificato come lago meromittico, e come tale non presenta mai un periodo di piena

circolazione delle acque: gli strati profondi a causa anche della maggiore densità delle acque rimangono

segregati e isolati rispetto a quelli sovrastanti e non contribuiscono all’apporto di sostanze nutritive.

Come si evidenzia dalla Figura 104, ove sono riportati i profili di temperatura del periodo 2004-2016 relativi

ai mesi primaverili (periodo di massima circolazione delle acque del lago), non si evidenziano mai periodi di

isotermia completa.

Le più basse temperature epilimniche primaverili sono state registrate nei mesi di marzo 2005 e 2006 con

valori di circa 4 °C, di contro le più alte temperature dello stesso periodo sono relative al mese marzo 2012

con 9,97 °C e marzo 2014 e 2016 con circa 8,7 °C.

Le temperature prossime al fondo registrate nei mesi primaverili si mantengono intorno ai 7 °C, con minimo

registrato nel 2006 pari a 6,73 °C e un massimo di 7,38 °C relativo al 2016.


152

Figura 104. Profili di temperatura della colonna d’acqua a marzo-aprile dal 2004 al 2016.


Nel lago d’Idro la situazione relativa all’ossigeno disciolto è particolarmente critica, in quanto gli stati profondi

non sono riforniti di ossigeno neanche nei periodi di piena circolazione per l’assenza del rimescolamento

delle acque dovuta allo stato meromittico, con conseguente ipossia dell’ipolimnio e l’instaurarsi di processi

di decomposizione anaerobica.

Il grafico di Figura 105, che mostra la serie storica 2004-2016 dell’andamento dell’ossigeno percentuale al

termine della stratificazione termica, conferma l’instaurarsi di una situazione di carenza di ossigeno già a

partire dai 30 metri di profondità con valori di saturazione inferiori al 40% che calano con la profondità fino

a raggiungere valori di saturazione prossimi allo 0% sul fondo. Tale parametro influisce negativamente sulla

classificazione del lago in quanto la percentuale di saturazione nell’ipolimnio al termine della stratificazione

termica è sempre inferiore al 40%.

Nello stesso periodo negli strati più superficiali dell’epilimnio e metalimnio, grazie alla produzione

fotosintetica, si registrano condizioni di buona saturazione dell’ossigeno o addirittura di sovrasaturazione

come nel mese di ottobre 2007 dove è stato registrato il valore massimo di 126 % di ossigeno disciolto alla

profondità di 8 metri con una tipica curva eterograda positiva.


153



In Figura 106 è mostrato l’andamento dell’azoto nitrico in superficie e sul fondo del lago tra il 2009 e il 2016.

Negli strati superficiali, il parametro presenta forti variazioni stagionali con valori massimi registrati

tipicamente nella stagione primaverile, che tendono poi a calare tra giugno ed agosto a causa del consumo

che ne viene fatto dai produttori primari. Il valore massimo pari a 0,81 mg/L è stato registrato a marzo del

2009.

Sul fondo, a causa della perenne condizione di anossia, l’azoto nitrico risulta spesso scarso o assente con

valori pari o inferiori limite di quantificazione. I picchi registrati a marzo 2012 e 2013 sono da considerarsi

delle anomalie analitiche. Nel 2015, inoltre, il limite di quantificazione del parametro è passato da 0,055 mg/L

a 0,125 mg/L.


154


A differenza dei nitrati, l’azoto ammoniacale è più abbondante in condizioni di scarsa concentrazione di

ossigeno, fattore limitate per l’istaurarsi del processo di nitrificazione. Dal grafico di Figura 107, è evidente

come cambiano le concentrazioni di ammoniaca tra la superficie e il fondo. In superficie, grazie alla buona

presenza di ossigeno, la concentrazione di ammoniaca si mantiene pari o di poco superiori al limite di

quantificazione in tutti i mesi campionati con massimo di 0,046 mg/L registrato ad ottobre del 2016.

Gli strati più profondi, invece, essendo carenti di ossigeno o addirittura anossici, mostrano alti livelli di

ammonica con valori massimi registrati nel 2016 e in particolare a novembre con un picco di 1,82 mg/L.



155

Nella Figura 108 è mostrato l’andamento del fosforo totale nel lago d’Idro nel periodo della circolazione

primaverile lungo l’intera colonna d’acqua. Le concentrazioni di fosforo sono più basse in superficie, con

valori tra i 5-10 µg/L, che aumentano in modo consistente con la profondità fino a raggiungere valori molto

elevati sul fondo, ove tale sostanza rimane segregata e indisponibile per l’assenza di periodi di completa

circolazione. Nel complesso negli strati ipolimnetici del lago d’Idro si misurano valori di fosforo sempre

superiori ai 100 µg/L. Il valore massimo pari a 325 µg/L è stato trovato sul fondo a marzo 2016, mentre il

valore minimo di 5 µg/L è relativo allo strato superficiale a marzo del 2010. In generale, vi è un trend in

aumento delle concentrazioni di fosforo negli strati ipolimnetici, fattore che influisce negativamente sulla

classificazione del lago.



19.3.1 Fitoplancton

L’analisi della comunità fitoplanctonica evidenzia valori di biomassa media annuo compresi tra 1,10 mm3/L e

3,55 mm3/L, con valori massimi tipicamente nelle stagioni primaverili ed estive e minimi nei mesi di

novembre.

Ad aprile del 2009 è stato registrato un episodio di bloom algale in cui sono stati misurati più di 15 mm3/L di

biovolume, in gran parte dovuti al contributo della specie Aulacoseira cfr. islandica appartenente al taxon

delle Bacillariophyceae.

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago d’Idro si è considerato

il fitoplancton, in quanto risponde meglio al fattore di pressione legato all’eutrofizzazione.

L’analisi quali-quantitativa della comunità fitoplanctonica del lago d’Idro condotta dal 2009 al 2016 ha messo

in evidenza la netta dominanza del taxon delle Bacillariophyceae in quasi tutti i mesi campionati ed in

particolare nella stagione primaverile ed estiva. Si può considerare questo gruppo algale, il principale

responsabile degli alti valori di biovolume medio misurati annualmente.


156

Il taxon è rappresentato in particolarmente da specie di grandi dimensioni quali Fragilaria crotonensis,

Asterionella formosa e Aulacoseira spp.

La dominanza delle Bacillariophyceae è spiegata dalla presenza di fattori favorevoli al loro sviluppo e che gli

consentono di vincere la competizione con altre specie algali.

Nei mesi primaverili, per esempio, l’insolazione risulta aumentata rispetto al periodo invernale, si ha una

maggiore disponibilità di nutrienti e inoltre è presente una certa turbolenza che permette a queste alghe di

sedimentare meno velocemente. Anche l’abbondante presenza di silice, tipica dei mesi marzo e aprile,

rappresenta sicuramente un fattore positivo per il loro sviluppo. Caratteristiche di questa stagione sono le

specie Aulacoseira spp. e Cyclotella cfr. comensis.

Alla base dei picchi di biovolume registrati ad agosto 2011 e nei mesi di giugno 2013, 2014 e 2016 vi è il

massivo sviluppo della Bacillariophyceae, con la specie Fragilaria crotonensis.

Questo taxon è in grado di svilupparsi anche in condizioni di stratificazione, che di per sé sarebbero poco

favorevoli allo sviluppo delle Diatomee, grazie alla sua capacità di adattarsi ad una particolare “nicchia

metalimnica” (Morabito, 2002): in prossimità degli strati metalimnici riesce infatti a trovare condizioni

favorevoli di temperatura, radiazione luminosa e disponibilità di nutrienti tali da favorire il suo sviluppo anche

nel periodo estivo.

Altri gruppi algali importanti per il loro contributo in termini di biovolume sono i Cyanobacteria e le

Cryptophyta. I primi sono rappresentati in primis dalle specie Planktothrix rubescens e Aphanizomenon flos-

aquae, caratteristici della stagione tardo estiva ed invernale.

Si segnala inoltre la massiccia presenza nei mesi estivi del taxon delle Coniugatophyceae, rappresentato in

gran parte dalla specie Mougeotia sp. , che in particolare nell’agosto 2010 raggiunge il valore massimo pari

a 0,69 mm3/l. Il grande sviluppo di quest’alga è favorito dalla sua capacità di competere per il fosforo e dalla

sua resilienza sia alla predazione (grazing) che alla tendenza a cadere verso il fondo (sinking).

La clorofilla è tra i parametri chimici-biologici più efficaci per la caratterizzazione dello stato trofico di un

ambiente lacustre, in quanto, entro certi limiti può esprimere la densità fitoplanctonica e quindi la biomassa

algale. Il grafico di Figura 109 rappresenta l’andamento della clorofilla a, tra marzo 2009 e novembre 2016.

Si può notare un andamento ciclico delle concentrazioni di clorofilla a, con valori maggiori nelle stagioni

primaverili ed estive, in corrispondenza della massima produzione algale, e minimi nei mesi di novembre,

periodo in cui si registrano anche bassi valori di biovolume. Il valore massimo di clorofilla a, pari a 16,5 µg/L

è stato misurato a marzo del 2011, mentre valori minimi, talvolta inferiori al limite di rilevabilità pari a 0,5

µg/L, sono tipici della stagione tardo autunnale.


157

Figura 109. Concentrazioni di clorofilla a nello strato eufotico nella stazione di Anfo sul lago d’Idro (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Nel grafico di Figura 110, che riporta l’andamento del biovolume tra il 2009 e il 2016, si nota come la

concentrazione di questo parametro si mantiene quasi costantemente superiore a 1 mm3/L, limite stabilito

dalla legge per la classificazione tra buono e sufficiente, rispecchiando così una condizione di lago in

condizione di eutrofia.

Figura 110. Valori di biovolume del fitoplancton del lago d’Idro dal 2009 al 2016 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).




158

Come si può notare solitamente il valore delle tre metriche si mantiene sotto a il limite, stabilito dalla legge,

tra buono e sufficiente e concorrono così alla classificazione dello stato finale in sufficiente. Il 2013 si discosta

dall’andamento generale grazie all’alto valore delle metriche clorofilla a e PTIot, per cui è stato possibile

raggiungere uno stato buono.

Tabella 158. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento del lago d’Idro.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn


Biovolume medio

RQEn PTIot

PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 4,25 B/S= 1 B/S= 3,22

B/S= 0,60

Idro

2009 5,0 0,54 3,55 0,42 3,15 0,53 0,48 SUFFICIENTE

2010 4,5 0,58 1,54 0,53 3,02 0,42 0,48 SUFFICIENTE

2011 6,1 0,47 2,52 0,44 3,20 0,58 0,51 SUFFICIENTE

2012 3,6 0,66 1,10 0,62 2,95 0,36 0,49 SUFFICIENTE

2013 3,0 0,72 1,77 0,59 3,28 0,66 0,63 BUONO

2014 4,4 0,59 1,53 0,54 3,15 0,54 0,54 SUFFICIENTE

2015 5,7 0,5 2,00 0,47 3,15 0,54 0,51 SUFFICIENTE

2016 5,3 0,52 2,60 0,46 3,09 0,49 0,48 SUFFICIENTE

Il giudizio di stato buono conseguito nel 2013 dall’indice IPAM, non incide però sulla classificazione del

triennio 2012-2013 che, come si vede dalla Tabella 159 ottiene un giudizio sufficiente, in linea con gli altri

periodi.

Tabella 159. Valori medi di IPAM medi e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio del lago d’Idro.


Idro




19.3.2 Fauna ittica

Nel corso del 2014 è stata esaminata anche la comunità ittica al fine di calcolare il Lake Fish Index. Per

un’analisi più dettagliata dei dati si rimanda allo studio pubblicato dalla DG Agricoltura, consultabile al

seguente indirizzo web:



Di seguito si riporta la sintesi dei risultati ottenuti (Tabella 161).

Tabella 160. Valori delle singole metriche e valore di LFI, in RQE, del lago d’Idro


Lago d’Idro 2014 6,67 2,00 6,00 8,00 10,00 0,65 BUONO


159




classificazione di stato per ciascuna stazione nei tre trienni di monitoraggio sono riportati in Tabella 162.

In ogni triennio lo stato dell’indice LTLeco è sufficiente, in quanto la somma dei punteggi è sempre inferiore

12, che rappresenta il limite, stabilito dalla legge, tra sufficiente e buono.

Tabella 161. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago d’ Idro.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Idro

2009 113 6,9 3

2010 153 4,0 3

2011 134 3,8 2

2012 150 5,0 0

2013 159 4,9 2

2014 117 3,1 13

2015 167 3,9 8

2016 178 4,8 2

Tabella 162. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del lago d’Idro.




Idro

2009-2011 133 3 4,9 3 3 3 9 SUFFICIENTE

2012-2014 142 3 4,4 3 5 3 9 SUFFICIENTE

2014-2016 154 3 3,9 3 8 3 9 SUFFICIENTE


In base all’analisi delle pressioni gravanti sul bacino si è stabilito di ricercare nelle acque del lago d’Idro

l’arsenico e il cromo, quali sostanze appartenenti all’elenco degli elementi chimici a sostegno.

Nei primi due trienni con giudizio buono, gli elementi ricercati sono risultati sempre conformi allo standard

di qualità ambientale, con un superamento del LOQ dell’arsenico in entrambi i trienni, e del cromo solo nel

periodo 2012-2014.

Nel triennio 2014-2016 nessuno degli elementi chimici a sostegno ricercati ha superato lo standard di qualità

ambientale e il limite di quantificazione pertanto è stato raggiunto un giudizio elevato



160

Tabella 163. Stato degli elementi chimici a sostegno per il lago d’Idro.


chimici a sostegno >SQA-MA

Media annua >LOQ

Idro



2014-2016 ELEVATO - -


161



il lago d’Idro (Tabella 164). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è sufficiente

(Tabella 165).

Tabella 164. Lago d’Idro: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POPOOG3CH2LN1lo Idro Anfo Buono al 2027

Tabella 165. Stato ecologico del lago d’ Idro nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Idro 2009-2014 SUFFICIENTE




Nel caso del Lago d’Idro non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione pubblicata

nel PTUA 2016.

Il lago d’ Idro ha conseguito in tutti i tre trienni di monitoraggio operativo lo stato ecologico sufficiente. Sia

lo stato degli EQB (fitoplancton) che gli elementi fisico-chimici a sostegno (LTLeco) risultano in stato

sufficiente, mentre gli elementi chimici a sostegno conseguono uno stato buono nei primi due trienni ed

elevato nel triennio successivo (Tabella 166).

Tabella 166. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del lago d’Idro nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Idro

2009-2011 SUFFICIENTE SUFFICIENTE BUONO SUFFICIENTE Fitoplancton,

LTLeco

2012-2014 SUFFICIENTE SUFFICIENTE BUONO SUFFICIENTE Fitoplancton,

LTLeco

2014-2016 SUFFICIENTE SUFFICIENTE ELEVATO SUFFICIENTE Fitoplancton,

LTLeco


162

19.7 Stato chimico

Il PTUA 2016 stabilisce per il lago di il mantenimento del buono stato chimico (Tabella 167). Lo stato chimico

del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta buono (Tabella 168).

Le sostanze dell’elenco di priorità selezionate sulla base dell’analisi delle pressioni e dei risultati dei

campionamenti pregressi sono cadmio, piombo, mercurio e nichel.

Tabella 167. Lago d’Idro: stazione di monitoraggio e obiettivo stato chimico (PTUA 2016).

Codice corpo idrico Corpo idrico Stazionedi monitoraggio Obiettivo chimico

IT03POPOOG3CH2LN1lo Idro Anfo Mantenimento dello stato Buono

Tabella 168. Stato chimico del lago d’Idro nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Idro 2009-2014 BUONO

In Tabella 169 è riportato lo stato chimico per il periodo di monitoraggio operativo. Nel triennio di

monitoraggio 2009-2011 il superamento della concentrazione massima ammissibile (SQA-CMA) in occasione

di un solo campionamento e a una sola profondità per il mercurio ha determinato il mancato conseguimento

del buono stato chimico. Nei due trienni successivi tale sostanza si è sempre mantenuta inferiore al limite di

quantificazione ad ogni profondità campionata.

Le altre sostanze ricercate hanno sempre rispettato gli standard di qualità ambientale in ogni anno

campionato e profondità, pur essendosi verificati alcuni sporadici superamenti del limite di quantificazione.

Tabella 169. Stato chimico del lago d’Idro nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Idro


2012-2014 BUONO - -

2014-2016 BUONO - -


163

20 IDROSCALO

20.1 Inquadramento

L'idroscalo di Milano fu uno scalo per idrovolanti

realizzato alla fine degli anni venti del secolo

scorso, situato nelle vicinanze dell'Aeroporto di

Milano-Linate.

Il bacino artificiale è lungo 2.600 metri, largo tra i

250 ed i 400 metri e profondo tra i 3 e 5 metri.

L’Idroscalo è monitorato nella stazione di

campionamento posta nel punto di massima

profondità (5,5 metri) nel territorio del Comune di

Segrate. Pur non essendo ricompreso nel territorio

comunale di Milano è, a tutti gli effetti,

un'importante componente del sistema dei parchi

milanesi.


131/2008, l’Idroscalo appartiene al tipo AL4 –

artificiale.

Per questo corpo idrico, che è passato dal monitoraggio di tipo operativo (2009-2014) a quello di sorveglianza

(2014-2019), la classificazione definitiva sarà attribuita al termine del sessennio di monitoraggio.

https://it.wikipedia.org/wiki/Idroscalo

https://it.wikipedia.org/wiki/Milano

https://it.wikipedia.org/wiki/Idrovolante

https://it.wikipedia.org/wiki/Anni_1920

https://it.wikipedia.org/wiki/Aeroporto_di_Milano-Linate

https://it.wikipedia.org/wiki/Aeroporto_di_Milano-Linate


164


20.2.1 Trasparenza

La Figura 111 riporta graficamente l’andamento della trasparenza rilevata nell’Idroscalo nel periodo di

monitoraggio 2009-2016. Gli anni interessati al monitoraggio della trasparenza sono stati il 2010, 2011, 2012,

2013 e 2014.

Figura 111. Andamento della trasparenza nell’Idroscalo.


La Figura 112 mostra l’andamento della temperatura della colonna d’acqua dell’Idroscalo alla circolazione

primaverile per gli anni 2011,2012 e 2013. Per gli altri anni non sono disponibili i profili della sonda al mese

di febbraio, momento della circolazione.

Figura 112. Profili di temperatura della colonna d’acqua dell’Idroscalo alla circolazione primaverile.


165


In Figura 113 è mostrato il profilo dell’ossigeno disciolto (percentuale di saturazione) lungo la colonna

d’acqua dell’Idroscalo al termine della stratificazione termica per gli anni 2010-2014.




monitoraggio 2010-2014.



166

In Figura 115 è mostrato l’andamento dell’azoto ammoniacale in superficie e in prossimità del fondo negli

anni 2010-2014.


La concentrazione del fosforo totale nelle acque dell’Idroscalo alla circolazione primaverile è mostrata in

Figura 116.



167


20.3.1 Fitoplancton

L’analisi delle comunità fitoplanctoniche dell’Idroscalo nel periodo 2009-2016 non evidenzia episodi di

fioriture algali.

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico dell’Idroscalo si è considerato il

fitoplancton, in quanto risponde meglio al fattore di pressione legato all’eutrofizzazione. La produzione algale

dell’Idroscalo è risultata molto contenuta.

Nella Figura 117 viene riportato l’andamento della clorofilla a nello strato eufotico dell’Idroscalo negli anni

2010-2014, mentre in Figura 118 è mostrato l’andamento del biovolume mensile nello stesso periodo.

Le specie che hanno contribuito maggiormente al biovolume mensile negli anni in esame sono stati Cyclotella

ocellata del genere Cyclotella e Ceratium hirundinella.

Nel triennio 2009-2011 si è registrata anche la presenza di Peridinium sp. e Chrysochromulina parva.

Figura 117. Concentrazioni di clorofilla a nello strato eufotico dell’Idroscalo dal 2010 al 2014 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


168

Figura 118. Valori di biovolume nello strato eufotico dell’Idroscalo dal 2010 al 2014 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


monitoraggio 2009-2016 sono riportati nella Tabella 170. Il valore dell’indice si è sempre mantenuto allo

stato elevato.

La singola metrica dell’indice che ha causato nel 2013 l’abbassamento dello stato è risultata essere il PTIot

che si è attestato al livello sufficiente. In ogni caso in tutti e tre i trienni il giudizio derivante dai valori medi di

IPAM è pari a elevato.

Tabella 170. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2010 al 2014 nella stazione di campionamento dell’Idroscalo.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn


Biovolume medio

RQEn PTIot

PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 8 B/S= 2,7 B/S= 3,01 B/S= 0,60

Idroscalo

2009 - -- - - - - - -

2010 3,4 0,98 0,93 0,84 3,13 0,88 0,90 ELEVATO

2011 1,35 1,00 0,30 1,00 3,04 0,61 0,81 ELEVATO

2012 1,9 1,00 0,41 1,00 3,20 0,70 0,85 ELEVATO

2013 1,3 1,00 0,69 1,00 3,02 0,60 0,80 ELEVATO

2014 2,5 1,00 1,17 0,78 3,33 0,94 0,92 ELEVATO

In Tabella 171 sono indicati i valori medi di IPAM e la relativa classificazione nel periodo di monitoraggio

2009-2016; il giudizio nei tre trienni risulta sempre elevato.


169

Tabella 171. Valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio dell’Idroscalo.


Idroscalo

2009-2011 0,86 ELEVATO

2012-2014 0,86 ELEVATO

2014-2016 0,92 ELEVATO

20.3.2 Macrofite

L’Idroscalo, nei trienni 2009-2011 e 2012-2014, non è stato oggetto di monitoraggio della componente

macrofitica. Tuttavia, nel 2014, è stata effettuata un’indagine a seguito della segnalazione da parte della

Provincia di Milano di un intenso sviluppo di vegetazione acquatica. La specie macrofitica dominante è

risultata essere Potamogeton pusillus.

Nel 2015 un ulteriore monitoraggio sulla componente macrofitica ha evidenziato che nessuna delle specie

identificate è alloctona. la comunità è caratterizzata da una massiccia presenza della specie Potamogeton

pusillus, mentre più rare sono Potamogeton nodosus, Potamogeton crispus e Potamogeton perfoliatus. È

stata osservata anche una prateria di Characeae, costituite dalle specie Chara globularis, Chara vulgaris e

Nitellopsis obtusa, con una densità è più elevata nelle zone sublitorali.


evidenzia uno stato pari a buono.

Tabella 172. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per l’Idroscalo.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Idroscalo 2015 0,80 0,83 0,70 0,78 BUONO



Tabella 173. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nell’Idroscalo.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Idroscalo

2009 - - -

2010 14 2,4 118

2011 3 3,0 103

2012 7 2,3 99

2013 8 2,1 116

2014 3 3,1 145


classificazione di stato per il lago nei tre trienni di monitoraggio sono riportati in Tabella 174. Per tutti i trienni

lo stato dell’indice LTLeco è risultato buono.


170

Tabella 174. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento dell’Idroscalo

Corpo idrico Triennio Fosforo totale Trasparenza Ossigeno ipolimnico

LTLeco Giudizio µg/L P Punt. m Punt. % Punt.

Idroscalo

2009-2011 8 5 2,7 3 111 5 13 BUONO

2012-2014 6 5 2,5 3 120 5 13 BUONO

2014-2016 3 5 3,1 4 145 5 14 BUONO


Sull’Idroscalo, negli anni 2009-2016, non sono stati monitorati gli elementi chimici a sostegno.


171


Il PTUA 2016 stabilisce per l’Idroscalo il mantenimento del buono stato ecologico (Tabella 175). Lo stato


Tabella 175. Idroscalo: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POLSIDLA1LO Idroscalo Segrate Mantenimento dello stato buono

Tabella 176. Stato ecologico dell’Idroscalo nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Idroscalo 2009-2014 BUONO




Nel caso dell’Idroscalo non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione pubblicata

nel PTUA 2016.

Per l’Idroscalo nei primi due trienni di monitoraggio operativo lo stato ecologico risulta buono. Gli elementi

generali chimico-fisici (LTLeco) risultano sempre in stato buono e sono sempre stati determinanti nella

classificazione dello stato ecologico nel periodo 2009-2014 (Tabella 177).

Il periodo di monitoraggio di sorveglianza 2014-2019 verrà classificato alla fine del sessennio.

Tabella 177. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico dell’Idroscalo nel periodo di monitoraggio operativo e di sorveglianza.


Stato LTLeco

Stato elementi chimici

a sostegno

Stato ecologico


Idroscalo

2009-2011 ELEVATO BUONO NON

CLASSIFICATO BUONO



CLASSIFICATO BUONO


2014-2019 Attribuito a fine

sessennio Attribuito a fine



sessennio -


172

20.7 Stato chimico

Il PTUA 2016 stabilisce per l’Idroscalo il mantenimento del buono stato chimico (Tabella 178). Lo stato


Tabella 178. Idroscalo: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POLSIDLA1LO Idroscalo Segrate Mantenimento dello stato buono

Tabella 179. Stato chimico dell’Idroscalo nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Idroscalo 2009-2014 BUONO

Nel periodo di monitoraggio operativo l’Idroscalo ha ottenuto uno stato chimico buono (Tabella 180). La

classificazione per il monitoraggio di sorveglianza verrà definita a fine del sessennio.

Tabella 180. Stato chimico dell’Idroscalo nei tre trienni di monitoraggio (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


idroscalo

2009-2011 - - -

2012-2014 BUONO - -

2014-2019 CLASSIFICATO A FINE SESSENNIO - -


173

21 LAGO D’ISEO

21.1 Inquadramento

Il Lago d’Iseo, quarto fra i grandi

laghi sud alpini, presenta una

forma sinuosa che si interpone al

corso del fiume Oglio fra le

Provincie di Bergamo e di Brescia.

Al centro del lago si trova Monte

Isola, la più grande e la più elevata

delle isole dei laghi prealpini: si

estende per 4 km2 e s’innalza fino

a 599 m s.l.m.

Il Lago d’Iseo è costituito da un

unico corpo idrico. Fino al 2011 le

stazioni di campionamento erano

tre: Predore – campionata fino al

2011 per gli elementi chimico-

fisici – è stata dismessa

definitivamente nel 2013, ultimo anno di campionamento della componente fitoplanctonica; la stazione di

Castro, posta a nord del lago, è stata campionata per gli elementi chimico- fisici e biologici fino al 2014.

Entrambe le stazioni sono state dismesse poiché il corpo idrico veniva descritto in modo esaustivo dalla

stazione di Monte Isola, localizzata tra i comuni di Tavernola Bergamasca e Monte Isola, dove il lago raggiunge

il punto di massima profondità.

Dal punto di vista tipologico, ai sensi del DM 131/2008, il Lago di Iseo appartiene al tipo AL3 - Grandi laghi

profondi subalpini.


lago si può considerare pseudomeromittico; il rimescolamento completo avviene solo in anni caratterizzati

da inverni freddi e ventosi.

L’approvvigionamento di acqua potabile del comune di Monte Isola (circa 2000 abitanti) avviene attraverso

le acque del Lago tramite una pompa di approvvigionamento posta alla profondità di circa 50 m tra i comuni

di Monte Isola e Sale Marasino.

In Tabella 181 sono riassunte le caratteristiche morfometriche del lago d’Iseo e del suo bacino idrografico.


174

Tabella 181. Morfometria e idrologia del Lago di Iseo.


Bacino idrografico

Superficie 1785 km2

Massima elevazione Monte Adamello


Immissario principale Fiume Oglio

Emissario principale Fiume Oglio

Lago

Superficie 61 km2


Perimetro 63 km





Volume 7600 106 m3

Volume utile alla massima regolazione 85,4 106 m3


Stratificazione termica Pseudomeromittico



21.2.1 Trasparenza

La trasparenza è un parametro correlato alla produttività algale del lago e alla presenza di particolato

disciolto. I più alti valori di questo parametro si registrano quando la componente fitoplanctonica non ha

ancora raggiunto un completo sviluppo mentre bassi valori di trasparenza sono stati misurati quando la

comunità algale risultava ampiamente presente. Un esempio di questa dinamica è evidente nel 2010: a marzo

la trasparenza misurata era di 9,5 m e il biovolume fitoplanctonico risultava al di sotto dei 2 mm3/L, mentre

il mese successivo, quando la trasparenza misurata era di 2,8 m, il biovolume algale superava gli 8 mm3/L,

con le Bacillariophyceae (in particolare le specie Fragilaria crotonensis e Tabellaria fenestrata) maggiormente

rappresentate.

Nel 2016 il valore medio di trasparenza è di 6,1 m (il più alto dal 2009) mentre la componente algale è risultata

fortemente ridimensionata rispetto agli anni precedenti (Figura 119).


175

Figura 119. Andamento della trasparenza nella stazione di Monte Isola dal 2009 al 2016.


La completa circolazione delle acque del lago d’Iseo si è verificata per due anni di seguito – a marzo del 2005

e a marzo del 2006 – dopo più di vent’anni dall’ ultima completa circolazione, avvenuta nel 1981. L’evento

ha portato alla ossigenazione degli strati ipolimnetici come è ben visibile dal grafico della saturazione

dell’ossigeno. Dal 2007 non si è più verificato nessun evento di piena circolazione delle acque del lago; è

invece da notare il progressivo aumento della temperatura degli strati superficiali negli ultimi anni (Figura

120).

Figura 120. Profili di temperatura della colonna d’acqua a marzo-aprile .


176


Come detto sopra, la completa circolazione della colonna d’acqua avvenuta alla fine degli inverni del 2004

(circolazione a marzo 2005) e 2005 (circolazione a marzo del 2006) ha portato all’ossigenazione degli strati

profondi, con un aumento della saturazione dell’ossigeno già a partire dai 50m. Negli anni successivi, si è

registrata una veloce diminuzione della saturazione dell’ossigeno nell’ipolimnio fino all’anossia degli strati

più profondi già nel 2012 mentre, dopo la piena circolazione del 1981, lo stato di anossia delle acque

ipolimnetiche era stato raggiunto per la prima volta nell’agosto del 1994.


stratificazione



La concentrazione dei nitrati è maggiore negli strati superficiali rispetto agli strati profondi. Tale

concentrazione diminuisce comunque negli strati fotici durante il periodo primaverile-estivo a causa dell’uso

che ne viene fatto dalla componente fitoplanctonica. Da segnalare il cambio di LOQ (limite di quantificazione)

da parte del laboratorio di analisi, che da un valore di 0,11 µg/L negli anni precedenti al 2014, è passato a

0,25 µg/L nel 2015.

La concentrazione di ammoniaca è maggiore sul fondo rispetto agli strati superficiali: negli strati profondi,

l’anossia presente per la mancata circolazione porta ad un accumulo di sostanze ridotte, come l’ammoniaca,

ben evidente nel grafico sottostante. Il limite di rivelabilità del laboratorio è passato da 0,02 µg/L a 0,015

µg/L nel 2012 e negli anni seguenti

In Figura 122 è mostrato l’andamento dell’azoto nitrico nei diversi strati della colonna d’acqua.


177


In Figura 123 è mostrato l’andamento dell’azoto ammoniacale nello strato di fondo e in superficie.

Figura 123. Concentrazioni di azoto ammoniacale in superficie e sul fondo nei campionamenti dal 2009 al 2016.

Nei grafici sottostanti è rappresentata la concentrazione del fosforo totale nella stazione di Monte Isola nel

periodo di circolazione primaverile (Figura 124) e nella circolazione autunnale (Figura 126).


178


In generale la concentrazione di fosforo è diminuita negli strati superficiali ma è aumentata a negli strati

ipolimnetici, al di sotto degli 80 metri di profondità. In particolare, la concentrazione di fosforo totale è

passata da una media di 31,3 µg/L negli strati superficiali (superficie e 4/5 dell’epilimnio) negli anni dal 2009

al 2013, ad una vera inversione di tendenza negli anni successivi fino al 2016 con una media del fosforo in

questi strati che si aggira intorno ai 10 µg/L.

D’altra parte, negli strati ipolimnetici (dagli 80 metri al fondo) la media di questo elemento è aumentata

passando da 122,5 µg/L negli anni dal 2009 al 2013, ad una media di quasi 126 µg/L nel triennio successivo.

È ben visibile nel grafico la bassa concentrazione di fosforo negli strati superficiali nel 2016 e il progressivo

aumento lungo la colonna che porta ad una concentrazione del fosforo nel fondo a livelli ben al di sopra di

quanto misurato nel 2009.


21.3.1 Fitoplancton

Non sono da segnalare fenomeni di bloom algali rilevanti nel Lago d’Iseo. Come si evince dal grafico

sottostante (Figura 125), la componente delle Bacillariophyceae è preponderante nel periodo primaverile

quando è maggiore la disponibilità di silice proveniente dal bacino. I Cianobatteri prendono il sopravvento

nel periodo tardo estivo. Di questo gruppo, di cui non si segnalano fioriture importanti, il genere Planktothrix

sp. è costantemente presente.


179

Figura 125. Successione dei gruppi tassonomici del fitoplancton dal 2010 al 2016.

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago di Iseo si è considerato


Nella Figura 126 vengono riportati gli andamenti della clorofilla a dello strato 0-20 metri nella stazione di

Monte Isola, mentre in Figura 127 è mostrato l’andamento del biovolume mensile.

I picchi di clorofilla a sono presenti in concomitanza con la presenza di fitoplancton. Il picco maggiore di

clorofilla a è stato misurato a marzo del 2012 (30µg/L). Le Bacillariophyceae – con la specie Aulacoseira

islandica - è gruppo fitoplanctonico maggiormente rappresentato in quel campionamento.

Figura 126. Concentrazioni di clorofilla a nello strato 0-20 m nella stazione di Monte Isola (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


180

Figura 127. Valori di biovolume stazione di Monte Isola (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).



Tabella 182. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento del lago di Iseo.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 4,25 B/S= 1,00 B/S= 3,22

B/S= 0,60

Lago d’Iseo

2009 9,7 0,32 3,01 0,34 2,84 0,26 0,30 SCARSO

2010 4,0 0,63 3,58 0,30 3,16 0,55 0,51 SUFFICIENTE

2011 5,7 0,49 3,80 0,29 3,07 0,47 0,43 SUFFICIENTE

2012 8,2 0,38 2,40 0,40 3,09 0,48 0,44 SUFFICIENTE

2013 2,0 0,92 0,93 0,61 3,17 0,56 0,67 BUONO

2014 4,9 0,55 1,56 0,48 3,18 0,57 0,55 SUFFICIENTE

2015 4,2 0,61 2,40 0,43 3,1 0,49 0,51 SUFFICIENTE

2016 3,83 0,64 1,03 0,59 3,09 0,48 0,55 SUFFICIENTE

Le medie annuali della concentrazione di clorofilla a sono risultate sopra il valore del limite di classe RQE tra

le classi buono e sufficiente in ogni anno ad eccezione del 2013 e del 2016 quando anche il biovolume medio

annuo è risultato, rispettivamente, al di sotto e leggermente al di sopra del limite tra le classi buono e

sufficiente.


monitoraggio del lago d’Iseo.


181

Tabella 183. Valori medi di IPAM medi e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio OPERATIVO del lago d’Iseo stazione di Monte Isola.


Lago d’Iseo




21.3.2 Fauna ittica

Nel corso del 2014 è stata esaminata anche la comunità ittica al fine di calcolare il Lake Fish Index. Per

un’analisi più dettagliata dei dati si rimanda allo studio pubblicato dalla DG Agricoltura, consultabile al

seguente indirizzo web:



Di seguito si riporta la sintesi dei risultati ottenuti (Tabella 184).

Tabella 184. Valori delle singole metriche e valore di LFI, in RQE, del lago d’Iseo


Lago d’Iseo 2014 6,67 3,33 6,00 10,00 8,00 0,68 BUONO





tutti i trienni e per tutte le stazioni lo stato dell’indice LTLeco è sufficiente.

Tabella 185. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago d’Iseo.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Lago d’Iseo

2009 83 3,8 10

2010 83 4,5 10

2011 92 5,0 20

2012 91 3,3 14

2013 94 4,9 17

2014 54 3,5 12

2015 92 3,8 15

2016 100 6,1 7


182

Tabella 186. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento di Monte Isola del Lago d’Iseo


Fosforo totale



µg/L P


Lago d’Iseo

2009-2011 86 3 4,4 3 13 3 9 SUFFICIENTE

2012-2014 80 3 3,9 3 14 3 9 SUFFICIENTE

2014-2016 82 3 4,5 3 11 3 9 SUFFICIENTE


Gli elementi chimici a sostegno monitorati annualmente sul Lago d’Iseo nei tre trienni sono stati arsenico e

cromo per tutte le profondità. I solventi clorurati, i pesticidi e i fenoli sono stati ricercati principalmente sulle

profondità integrate campionate nell’ambito del monitoraggio del lago come corpo idrico utilizzato per la

potabilizzazione.

Il monitoraggio degli elementi chimici a sostegno ha evidenziato un superamento del Limite di

Quantificazione (LOQ) di alcuni parametri nei diversi trienni. L’arsenico è costantemente al di sopra del limite

di rivelabilità per tutti e tre i trienni. Il cromo e alcuni solventi clorurati sono risultati al di sopra dell’LOQ nel

primo triennio, mentre nel secondo e terzo triennio per il pesticida terbutilazina desetil, nell’ambito del

monitoraggio del corpo idrico per la potabilizzazione delle acque, si è riscontrato un superamento del limite

di quantificazione.


Tabella 187. Stato degli elementi chimici a sostegno per il Lago d’Iseo.



Iseo

2009-2011 BUONO - Arsenico, cromo, solventi

2012-2014 BUONO - Arsenico, terbutilazina desetil

2014-2016 BUONO - Arsenico, terbutilazina desetil


183



il lago d’Iseo (Tabella 188). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è sufficiente

(Tabella 189).

Tabella 188. Lago d’Iseo: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POOG2LN1LO Lago d’Iseo Monte Isola Buono al 2027

Tabella 189. Stato ecologico lago d’Iseo nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Lago d’Iseo 2009-2014 SUFFICIENTE




Nel caso del Lago d’Iseo non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione pubblicata

nel PTUA 2016.

Per il lago d’Iseo per i tre trienni di monitoraggio operativo, lo stato ecologico risulta sempre sufficiente. Sia

il fitoplancton (indice IPAM) che gli elementi fisico-chimici a sostegno (LTLeco) risultano in stato sufficiente,

mentre gli elementi chimici a sostegno conseguono uno stato di buono (Tabella 190).

Tabella 190. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago d’Iseo nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Lago d’Iseo





184

21.7 Stato chimico

Il PTUA 2016 stabilisce per il lago d’Iseo il mantenimento del buono stato chimico (Tabella 191). Lo stato


Tabella 191. Lago d’Iseo: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POOG2LN1LO Lago d’Iseo Monte Isola Mantenimento dello stato buono

Tabella 192. Stato chimico del Lago d’Iseo nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Lago d’Iseo 2009-2014 BUONO

In Tabella 193 è riportato lo stato chimico per il periodo di monitoraggio operativo. Nel primo triennio di

monitoraggio operativo il corpo idrico non ha conseguito uno stato chimico buono a causa del superamento

dello SQA-CMA per il mercurio. Tale elemento è comunque stato rilevato un’unica volta, durante il

campionamento di settembre 2010 alla profondità di 50 m (0,30 µg/L). Nei due trienni successivi lo stato

chimico è risultato buono poiché non vi più stati superamenti dell’SQA per i diversi parametri.

Tabella 193. Stato chimico del lago d’Iseo nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Lago d’Iseo


2012-2014 BUONO - -

2014-2016 BUONO - -


185

21.8 Monitoraggi d’indagine

Il Lago d’Iseo è stato sottoposto a monitoraggio di indagine nel 2016 a seguito dell’interesse

dell’Amministrazione comunale di Monte Isola a verificare se le caratteristiche delle acque in corrispondenza

del punto di massima profondità (stazione di Monte Isola) fossero confrontabili con quella della colonna

d’acqua presente nel cosiddetto Canale del Sale, dove a 30 m di profondità è presente la pompa di

approvvigionamento dell’acqua potabile di Monte Isola.

Sono stati effettuati 4 prelievi della colonna d’acqua per i parametri di base e, in concomitanza, sono stati

raccolti due campioni integrati sui quali sono stati ricercati i parametri presenti nelle tabelle 1/A, 1/B e 2/B

del DM 260/2010.

I risultati ottenuti non hanno evidenziato dissimilarità significative nella qualità delle acque delle due stazioni

indagate. Si può pertanto affermare che la stazione di Monte Isola, punto di massima profondità del corpo

idrico, descrive in modo esaustivo l’intero corpo idrico, questo anche sulla base dei dati storici riguardanti le

stazioni di Castro e Predore, non più considerate per il monitoraggio.

Un secondo monitoraggio d’indagine è stato realizzato nell’estate del 2016 a causa dello sviluppo massiccio

della pianta acquatica Vallisneria spiralis nella parte meridionale del lago, in particolare nelle zone litorali dei

comuni di Iseo, Paratico e Sarnico. Secondo l’indagine, un brusco abbassamento del livello del lago dovuto

ad un lungo periodo di siccità verificatosi nella seconda metà dell’estate 2015, avrebbe favorito lo

spiaggiamento di questa pianta acquatica provocando numerosi inconvenienti alle attività turistiche.

Durante questo monitoraggio, è stato effettuato un aggiornamento della distribuzione delle macrofite nella

porzione meridionale del Sebino, attraverso dei rilevamenti su alcuni transetti facenti parti della rete di

monitoraggio regionale (D.g.r. 12 dicembre 2013 - n. X/1084) che erano stati oggetto di indagine nel 2008

nel corso della prima campagna di monitoraggio delle macrofite da parte di ARPA Lombardia.


186

22 LAGO DI LUGANO

22.1 Inquadramento

Il Lago di Lugano ha una forma articolata che

consente di suddividerlo in tre bacini con

caratteristiche differenti.

La porzione settentrionale del lago è molto

profonda con una costante stratificazione di tipo

chimico (meromissi) e un tempo di ricambio

molto elevato (12,3 anni), mentre i bacini

meridionali sono soggetti ad un rimescolamento

completo durante il periodo invernale

(monomittici).

Il bacino di Ponte Tresa è collegato al resto del

lago solamente da uno stretto passaggio in

località Lavena Ponte Tresa ed è decisamente

inferiore sia in termini di profondità che di

superficie, con un tempo teorico di ricambio di

0,04 anni. La porzione meromittica del lago è separata da quella meridionale dal ponte diga di Melide.

Dal punto di vista tipologico, ai sensi del DM 131/2008, il Lago di Lugano. appartiene al tipo AL3 - Grandi laghi

profondi subalpini.

Tra i principali immissari si distinguono nel bacino nord i corsi d’acqua Cassarate, Cuccio, Livone e nei bacini

meridionali i corsi d’acqua Bolletta, Laveggio, Magliasina, Scairolo, Vedeggio. L’emissario (Tresa) è situato nel

bacino di Ponte Tresa e sfocia nel lago Maggiore a Luino.

Essendo situato lungo il confine tra Italia e Svizzera il lago è monitorato da entrambi i Paesi in differenti

stazioni di campionamento. In territorio svizzero i punti di campionamento si trovano in località Gandria,

Melide e Figino, mentre in territorio italiano il monitoraggio viene effettuato da ARPA nelle stazioni di Ponte

Tresa, Porto Ceresio e, dal 2012, Claino con Osteno.



187

Tabella 194. Morfometria e idrologia del Lago di Lugano


Bacino idrografico

Superficie (Bacino Nord) 297 km2

Superficie (Bacino Sud) 311 km2

Superficie (Bacino Ponte Tresa) 6,7 km2

Superficie totale 615 km2

Massima elevazione -


Immissario principale Fiume Vedeggio

Emissario principale Fiume Tresa

Lago

Superficie (Bacino Nord) 27,5 km2

Superficie (Bacino Sud) 20,3 km2

Superficie (Bacino Ponte Tresa) 1,1 km2

Superficie totale 48,9 km2


Perimetro 94 km


Profondità massima (Bacino Nord) 288 m

Profondità massima (Bacino Sud) 95 m

Profondità massima (Bacino Ponte Tresa) 50 m

Profondità media (Bacino Nord) 171 m

Profondità media (Bacino Sud) 56,2 m

Profondità media (Bacino Ponte Tresa) 27,3 m


Volume (Bacino Nord) 4690 106 m3

Volume (Bacino Sud) 1140 106 m3

Volume (Bacino Ponte Tresa) 30 106 m3

Volume 5860 106 m3

Tempo teorico di ricambio (Bacino Nord) 12,3 anni

Tempo teorico di ricambio (Bacino Sud) 1,4 anni

Tempo teorico di ricambio (Bacino Ponte Tresa) 0,04 anni

Stratificazione termica (Bacino Nord) Meromittico

Stratificazione termica (Bacino Sud) Monomittico

Stratificazione termica (Bacino Ponte Tresa) Monomittico


188


22.2.1 Livello lacustre

L’andamento del livello lacustre negli anni viene monitorato presso la stazione idrometrica di Melide-Ferrera

nell’ambito delle ricerche sull’evoluzione del lago svolto dalla Commissione Internazionale per la Protezione

delle Acque Italo-Svizzere (CIPAIS). In Figura 128 si riportano i livelli giornalieri del lago per l’anno 2016 e il

confronto con la serie storica.

Il livello medio del lago (270,47 m s.l.m.) è molto simile alla media del periodo di riferimento 1965-2016.

A febbraio si è registrato il minimo annuale con 270,06 m s.l.m., a giugno il massimo con 270,96 m s.l.m.

(rapporto CIPAIS 2016).

Figura 128. Andamento del livello lacustre nel lago di Lugano nella stazione di Melide-Ferrera nel 2016 (da: CIPAIS. Ricerche sull’evoluzione del Lago di Lugano. Aspetti limnologici. Programma quinquennale 2016-2019. Campagna 2016).

22.2.2 Trasparenza

L’andamento della trasparenza (Figura 129, Figura 130, Figura 131) nelle tre stazioni nell’arco dell’anno è

caratterizzato in genere da valori più elevati nel periodo invernale, con un picco a febbraio, una successiva

diminuzione nel periodo primaverile legata allo sviluppo delle diatomee e minimi estivi con valori che spesso

sono scesi a soli 2 metri di profondità a causa dell’intensa proliferazione algale. Nei primi mesi del 2015 è

stato raggiunto il valore di trasparenza più elevato della serie storica raccolta da ARPA a partire dal 2006 nelle

tre stazioni monitorate.

Confrontando le medie e i minimi annui raggiunti con i limiti proposti dall’OECD in base alla sola trasparenza

il lago verrebbe classificato come mesotrofico.


189

Figura 129. Andamento della trasparenza nella stazione di Claino con Osteno.

Figura 130. Andamento della trasparenza nella stazione di Porto Ceresio.


190

Figura 131. Andamento della trasparenza nella stazione di Ponte Tresa.


La temperatura (Figura 132, Figura 133, Figura 134) nel periodo di massima circolazione delle acque evidenzia

la differente dinamica esistente tra il bacino sud e nord del lago. Nelle stazioni di Porto Ceresio e Ponte Tresa

a febbraio la temperatura è omogenea lungo tutto il profilo verticale pertanto le acque profonde entrano in

circolazione e vengono rifornite di ossigeno. Nel bacino nord il lago è meromittico e la circolazione è sempre

incompleta e limitata generalmente ai primi 70-80 metri. Il triennio 2014-2016 è stato atipico a causa delle

temperature insolitamente elevate limitando il rimescolamento delle acque anche nella stazione di Porto

Ceresio sia nel 2014 che nel 2016 intorno ai 45 metri, come evidenziato anche dalla curva dell’ossigeno e dai

valori di fosforo totale sul fondo. Nel bacino nord la circolazione invernale ha interessato una profondità

inferiore rispetto alla norma, variabile i tra 45 metri del 2014 e i 57 del 2016 (Rapporti CIPAIS 2014, 2015,

2016).

Durante la fase di massima stratificazione termica nella stazione di Porto Ceresio l’epilimnio interessa una

profondità compresa tra i 4 e i 7 metri di profondità, a seconda delle condizioni meteoclimatiche stagionali,

mentre a Ponte Tresa, le diverse caratteristiche morfometriche determinano un’oscillazione interannuale più

marcata con un’estensione dell’epilimnio che in alcuni casi (2009, 2011, 2014) supera i 7 metri a fine luglio-

inizio agosto.

L’ipolimnio si estende a partire dagli 11-15 metri di profondità. A Ponte Tresa il 2013 ha fatto registrare una

temperatura ipolimnica elevata a causa di un andamento della termica particolare che ha caratterizzato il

periodo estivo in cui erano presenti due termoclini, condizione verificatasi anche nel 2010 seppur in forma

minore. Tale fenomeno potrebbe essere legato all’azione di rimescolamento meccanico svolta dal vento.


191

Figura 132. Profili di temperatura della colonna d’acqua a febbraio nella stazione di Claino con Osteno.

Figura 133. Profili di temperatura della colonna d’acqua a febbraio nella stazione di Porto Ceresio.


192

Figura 134. Profili di temperatura della colonna d’acqua a febbraio nella stazione di Ponte Tresa.


Le curve dell’ossigeno mostrano come il triennio 2014-2016 sia stato influenzato dalle temperature elevate

che hanno condizionato le normali dinamiche alla circolazione.

Nella stazione di Claino con Osteno la meromissi determina una circolazione invernale che è sempre

incompleta pertanto le acque profonde si trovano in una condizione di costante assenza di ossigeno da circa

100 metri al fondo, come ben visibile in Figura 135. Le ridotte profondità di mescolamento dell’ultimo

triennio hanno ulteriormente accentuato il fenomeno.

Nella stazione di Porto Ceresio (Figura 136) i profili dell’ossigeno alla circolazione mostrano chiaramente

come al momento del campionamento la circolazione fosse incompleta nel 2016 e nel 2014 con un deciso

decremento delle concentrazioni rispetto al consueto trend del periodo stagionale.

I profili relativi alla fine dell’anno evidenziano come nell’ipolimnio l’ultimo triennio abbia fatto registrare

concentrazioni più basse rispetto al passato, in particolar modo nel 2016.

Nella stazione di Ponte Tresa (Figura 137) la circolazione è sempre stata completa e durante il periodo estivo

si sono registrate concentrazioni elevate di ossigeno legate all’intensa produzione primaria con picchi di

sovrasaturazione superiori al 160%. Le curve estive hanno un andamento sinusoidale e il picco di consumo di

ossigeno, normalmente collocato intorno ai 15 metri di profondità, è meno accentuato rispetto al passato.

Nell’ipolimnio il consumo di ossigeno legato alla decomposizione della sostanza organica porta a condizioni

ipossiche lo strato più profondo, con valori critici nel 2016.

L’andamento dell’ossigeno mostra come inverni particolarmente miti possano influenzare sensibilmente le

caratteristiche delle acque accentuando gli effetti dell’eutrofizzazione.


193

Figura 135. Profili della concentrazione di ossigeno disciolto al termine del periodo estivo dal 2012 al 2016 nella stazione di Claino con Osteno.

Figura 136. Profili della concentrazione di ossigeno disciolto alla circolazione dal 2014 al 2016 (in colore rosso) e a fine stratificazione dal 2009 al 2016 (in colore blu) nella stazione di Porto Ceresio.


194

Figura 137. Profili della concentrazione di ossigeno disciolto al termine del periodo estivo dal 2009 al 2016 nella stazione di Ponte Tresa.


Per ciò che riguarda le forme dell’azoto quella dei nitrati è la prevalente, mentre la concentrazione di azoto

ammoniacale è più contenuta.

Complessivamente l’azoto inorganico nello strato produttivo non è mai inferiore a 0,2 mg/L, soglia al di sotto

della quale l’azoto diviene limitante indipendentemente dal valore del rapporto azoto-fosforo.

L’andamento dell’azoto nitrico in superficie è caratterizzato in genere da un picco alla circolazione

conseguente alla ridistribuzione dei nutrienti accumulatisi nell’ipolimnio e da un progressivo consumo legato

alla sua assimilazione da parte del fitoplancton con minimi estivi.

Nei campioni profondi invece le tre stazioni mostrano comportamenti differenti.

A Claino con Osteno (Figura 138) la meromissi determina una condizione di costante anossia sul fondo

pertanto le concentrazioni di azoto nitrico sono sempre inferiori al limite di quantificazione a differenza

dell’azoto ammoniacale costantemente presente (Figura 141). L’apparente picco dell’azoto nitrico del 2014

è in realtà dovuto all’uso di un limite di quantificazione troppo elevato, non ad una reale variazione delle

concentrazioni. In superficie i valori dell’azoto ammoniacale alla circolazione sono inferiori alle altre stazioni

monitorate in quanto solo una porzione limitata della colonna d’acqua è soggetta a rimescolamento

A Porto Ceresio (Figura 139) il parametro ha un andamento piuttosto lineare con una diminuzione più

accentuata nel 2014 per il minore tenore di ossigeno nell’ipolimnio conseguente alla mancata piena

circolazione tardo invernale.

Si segnala inoltre un picco anomalo di azoto ammoniacale a settembre 2013 in superficie a Porto Ceresio

(Figura 142) non spiegabile dalle normali dinamiche del lago.


195

A Ponte Tresa le concentrazioni di ossigeno raggiunte durante la stratificazione termica sono inferiori e tali

da innescare il processo di denitrificazione con conseguente riduzione dell’azoto nitrico (Figura 140) e

incremento della forma ammoniacale (Figura 143).

Figura 138. Concentrazioni di azoto nitrico lungo la colonna d’acqua nei campionamenti dal 2012 al 2016 nella stazione di Claino con Osteno.

Figura 139. Concentrazioni di azoto nitrico lungo la colonna d’acqua nei campionamenti dal 2009 al 2016 nella stazione di Porto Ceresio.


196

Figura 140. Concentrazioni di azoto nitrico lungo la colonna d’acqua nei campionamenti dal 2009 al 2016 nella stazione di Ponte Tresa.

Figura 141. Concentrazioni di azoto ammoniacale nello strato di fondo e in superficie nei campionamenti dal 2012 al 2016 nella stazione di Claino con Osteno.


197

Figura 142. Concentrazioni di azoto ammoniacale nello strato di fondo e in superficie nei campionamenti dal 2009 al 2016 nella stazione di Porto Ceresio.

Figura 143. Concentrazioni di azoto ammoniacale nello strato di fondo e in superficie nei campionamenti dal 2009 al 2016 nella stazione di Ponte Tresa.

La concentrazione del fosforo totale a Claino con Osteno (Figura 144) nella fase di massima circolazione

evidenzia il carattere meromittico del bacino nord con concentrazioni che si mantengono sempre elevate sul

fondo. A Porto Ceresio (Figura 145) nel 2014 e nel 2016 e a Ponte Tresa (Figura 146) nel 2016 le curve

sottolineano l’incompleta circolazione di febbraio con concentrazioni profonde decisamente superiori a

quelle superficiali a differenza di quanto si verifica normalmente (olomissi). Ciò si è tradotto in un minor

apporto di nutrienti allo strato produttivo del lago, particolarmente evidente nel profilo del 2016 in tutte le


198

stazioni. Più in generale le concentrazioni di fosforo alla circolazione dell’ultimo triennio sull’intera colonna

d’acqua sono inferiori a quelle presenti in passato.

Durante la fase di stratificazione termica nella parte meridionale del lago e tutto l’anno in quella

settentrionale al carico esterno si aggiunge il carico interno determinato dal rilascio di fosforo da parte del

sedimento anossico. Nella stazione di Porto Ceresio nell’ultimo triennio si sono registrati picchi più elevati

rispetto al periodo precedente con concentrazioni che raggiungono i 150 µg/L di fosforo totale, costituito

essenzialmente da ortofosfato.

Figura 144. Concentrazione di fosforo totale lungo la colonna d’acqua nei campionamenti primaverili dal 2012 al 2016 nella stazione di Claino con Osteno.

Figura 145. Concentrazione di fosforo totale lungo la colonna d’acqua nei campionamenti primaverili dal 2009 al 2016 nella stazione di Porto Ceresio.


199

Figura 146. Concentrazione di fosforo totale lungo la colonna d’acqua nei campionamenti primaverili dal 2009 al 2016 nella stazione di Ponte Tresa.


22.3.1 Fitoplancton

In termini di biovolume algale la comunità fitoplanctonica del Lago di Lugano è dominata dalle diatomee e

dai cianobatteri.

Le diatomee solitamente proliferano in primavera e sono una componente significa della comunità nell’arco

di tutto l’anno. Nel 2014 in particolare sono state protagoniste di un intenso sviluppo anche nel periodo tardo

autunnale con Diatoma tenuis.

Il periodo estivo del triennio 2014-2016 è dominato dai cianobatteri appartenenti alle Oscillatoriales,

presumibilmente avvantaggiati dalla maggiore stabilità della stratificazione termica che favorisce le specie

capaci di regolare la propria profondità di galleggiamento come Planktothrix rubescens e Pseudanabaena

catenata. Nell’estate del 2016 in particolare si è verificata una notevole proliferazione di Pseudanabaena

limnetica, specie caratteristica di ambienti eutrofi. Ben presente nei campioni di settembre delle due stazioni

meridionali anche Microcystis aeruginosa.

Tra le diatomee sono caratteristiche Asterionella formosa e Fragilaria crotonensis e, durante il periodo estivo,

Fragilaria saxoplanctonica.

In generale buona parte delle specie che contribuiscono maggiormente al biovolume della comunità

fitoplanctonica sono considerate indicatrici di una condizione di eutrofizzazione delle acque.

Un fenomeno legato alle comunità fitoplanctoniche che merita particolare attenzione è quello delle fioriture

superficiali, soprattutto del gruppo dei cianobatteri. Nel triennio in esame l’evento più significativo si è

verificato nei mesi di giugno e luglio 2016 con la fioritura di Pseudanabaena limnetica, specie in grado di

produrre cianotossine (microcistine).


200

Per la classificazione dello stato ecologico del Lago di Lugano si è scelto il fitoplancton, in quanto risponde

meglio al fattore di pressione legato all’eutrofizzazione.

In Figura 147, Figura 148, Figura 149 viene riportato l’andamento mensile della clorofilla a nelle tre stazioni

monitorate.

In Figura 150, Figura 151, Figura 152 viene riportato l’andamento mensile del biovolume della comunità

fitoplanctonica nelle tre stazioni.

A Claino con Osteno tali valori sono riferiti allo strato 0-20 metri, mentre a Porto Ceresio e Ponte Tresa si

riferiscono alla zona eufotica la cui estensione è stata determinata di volta in volta a partire dal valore di

trasparenza o tramite l’impiego di un radiometro.

L’andamento della clorofilla è ben correlato allo sviluppo del fitoplancton. Nel triennio 2014-2016 sono

evidenti il picco di novembre-dicembre 2014 legato a Diatoma tenuis, quello primaverile del 2015, più

accentuato nelle stazioni del bacino sud legato allo sviluppo delle diatomee Asterionella formosa,

Stephanodiscus spp. e della crisoficea Ochromonas, il cui contributo è significativo in termini di densità e

infine il picco di giugno 2016 con Pseudanabaena limnetica.

I massimi annuali di clorofilla a sono più pronunciati nel 2014 e 2016 a causa degli episodi di fioritura e sono

prossimi ai 20 µg/L, ad indicare un ambiente che può raggiungere livelli di produzione considerevoli.

Figura 147. Concentrazioni di clorofilla a nello strato 0-20 m nella stazione di Claino con Osteno dal 2012 al 2016 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


201

Figura 148. Concentrazioni di clorofilla a nella zona eufotica nella stazione di Porto Ceresio dal 2009 al 2016 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 149. Concentrazioni di clorofilla a nella zona eufotica nella stazione di Ponte Tresa dal 2009 al 2016 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


202

Figura 150. Valori di biovolume della comunità fitoplanctonica nella stazione di Claino con Osteno dal 2012 al 2016 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 151. Valori di biovolume della comunità fitoplanctonica nella stazione di Porto Ceresio dal 2009 al 2016 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


203

Figura 152. Valori di biovolume della comunità fitoplanctonica nella stazione di Ponte Tresa dal 2009 al 2016 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


monitoraggio sono riportati in Tabella 195, Tabella 196 e Tabella 197.

Le medie annue di clorofilla e biovolume algale superano il limite di classe tra lo stato buono e sufficiente e

contribuiscono al mancato raggiungimento del buono stato ecologico. Nel 2016 in particolare il biovolume

medio nelle stazioni del bacino sud supera la soglia sufficiente/scarso a differenza del bacino nord in cui il

suo valore è più contenuto e incide meno sulla classificazione finale.

In termini di composizione in specie l’indice PTIot restituisce un giudizio sufficiente nelle stazioni di Ponte

Tresa e Porto Ceresio nel 2014-2015, mentre lo scarso punteggio trofico e l’elevato valore indicatore di

Pseudanabaena limnetica penalizzano fortemente il valore complessivo dell’IPAM nel 2016.

Nel bacino nord nel 2014 l’indice restituisce un giudizio scarso, mentre negli altri anni si ottiene uno stato

sufficiente o addirittura buono nel 2012.

In Tabella 198, Tabella 197 e Tabella 200 sono riportati i valori medi di IPAM e la relativa classificazione di

stato nei tre trienni di monitoraggio portati a termine.

Nell’ultimo triennio di monitoraggio tutte le stazioni ottengono lo stato sufficiente che indica comunque uno

scostamento rispetto alla condizione naturale del lago.


204

Tabella 195. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2012 al 2016 nella stazione di campionamento di Claino con Osteno.


a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 4,25

B/S= 1,0 B/S= 3,22

B/S= 0,60

Bacino nord

2012 4,0 0,63 0,60 0,70 3,16 0,59 0,63 BUONO

2013 7,0 0,43 1,01 0,59 3,07 0,41 0,46 SUFFICIENTE

2014 6,7 0,45 1,50 0,49 2,79 0,21 0,34 SCARSO

2015 5,6 0,5 0,88 0,62 3,03 0,43 0,50 SUFFICIENTE

2016 7,8 0,41 1,32 0,54 2,93 0,34 0,41 SUFFICIENTE

Tabella 196. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento di Porto Ceresio.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 4,25

B/S= 1,0 B/S= 3,22

B/S= 0,60

Bacino sud

2009 5,9 0,49 2,38 0,43 3,08 0,48 0,47 SUFFICIENTE

2012 4,6 0,58 1,04 0,61 3,09 0,49 0,54 SUFFICIENTE

2013 7,5 0,42 3,94 0,28 2,62 0,19 0,27 SCARSO

2014 7,4 0,42 1,26 0,55 3,16 0,55 0,52 SUFFICIENTE

2015 8,4 0,38 1,76 0,48 3,15 0,54 0,49 SUFFICIENTE

2016 7,9 0,40 3,00 0,34 2,13 0,15 0,26 SCARSO

Tabella 197. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento di Ponte Tresa.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 4,25 B/S= 1,0 B/S= 3,22

B/S= 0,60

Bacino di Ponte Tresa

2009 8,8 0,36 3,43 0,31 3,04 0,44 0,39 SCARSO

2012 4,8 0,56 1,97 0,46 3,19 0,58 0,55 SUFFICIENTE

2013 7,5 0,42 2,64 0,38 3,16 0,55 0,48 SUFFICIENTE

2014 6,4 0,46 1,43 0,52 3,18 0,57 0,53 SUFFICIENTE

2015 8,1 0,39 1,38 0,53 3,14 0,53 0,50 SUFFICIENTE

2016 8,0 0,40 3,14 0,33 2,25 0,16 0,27 SCARSO


205

Tabella 198. Valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato nei due trienni di monitoraggio nella stazione di Claino con Osteno.


Bacino nord 2012-2014 0,48 SUFFICIENTE


Tabella 199. Valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di Porto Ceresio.


Bacino sud




Tabella 200. Valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di Ponte Tresa.



2009-2011 0,39 SCARSO



22.3.2 Macrofite

La comunità delle macrofite è stata monitorata nel 2010 e nel 2011 nell’ambito del progetto “Ecomorfologia

rive delle acque comuni”, finanziato dalla Commissione Internazionale per la Protezione delle Acque Italo

Svizzere (CIPAIS).

Dallo studio è emerso che l’80% circa del perimetro lacustre era dotato di una copertura vegetale che nella

maggior parte dei casi era poco abbondante.

Le specie più diffuse erano Vallisneria spiralis, Najas marina, Myriophyllum spicatum e Ceratophyllum

demersum e la massima profondità di colonizzazione raggiunta era di quasi undici metri.

Nello studio CIPAIS l’applicazione dell’indice MTIspecies aveva classificato il lago al limite tra lo stato

sufficiente e lo stato scarso.

Per una trattazione più approfondita si rimanda al seguente indirizzo web in cui è possibile scaricare il

rapporto completo redatto per conto della CIPAIS:

http://www.cipais.org/pdf/2013-rapporti/Ecorive_LUGANO_Monitoraggio_compobio_2012.pdf

Nel 2010 è stato condotto il monitoraggio della parte italiana del Lago di Lugano (bacino di Ponte Tresa e

Bacino Sud) e l’applicazione dell’indice MacroIMMI classifica indicativamente in stato sufficiente i corpi idrici

del lago di Lugano che ricadono in territorio italiano (Tabella 201). La componente macrofitica non è stata

utilizzata ai fini della classificazione ufficiale.



206

Tabella 201. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il Lago di Lugano.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Bacino di

Ponte Tresa

e Bacino Sud

2010 0,28 0,53 0,60 0,47 SUFFICIENTE


La comunità dei macroinvertebrati è stata studiata in modo sistematico nel 2010-2011, nell’ambito del

progetto “Ecomorfologia rive delle acque comuni”, finanziato dalla Commissione Internazionale per la

Protezione delle Acque Italo Svizzere (CIPAIS).

Le attività di campionamento si sono focalizzate sulla zona sublitorale (margine superiore del metalimnio) e

sulla zona profonda (ipolimnio) del lago. I chironomidi e gli oligocheti sono stati i due gruppi più abbondanti:

i primi con il genere Chironomus, i secondi con le specie Limnodrilus hoffmeisteri, Potamothrix hammoniensis

e Rhyacodrilus coccineus. Nei campioni sublitorali era presente un maggior numero di taxa, mentre quelli

profondi erano dominati da poche specie di oligocheti.

Per una trattazione più approfondita si rimanda al seguente indirizzo web in cui è possibile trovare il rapporto

completo redatto per conto della CIPAIS:


I dati non sono stati utilizzati ai fini della classificazione.


Nella

Tabella 202, nella Tabella 203 e nella Tabella 204 sono riportati i valori dei singoli parametri che concorrono

al calcolo dell’LTLeco per le tre stazioni di monitoraggio ARPA.

Con la sola eccezione della trasparenza nel Bacino Nord, tutti i parametri nell’ultimo triennio ottengono il

punteggio più basso, ad indicare una condizione ancora ben lontana dallo stato naturale del lago (oligotrofia).

È ben evidente nella stazione di Porto Ceresio come il tenore di ossigeno nell’ipolimnio si sia ridotto

sensibilmente a causa delle mancate piene circolazioni del 2014 e del 2016.

Il fosforo totale alla circolazione ha fatto registrare i valori più bassi nella stazione di Ponte Tresa.

In generale la riduzione dei carichi esterni ha determinato una sensibile diminuzione delle concentrazioni di

questo nutriente rispetto agli anni ’80 tuttavia le concentrazioni di clorofilla misurate durante i programmi

di monitoraggio della CIPAIS indicano il permanere di una condizione di eutrofia nel bacino sud e di

mesotrofia nel bacino nord (Istituto scienze della Terra IST-SUPSI, 2016).



207

Le medie triennali degli elementi chimico-fisici a sostegno (Tabella 205) ottengono punteggi bassi in tutte e

tre le stazioni di monitoraggio e contribuiscono al mancato raggiungimento del buono stato ecologico.

Tabella 202. Valori dei parametri LTLeco dal 2012 al 2016 nella stazione di Claino con Osteno.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Bacino nord

2012 81 6,6 13

2013 78 4,3 17

2014 30 4,4 7

2015 92 7,0 10

2016 75 5,0 5

Tabella 203. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nella stazione di Porto Ceresio.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Bacino sud

2009 54 5,1 42

2010 42 5,4 40

2011 22 4,9 38

2012 43 5,3 33

2013 - 4,9 42

2014 40 4,4 11

2015 36 6,0 23

2016 48 5,1 9

Tabella 204. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nella stazione di Ponte Tresa.


µg/L P Trasparenza


% saturazione


2009 70 6,6 7

2010 32 4,6 4

2011 14 5,7 31

2012 48 4,9 17

2013 - 4,9 4

2014 20 3,8 27

2015 23 6,0 13

2016 39 4,6 6


208

Tabella 205. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nelle 3 stazioni di campionamento del Lugano.


Fosforo totale



µg/L P


Bacino nord

2009-2011

- - - - - - - SUFFICIENTE

Bacino sud 39 3 5,1 3 40 3 9 SUFFICIENTE

Bacino di Ponte Tresa 39 3 5,6 4 14 3 10 SUFFICIENTE

Bacino nord

2012-2014

63 3 5,1 3 12 3 9 SUFFICIENTE



Bacino nord

2014-2016

66 3 5,5 4 7 3 10 SUFFICIENTE




In base all’analisi delle pressioni a partire dal 2012 è stato monitorato il cromo totale. Per le stazioni di Porto

Ceresio e Ponte Tresa a partire dal 2016 è stato analizzato anche l’arsenico.

Nella stazione del bacino nord il cromo supera il limite di quantificazione nel 2012, 2013 e nel 2014. Fatta

eccezione per il 2012 in cui il parametro viene rilevato con una frequenza maggiore, seppur legata in genere

ad un’unica profondità, negli anni successivi il superamento del LOQ diviene sporadico.

Nell’ultimo triennio in particolare si rileva un unico superamento del limite di quantificazione in prossimità

del fondo per il cromo a fine 2014.

Sia a Porto Ceresio che a Ponte Tresa invece si rileva costantemente la presenza di arsenico, ma in

concentrazione tale da non oltrepassare la media annua massima ammissibile. Si fa presente inoltre che

l’arsenico è un elemento piuttosto diffuso nell’area per le caratteriste geologiche intrinseche del bacino

stesso.

In Tabella 206 è riportata la classificazione per i trienni di monitoraggio operativo sinora conclusi.

Tabella 206. Elementi chimici a sostegno nei trienni di monitoraggio conclusi



Media annua >LOQ

Bacino nord

2012-2014

BUONO - Cromo

Bacino sud ELEVATO - -

Bacino di Ponte Tresa ELEVATO - -

Bacino nord

2014-2016

BUONO - Cromo

Bacino sud BUONO - Arsenico

Bacino di Ponte Tresa BUONO - Arsenico


209



il Bacino Nord e in Bacino Sud, e il 2021per il Bacino di Ponte Tresa (Tabella 207). Lo stato ecologico del

sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è sufficiente per tutti i tre corpi idrici (Tabella 208).

Tabella 207. Corpi idrici del Lago di Lugano, stazioni di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).

Codice corpo idrico Corpo idrico Stazioni di monitoraggio Obiettivo ecologico

IT03POTILULN3IN Bacino nord Claino con Osteno Buono al 2027

IT03POTILULN2INo Bacino sud Porto Ceresio Buono al 2027

IT03POTILULN1IN Bacino di Ponte Tresa Ponte Tresa Buono al 2021

Tabella 208. Stato ecologico del Lago di Lugano nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Bacino nord

2009-2014

SUFFICIENTE

Bacino sud SUFFICIENTE

Bacino di Ponte Tresa SUFFICIENTE




Nel caso del Lago di Lugano non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione


Sia il fitoplancton che gli elementi chimico-fisici a sostegno (Tabella 209) contribuiscono a determinare lo

stato ecologico nei tre corpi idrici che compongono il lago fornendo un giudizio sufficiente, quindi il mancato

conseguimento dell’obiettivo di buono stato ecologico nell’ultimo triennio di monitoraggio.

Tabella 209. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico del Lago di Lugano nei tre trienni di monitoraggio operativo.

Corpo idrico Triennio Stato

fitoplancton Stato

LTLeco


Stato ecologico


la classificazione

Bacino nord

2009-2011

NON CLASSIFICATO

NON CLASSIFICATO

NON CLASSIFICATO

NON CLASSIFICATO

NON CLASSIFICATO

Bacino sud SUFFICIENTE SUFFICIENTE NON

CLASSIFICATO SUFFICIENTE


Bacino di Ponte Tresa SCARSO SUFFICIENTE NON

CLASSIFICATO SCARSO Fitoplancton

Bacino nord

2012-2014

SUFFICIENTE SUFFICIENTE BUONO SUFFICIENTE Fitoplancton,

LTLeco

Bacino sud SUFFICIENTE SUFFICIENTE ELEVATO SUFFICIENTE Fitoplancton,

LTLeco

Bacino di Ponte Tresa SUFFICIENTE SUFFICIENTE ELEVATO SUFFICIENTE Fitoplancton,

LTLeco

Bacino nord

2014-2016

SUFFICIENTE SUFFICIENTE BUONO SUFFICIENTE Fitoplancton,

LTLeco

Bacino sud SUFFICIENTE SUFFICIENTE BUONO SUFFICIENTE Fitoplancton,

LTLeco

Bacino di Ponte Tresa SUFFICIENTE SUFFICIENTE BUONO SUFFICIENT Fitoplancton,

LTLeco


210

22.7 Stato chimico


Bacino Nord; stabilisce inoltre per il Bacino Sud e il Bacino di Ponte Tresa il mantenimento del buono stato

chimico (Tabella 210).

Lo stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta non buono per il Bacino Nord e

buono per gli altri due corpi idrici (Tabella 211).

Tabella 210. Corpi idrici del Lago di Lugano, stazioni di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).

Codice corpo idrico Corpo idrico Stazioni di monitoraggio Obiettivo chimico

IT03POTILULN3IN Bacino nord Claino con Osteno Buono al 2027

IT03POTILULN2INo Bacino sud Porto Ceresio Mantenimento dello stato buono

IT03POTILULN1IN Bacino di Ponte Tresa Ponte Tresa Mantenimento dello stato buono

Tabella 211. Stato chimico dei corpi idrici del Lago di Lugano nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Bacino nord 2009-2014 NON BUONO

Bacino sud 2009-2014 BUONO

Bacino di Ponte Tresa 2009-2014 BUONO

In Tabella 212 è riportato lo stato chimico per i trienni di monitoraggio conclusi. Nei trienni di monitoraggio

finora conclusi il mercurio ha determinato il mancato conseguimento dell’obiettivo nelle stazioni meridionali

nel triennio 2009-2011 e nel Bacino Nord nel triennio 2012-2014. Si sottolinea comunque che gli episodi di

mancato rispetto degli standard di qualità ambientale per il mercurio non sono sistematici, ma piuttosto

limitati ad episodi isolati.

Tabella 212. Stato chimico del lago di Lugano nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Bacino nord

2009-2011

NON CLASSIFICATO - -

Bacino sud NON BUONO - Mercurio

Bacino di Ponte Tresa NON BUONO Mercurio Mercurio

Bacino nord

2012-2014


Bacino sud BUONO - -

Bacino di Ponte Tresa BUONO - -

Bacino nord

2014-2016

BUONO - -

Bacino sud BUONO - -

Bacino di Ponte Tresa BUONO - -


211

22.8 Considerazioni

Nell’ultimo triennio sono evidenti le conseguenze che l’aumento delle temperature atmosferiche può avere

sull’ambiente lacustre. Oltre alle ridotte circolazioni invernali che hanno interessato anche la parte

meridionale del lago, normalmente olomittica, con importanti conseguenze in termini di ossigenazione

dell’ipolimnio, la maggiore stratificazione termica tende a favorire lo sviluppo dei cianobatteri che dominano

le comunità estive.

Recenti studi hanno evidenziato come il cambiamento climatico possa rappresentare un ulteriore ostacolo al

risanamento del Lago di Lugano, soprattutto per quanto riguarda il Bacino Nord soggetto a meromissi. Gli

Inverni più miti riducono la quantità di nutrienti ridistribuiti nello strato produttivo, ma favoriscono anche un

maggiore accumulo di fosforo nelle acque profonde anossiche. Episodi eccezionali di completa circolazione

invernale potrebbero quindi annullare il progressivo miglioramento dello stato trofico del lago riportando in

superficie il fosforo accumulatosi per decenni nelle acque profonde (Lepori et al., 2017).


212

23 LAGO MAGGIORE

23.1 Inquadramento

Il Lago Maggiore è uno dei più grandi laghi

della zona alpina e si è originato per l’opera

di escavazione di due ghiacciai che si

muovevano dalle Alpi attraverso le valli dei

Fiumi Ticino e Toce. Il bacino idrografico a

cui appartiene il Lago Maggiore presenta

come immissari principali i fiumi Ticino e

Toce, mentre l’emissario principale è il

fiume Ticino.

Dal 1987 ad oggi, a seguito della

diminuzione del carico esterno di Fosforo

nelle acque, il lago è passato dalla

condizione di mesotrofia a quella di piena

oligotrofia.

Nel lago sono state individuate due stazioni

di monitoraggio: Ghiffa e Ranco.

La prima stazione (Ghiffa) è stata scelta, a seguito di specifico accordo sottoscritto dalle Regioni Lombardia e

Piemonte, come rappresentativa per la classificazione dello stato del bacino lacustre; la seconda (Ranco), è

stata monitorata fino al 2014 a scopo conoscitivo ed anche in relazione alla presenza della presa di captazione

per l’acqua potabile del comune di Leggiuno (VA). Sul lago sono presenti altre due prese di captazione per

l’acqua potabile situate precisamente a Ghiffa (VB) e Brissago (TI).

Dal punto di vista tipologico, ai sensi del DM 131/2008, il Lago Maggiore, avendo una profondità massima

della cuvetta lacustre superiore a 125 metri, appartiene al tipo L1- Grandi laghi sudalpini.


lago è considerato olo-oligomittico. Dalle valutazioni limnologiche che sono state effettuate negli ultimi anni,

è stata confermata la tendenza ad un sempre più ridotto mescolamento della colonna d’acqua, legato

prevalentemente alla scarsa incidenza di fattori metereologici quali modesta velocità del vento ed alta

temperatura dell’aria anche nel periodo invernale.

Il livello lacustre del Lago Maggiore è regolato al suo incile dalla diga della Miorina, in località Golasecca a

Sesto Calende (VA).

In Tabella 213 sono mostrate le caratteristiche morfometriche del bacino idrografico e del lago Maggiore.


213

Tabella 213. Morfometria e idrologia del Lago Maggiore


Bacino idrografico

Superficie 6599 km2

Massima elevazione Monte Rosa


Immissari principali Fiume Ticino e Fiume Toce

Emissario principale Fiume Ticino

Lago

Superficie 213 km2


Perimetro 170 km





Volume 37500 106m3

Volume utile alla massima regolazione 381 106 m3


Stratificazione termica Olo-oligomittico


23.2 Accordo interregionale

Per il Lago Maggiore è stato stabilito un accordo interregionale tra Regione Lombardia e Regione Piemonte

in cui sono concordati e definiti programmi unificati di monitoraggio per il sessennio 2009-2014.

Il Lago Maggiore è sottoposto a monitoraggio di sorveglianza e pertanto, nel corso del sessennio 2009-2014,

sono stati indagati diversi elementi di qualità biologica. In particolare:

- ARPA Piemonte ha monitorato gli elementi di qualità fisico-chimici, chimici e fitoplancton di cui è stata effettuata la campagna di monitoraggio nel 2013;

- ARPA Lombardia ha effettuato il monitoraggio degli elementi di qualità biologica macrofite (2012), macroinvertebrati (2012) e degli elementi idromorfologici.

Ai fini della classificazione, si è stabilito di utilizzare la sola comunità fitoplanctonica. La pianificazione dei monitoraggi per il sessennio 2014-2019 è stata definita in base a un secondo accordo

interregionale, che prevede l’avvicendamento tra le due Agenzie rispetto ai monitoraggi svolti nel primo

sessennio.


214


23.3.1 Livello lacustre

L’andamento del livello lacustre del Lago Maggiore, monitorato nell’ambito delle ricerche sull’evoluzione del

lago svolte dalla Commissione Internazionale per la Protezione delle Acque Italo-Svizzere (CIPAIS), non

dipende solamente dagli eventi metereologici ma anche dalle modalità di gestione della diga della Miorina,

in località Golasecca a Sesto Calende, che regola le quantità d’acqua trattenute o erogate. Dal 2015 è in atto

una sperimentazione sulla gestione dei livelli primaverili-estivi del lago che nasce dalla richiesta avanzata dal

Consorzio del Ticino di poter regolare il lago nel periodo primaverile-estivo con il limite massimo di 1,5 m

sullo zero idrometrico di Sesto Calende (193,01 m s.l.m.). Per quanto riguarda la regolazione primaverile-

estiva attuata nel 2016, dalla Figura 153 si evince come, date le peculiarità meteo-climatiche dell’anno, si sia

riusciti a mantenere un livello pari a 194,26 solo per un breve periodo tra i primi giorni di aprile e i primi giorni

di luglio (rapporto CIPAIS 2016).

Figura 153. Andamento del livello lacustre nel lago Maggiore nel 2016 (da: CIPAIS. Ricerche sull’evoluzione del Lago Maggiore. Aspetti limnologici. Programma triennale 2016 – 2018. Campagna 2016).

23.3.2 Trasparenza

La trasparenza mediamente ha valori minimi nei periodi tardo-primaverile ed estivo, in corrispondenza

dell’aumento della produzione algale e valori massimi nella stagione invernale, tra i mesi di dicembre e marzo

(in particolare con un massimo di 16 m a gennaio 2011), quando la produzione algale è minima a causa della

bassa radiazione solare e delle basse temperature di questo periodo (Figura 154).


215

Figura 154. Andamento della trasparenza nella stazione di Ghiffa (Dati ARPA Piemonte).


In Figura 155 è riportato il profilo della temperatura rilevato a marzo nel triennio 2009 -2011 ricavato dai dati

forniti da ARPA Piemonte in base all’accordo interregionale e riferiti alle seguenti profondità fisse: 0,5-10-20-

50-100-200-300-360 metri lungo la colonna d’acqua.

Figura 155. Profili di temperatura della colonna d’acqua a marzo (Dati ARPA Piemonte).

I risultati delle indagini pluridecennali eseguite dalla CIPAIS a partire dal 1979, hanno evidenziato un

significativo incremento termico dell’epilimnio e dell’ipolimnio con conseguenze ecologiche in gran parte

ancora da valutare. In particolare, si è notato che in superficie (Figura 156) vi è stato, un aumento delle


216

temperature di circa 0,31 °C/decade, con temperature estive che hanno raggiunto valori superiori ai 24 °C

nelle estati 2003 e 2006. Il profilo delle temperature dello strato profondo presenta un andamento a “dente

di sega” ove, a periodi in cui si nota una continua crescita della temperatura, ne seguono altri con improvvise

diminuzioni della stessa in corrispondenza di eventi di mescolamento. Dall’anno 2006, la temperatura media

dello strato profondo sta continuando ad aumentare (Figura 157), raggiungendo i 6,8 °C, dato che indica la

mancanza di eventi di mescolamento completo negli ultimi 10 anni.

Prendendo come riferimento il valore medio annuo sulla colonna d’acqua (calcolato come media ponderata

sui volumi nella stazione di massima profondità), questo è stato pari a 7,9 °C per il 2016, valore più alto

dell’ultimo decennio (CIPAIS, Pannello di controllo 2016).

Figura 156. Andamento della temperatura nello strato superficiale (0-20 m) dal 1980 al 2016 (da:CIPAIS Pannello di controllo. http://www.cipais.org/pdf/2016/CIPAIS_PdC_Lago_Maggiore_2016.pdf ).

Figura 157. Andamento della temperatura delle acque (valore medio lungo la colonna) dal 1980 al 2016 nello strato profondo (da: CIPAIS Pannello di controllo. http://www.cipais.org/pdf/2016/CIPAIS_PdC_Lago_Maggiore_2016.pdf ).


217

23.3.4 Profondità di mescolamento

Da studi svolti relativamente circa la dipendenza del mescolamento invernale delle acque rispetto

all’aumento del loro contenuto energetico (rapporto CIPAIS 2016) si è osservato che l’omogeneizzazione

verticale delle acque è risultata incompleta nel 2016, raggiungendo una profondità di circa 75 m. Tale valore

è in linea con quello degli ultimi anni, avendo l’omogeneizzazione raggiunto i 65 m nel 2014 e i 70 m nel 2015.

Si riporta in Figura 158 la serie storica dei valori di profondità di mescolamento per moti convettivi.

Figura 158. Profondità di mescolamento per moti convettivi valutata dal CNR ISE a partire dal 1951(da: CIPAIS Pannello di controllo. http://www.cipais.org/pdf/2016/CIPAIS_PdC_Lago_Maggiore_2016.pdf).




acque. Nei laghi i momenti più critici per questo parametro si verificano in genere nei mesi estivi in presenza

della stratificazione termica. Nell’ipolimnio infatti i processi di decomposizione della materia organica

consumano l’ossigeno presente che non può essere ripristinato vista la barriera che si crea tra i due strati

della colonna d’acqua. Le caratteristiche morfometriche influiscono parecchio, determinando un diverso

rapporto tra i volumi della zona trofogena e della zona trofolitica. Nel caso di grandi laghi profondi soggetti

a fenomeni di olomissi l’ossigenazione degli strati profondi è in diretta dipendenza con gli eventi atmosferici

che determinano la profondità di mescolamento. In Figura 159 è mostrato il profilo dell’ossigeno disciolto

lungo la colonna d’acqua a settembre. Negli anni 2012, 2014, 2015, 2016 non stati effettuati campionamenti

per la classificazione. I profili evidenziano che la concentrazione di ossigeno nelle acque profonde è ancora

lontana da valori critici, seppur le ricerche condotte in ambito CIPAIS abbiano evidenziato che la riduzione

della profondità di rimescolamento stia influenzando negativamente l’andamento del parametro

nell’ipolimnio con una generale tendenza alla sua diminuzione (rapporto CIPAIS 2016).


218

Figura 159. Profili della concentrazione di ossigeno disciolto a fine stratificazione dal 2009 al 2013(Dati ARPA Piemonte).



ammonica e nitriti sono molto contenute. L’andamento dei nitrati (Figura 160) conferma come le acque del

lago Maggiore siano caratterizzate da un buon tenore d’ossigeno durante tutto l’anno anche alla massima

profondità di campionamento. La sua concentrazione infatti non scende mai al di sotto di 0,8 mg/L, con un

massimo di 0,9 mg/L a luglio del 2009. Le variazioni più significative si hanno in superficie durante il periodo

estivo dovuta probabilmente al consumo da parte del fitoplancton. La concentrazione minima riscontrata è

stata di 0,501 mg/L nel luglio 2011.

Figura 160. Concentrazioni di azoto nitrico lungo la colonna d’acqua nei campionamenti negli anni 2009-2010-2011-2013 (Dati ARPA Piemonte).


219

La concentrazione del fosforo totale nella stazione di Ghiffa alla circolazione primaverile presenta un

incremento di concentrazione negli strati profondi dovuto al limitato rimescolamento delle acque che

impedisce una ridistribuzione dei nutrienti lungo la colonna d’acqua (Figura 161).

Figura 161. Concentrazione di fosforo totale lungo la colonna d’acqua nei campionamenti primaverili dal 2009 al 2013 (Dati ARPA Piemonte).


23.4.1 Fitoplancton

Dall’analisi delle comunità fitoplanctoniche del Lago Maggiore le classi maggiormente rappresentate sono

costituite da Diatomee e Cianobatteri seguiti da Cloroficee. Nelle stagioni primaverili si ha un notevole

sviluppo di Fragilaria crotonensis con conseguenti fioriture che hanno contribuito ad aumentare in modo

significativo il biovolume medio. Diatomee appartenenti ai generi Asterionella, Diatoma e Tabellaria hanno

invece notevolmente ridotto la loro importanza nei mesi di marzo ed aprile, a vantaggio di Fragilaria

crotonensis largamente dominante da marzo a ottobre.

Lo sviluppo prevalente delle comunità di Diatomee in primavera è da imputarsi probabilmente alle condizioni

metereologiche particolarmente favorevoli che vedono le temperature atmosferiche superiori alla norma e

all’aumento della disponibilità di silice conseguente alle abbondanti precipitazioni.

Considerando gli altri gruppi algali, le Cianoficee sono rappresentate dai generi Aphanizomenon spp.,

Anabaena spp., Limnothrix spp., Planktothrix spp., Pseudoanabaena spp. che solitamente si sviluppano

maggiormente nel periodo tra settembre ed ottobre. La fioritura di Oscillatoriales rilevata nel mese di

settembre 2016 composta prevalentemente dai generi Pseudonabaena, Geitlerinema unitamente a

Planktolyngbya potrebbe essere ricondotta all’elevata tolleranza per le alte temperature di questi organismi;

la presenza di Pseudoanabaena e di Aphanizomenon flos-aquae però, potrebbe anche indicare una tendenza

all’aumento della trofia del lago dovuto a un leggero aumento delle concentrazioni di fosforo totale a partire

dal 2011 (rapporti CIPAIS dal 2009 al 2016).

In Tabella 214 sono elencati i principali eventi di fioriture algali e le specie responsabili.


220

Tabella 214. Eventi di fioriture algali nel lago Maggiore- Dati rilevati da pubblicazioni CIPAIS.

Corpo idrico

Anno Mese Specie

Lago Maggiore

2009 Aprile Fragilaria crotonensis

2010 Aprile, agosto Asterionella formosa, Fragilaria crotonensis, Anabaena lemmermannii

2011 Giugno, agosto Mougeotia sp.

2012 Gennaio Diatoma tenuis

2013 Marzo, ottobre Fragilaria crotonensis

2014 Marzo, aprile Fragilaria crotonensis

2015 Marzo, aprile Fragilaria crotonensis

2016 Marzo, settembre Fragilaria crotonensis Oscillatoriales: Pseudonabaena , Geitlerinema, Planktolyngbya

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago Maggiore, nel sessennio

2009-2014 si è considerato il fitoplancton, in quanto risponde meglio al fattore di pressione legato

all’eutrofizzazione.

Ai fini della classificazione il fitoplancton è stato monitorato da ARPA Piemonte nell’anno 2013 nella stazione

di Ghiffa.

Nella Figura 162 vengono riportati gli andamenti della clorofilla a dello strato integrato della zona fotica nella

stazione di Ghiffa. Nel grafico spicca il picco di clorofilla insolitamente elevato (30 µg/L) osservato a luglio

2011 e legato ad una massiccia fioritura della cloroficea Mougeotia sp. che domina nettamente la comunità

in termini di biovolume (rapporto CIPAIS 2011).

In Figura 163 è mostrato l’andamento del biovolume nei campioni relativi allo strato integrato prelevati da

ARPA Piemonte nel 2013. È ben visibile l’incremento primaverile legato allo sviluppo delle diatomee, in

particolare a Fragilaria crotonensis.

Figura 162. Concentrazioni di clorofilla a nello strato integrato zona fotica nella stazione di Ghiffa (Dati ARPA Piemonte, la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


221

Figura 163. Valori di biovolume nello strato integrato nella stazione di Ghiffa nel 2013 (Dati ARPA Piemonte, la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

I valori dell’IPAM e delle singole metriche, ai fini della classificazione per il sessennio di monitoraggio espressi

come concentrazione e RQE normalizzato, sono riportati nella Tabella 215. In Tabella 216 è riportato il valore

di IPAM per il sessennio 2009 – 2014 che classifica il bacino in stato buono. Nel triennio 2014-2016 non è

stato ancora effettuato il monitoraggio del fitoplancton, pertanto la classificazione verrà effettuata a fine

sessennio.

Tabella 215. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento del lago Maggiore a Ghiffa.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 4,25 B/S= 1,00 B/S= 3,22

B/S= 0,60

Maggiore 2013 2,63 0,78 0,79 0,66 3,25 0,63 0,67 BUONO

Tabella 216. Valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato per il sessennio di monitoraggio 2009 - 2014 del lago Maggiore nella stazione di Ghiffa.

Corpo idrico Sessennio IPAM Giudizio

Maggiore 2009-2014 0,67 BUONO


222

23.4.2 Macrofite

Nel 2012, nell’ambito della campagna di ricerca quinquennale 2008-2012 finanziata dalla CIPAIS è stata

effettuata, da parte di ARPA Lombardia, la campagna per il monitoraggio delle componenti biologiche del

lago Maggiore: macrofite e macrobenthos.


ha evidenziato che nella parte meridionale del lago si ha la massima concentrazione di vegetazione e che lo

sviluppo delle macrofite è favorito da ambienti poco antropizzati, rive poco ripide e substrati

tendenzialmente fini, mentre è sfavorita da rive con pendenze rilevanti, substrati rocciosi, urbanizzazione

delle coste e dalle foci dei fiumi. Le specie più comuni rilevate sono Najas marina, Myriophyllum spicatum,

Potamogeton perfoliatum, Vallisneria spiralis, Elodea nuttallii e Zannichellia palustris.

Dallo studio emerge anche la diffusione delle specie esotiche invasive Lagarosiphon major ed Elodea nuttallii,

soprattutto nella zona meridionale del lago.

Complessivamente l’indice MacroIMMI assegna al lago lo stato buono (Tabella 217).

Tabella 217. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago Maggiore.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Maggiore 2012 0,74 0,70 0,59 0,68 BUONO


I macroinvertebrati sono stati monitorati nel 2012. Come riportato nel rapporto quinquennale 2008 – 2012

CIPAIS, i taxa maggiormente rappresentati sono i Chironomidi, seguiti dagli Oligocheti (Tabella 218).

Dall’analisi dei dati di monitoraggio si è constatato che all’aumentare della profondità itaxa appartenenti a

Tubificidae, Lumbriculidae e Prodiamesinae, aumentano di numero in modo significativo, mentre

Chironominae e Tanypodinae subiscono un decremento.

Una criticità rilevante emersa durante l’identificazione degli Oligocheti è data dalla presenza di organismi

sessualmente immaturi che pertanto non presentano caratteristiche anatomiche essenziali per il

riconoscimento a livello di specie dei taxa, attraverso l’impiego delle chiavi tassonomiche.

Il giudizio elevato, corrispondente al valore di BQIES, non è stato considerato per la classificazione in quanto

il protocollo di campionamento utilizzato, ancora in fase sperimentale per questo lago, non è risultato

adeguato a rappresentare la comunità macrobentonica della zona profonda. Inoltre, i taxa con peso

indicatore ai fini del calcolo del BQIES hanno raggiunto in diversi casi delle percentuali ridotte in termini di

densità, decisamente inferiori al 75%, compromettendo l’attendibilità dell’indice.


223

Tabella 218. Gruppi tassonomici presenti nei campioni di macroinvertebrati del lago maggiore (Dati CIPAIS).

23.4.4 Fauna ittica

Il lago Maggiore appartiene al gruppo lacustre 1 dell’Ecoregione Alpina; le specie chiave per questa tipologia

sono Lavarello, Agone e Bottatrice mentre le specie tipo specifiche sono: Alborella, Carpa, Cavedano, Ghiozzo

padano, Luccio, Pesce persico, Scardola, Tinca, Triotto e Trota lacustre. La componente alloctona di recente

introduzione e maggiormente diffusa è quasi interamente attribuibile al Gardon, specie che costituisce quasi

il 40% del campione totale in termini numerici, e in misura minore all’Acerina, abbondante soprattutto nel

campione del basso lago (Fonte: Regione Lombardia, 2015. Censimento della fauna ittica nei laghi alpini nel

territorio della Regione Lombardia).

Nel corso del 2013 è stata esaminata la comunità ittica al fine di calcolare il Lake Fish Index; di seguito si

riporta la sintesi dei risultati ottenuti dallo studio effettuato da DG Agricoltura che suddivide il corpo idrico

in: Lago Maggiore – alto e Lago Maggiore – basso (Tabella 219). Per un’analisi più dettagliata dei dati si

rimanda allo studio pubblicato dalla DG Agricoltura, consultabile al seguente indirizzo web:



Tabella 219. Valori delle singole metriche e valore di LFI, in RQE, del Lago Maggiore.

Corpo idrico Anno Metrica

1 Metrica

2 Metrica

3 Metrica

4 Metrica

5 LFI Stato

Lago Maggiore - alto 2013 6,67 2,00 8,00 10,00 10,00 0,73 BUONO

Lago Maggiore - basso 2013 4,00 4,67 8,00 10,00 10,00 0,73 BUONO


I parametri fisico-chimici concorrono alla classificazione dello stato ecologico dei corpi idrici lacustri. Nello

specifico, l’indice sintetico LTLeco (Livello Trofico dei Laghi per lo stato ecologico) considera i tre parametri

più direttamente correlabili con i processi biologici anabolici e catabolici: fosforo totale, trasparenza e

ossigeno ipolimnico. La classificazione viene effettuata considerando un intervallo temporale (triennale o

sessennale) definito dal tipo di monitoraggio a cui è sottoposto il corpo idrico: nel caso del lago Maggiore il

monitoraggio è di tipo sorveglianza (sessennale) e per il valore di LTLeco uguale a 12, determinato nel 2013

da ARPA Piemonte, il bacino rientra in stato buono.


224


Gli elementi chimici a sostegno sono stati monitorati da ARPA Piemonte nel 2013 e hanno raggiunto uno

stato elevato. Non ci sono stati superamenti degli standard di qualità ambientale (SQA) e dei limiti di

quantificazione (LOQ). In Tabella 220 è riportata la classificazione per il periodo di monitoraggio sorveglianza

2009-2014, mentre lo stato degli elementi chimici a sostegno per il periodo successivo verrà classificato a

fine sessennio.

Tabella 220. Stato degli elementi chimici a sostegno per il Lago Maggiore.

Corpo idrico Sessennio Stato elementi

chimici a sostegno >SQA-MA Media annua>LOQ

Lago Maggiore 2009-2014 ELEVATO - -

2014-2016 CLASSIFICATO A FINE SESSENNIO


225


Il PTUA 2016 stabilisce per il lago Maggiore il mantenimento del buono stato ecologico (Tabella 221Tabella

17). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta buono (Tabella 222).

Tabella 221. Lago Maggiore: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


ITIRPOTI2LN1IN Lago Maggiore Ghiffa Mantenimento dello stato buono

Tabella 222. Stato ecologico lago Maggiore nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Lago Maggiore 2009-2014 BUONO




Nel caso del Lago Maggiore non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione

pubblicata nel PTUA 2016. Il fitoplancton (indice IPAM), le macrofite (indice MacroIMMI) e gli elementi fisico-

chimici a sostegno (LTLeco) risultano in stato buono, mentre gli elementi chimici a sostegno (tabella 1/B del

DM 260/2010) conseguono uno stato elevato (Tabella 223).

Tabella 223. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago Maggiore nel sessennio di monitoraggio di sorveglianza 2009-2014 e 2014-2019.

Corpo idrico Sessennio Stato EQB

Stato LTLeco


Stato ecologico


Lago Maggiore 2009-2014 BUONO BUONO ELEVATO BUONO

Fitoplancton, macrofite,

LTLeco

2014-2019 Attribuito a

fine sessennio Attribuito a



fine sessennio -


226

23.8 Stato chimico



Tabella 224. Lago Maggiore: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


ITIRPOTI2LN1IN Lago Maggiore GHIFFA Mantenimento dello stato buono

Tabella 225. Stato chimico del Lago Maggiore nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Lago Maggiore 2009-2014 BUONO

In Tabella 226 è riportato lo stato chimico per il periodo di monitoraggio di sorveglianza, ottenuto con i dati

di ARPA Piemonte. Nel primo sessennio di monitoraggio il corpo idrico ha conseguito uno stato chimico

buono, mentre per il periodo 2014-2019 lo stato chimico sarà attribuito a fine sessennio.

Tabella 226. Stato chimico del Lago Maggiore nei sessenni di monitoraggio di sorveglianza 2009-2014 e 2014-2019 (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).

Corpo idrico Sessennio Stato chimico >SQA-MA >SQA-CMA

Lago Maggiore 2009-2014 BUONO - -



227

24 LAGO DI MANTOVA SUPERIORE

24.1 Inquadramento

Il Lago di Mantova Superiore è il più a monte dei

tre Laghi di Mantova che rappresentano un

allargamento di fatto del Fiume Mincio. Le

caratteristiche peculiari sono il basso tempo di

ricambio delle acque e la bassa profondità

media.


131/2008, il Lago di Mantova Superiore

appartiene al tipo AL4 -Laghi subalpini polimittici


alla estensione e la frequenza della circolazione

delle acque il lago è considerato polimittico, con

rari periodi di stratificazione termica

permanente.


morfometriche del bacino idrografico e del Lago di Mantova Superiore.

Tabella 227. Morfometria e idrologia del Lago di Mantova Superiore


Bacino idrografico

Superficie 987 km2


Quota massima - m slm

Immissario principale Fiume Mincio

Emissario principale Fiume Mincio

Lago

Superficie 3,68 km2

Rapporto area bacino/area lago -

Perimetro 10,5 km





Volume 14,5 106 m3



Stratificazione termica polimittico*


*Nell’OLL è indicato dimittico.


228


24.2.1 Trasparenza

La trasparenza delle acque di questo lago è molto ridotta sia a causa della presenza di consistenti biomasse

fitoplanctoniche che dai solidi sospesi trasportato dal tributario principale (Figura 164). I valori minimi sono

stati misurati in corrispondenza dei massimi di biomassa algale prodotta nei periodi estivi. Valori di

trasparenza di questo ordine di grandezza sono propri di ambienti ipereutrofi.

Figura 164. Andamento della trasparenza nel Lago di Mantova Superiore dal 2009 al 2016.


La profondità limitata ed il basso tempo di ricambio delle acque non consentono la formazione di una

stratificazione termica stabile per come è possibile verificare nella Figura 165, che riporta l’andamento

temporale delle temperature dal 2009 al 2016. L’inerzia termica è contenuta e quindi vi è una notevole

differenza tra i valori minimi invernali e quelli massimi estivi.



229


Nel caso del Lago Superiore, data la labilità della stratificazione termica, l’ossigeno sul fondo non viene

esaurito in quanto viene scambiato con gli strati superficiali. L’attività fotosintetica del fitoplancton è stata

estremamente elevata negli strati superficiali tanto da portare a valori superiori al 300%.

In Figura 166 è mostrato l’andamento della saturazione dell’ossigeno disciolto lungo in superficie e sul fondo.

Figura 166. Andamento della saturazione dell’ossigeno disciolto in superficie e sul fondo dal 2009 al 2016.


Per ciò che riguarda le forme dell’azoto quella dei nitrati è la prevalente. In Figura 167è mostrato l’andamento

dell’azoto nitrico in superficie e sul fondo. I valori di concentrazione variano molto nel corso delle stagioni ed

arrivano ad essere molto elevate in periodi nei quali vi è probabilmente un grosso apporto dal dilavamento

dei terreni coltivati. È molto evidente l’utilizzo di questa fonte di azoto da parte del fitoplancton nello strato

superficiale.

Per ciò che riguarda l’azoto ammoniacale è evidente l’apporto esterno con picchi di concentrazione non legati

ad eventuali rilasci dai sedimenti (Figura 168).


230


Figura 168. Concentrazioni di azoto ammoniacale in superficie e sul fondo nei campionamenti dal 2009 al 2016.

Dalla osservazione dell’andamento della concentrazione del fosforo totale (Figura 169) di questo lago è

evidente che si tratta di un corpo idrico dall’elevato stato di trofia, sottoposto ad elevati carichi esterni, come

è evidente per il caso di novembre 2011 dove vi è la concomitanza di un aumento della concentrazione di

nitrati ed azoto ammoniacale, ed anche da apporti dai sedimenti in termini materiale risospeso, come è

possibile dedurre dalla natura organica del nutriente.


231

Figura 169. Concentrazione di fosforo totale in superficie e sul fondo nei campionamenti dal 2009 al 2016.


La caratterizzazione di tutte le componenti biologiche dell’ecosistema lacustre andrebbe effettuata per una

conoscenza approfondita del suo stato di salute. Il limite imposto dall’impegno richiesto per effettuare tale

tipo di operazione impone una scelta, anche indicata dal tipo di piano di monitoraggio previsto per il corpo

idrico in oggetto. Gli elementi di qualità biologica che meglio rispondono all’eutrofizzazione, principale

fattore di pressione, sono quelli vegetali. Fitoplancton, diatomee e macrofite che sono in competizione per i

nutrienti presenti nella colonna d’acqua. Per laghi polimittici caratterizzati da bassa profondità la vegetazione

acquatica è significativa per la valutazione della risposta all’eutrofizzazione. È per questo che per il 2009 è

stato scelto il fitoplancton come elemento di qualità biologica e poi sono state utilizzate successivamente le

macrofite.

24.3.1 Fitoplancton

Dall’analisi delle comunità fitoplanctoniche del Lago di Mantova Superiore dell’anno 2009 ha messo in

evidenza una produzione algale notevole anche in relazione al ricambio veloce delle acque che caratterizza

tutti e tre i laghi di Mantova. Le specie dominanti nel 2009 appartengono ai gruppi dei Cianobatteri,

Clorophycee e diatomee, come è evidente nella Figura 170. Limnothrix redeke, Stephanodiscus hantzschii e

Tetraselmis cordiformis sono state le specie che hanno avuto il peso maggiore in termini di biovolume nella

comunità algale. Entrambe le specie sono associate ad ambienti eutrofici. L. redekei inoltre è compresa

nell’elenco delle specie potenzialmente tossiche.

In Figura 171 è mostrato l’andamento delle concentrazioni di clorofilla a da cui si evince l’elevatissimo stato

di trofia con episodi di fioriture superficiali come quella verificatasi nel mese di luglio del 2013.


232

Figura 170. Valori di biovolume mensile delle classi di fitoplancton nel 2009 (la linea rossa rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 171. Concentrazioni di clorofilla a nello strato integrato (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

I valori dell’IPAM e delle singole metriche, espresse come concentrazione e RQE, ottenuti nel 2009 sono

riportati nella Tabella 228. Per l’anno 2009 il valore di IPAM di 0,37 ha collocato il lago nella classe di qualità

pari a scarso. Questo soprattutto per l’elevata clorofilla e biovolume algale.


233

In Tabella 229 è indicato il valore medio di IPAM e la relativa classificazione nel triennio di monitoraggio 2009-

2011.

Tabella 228. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valore di IPAM nel 2009 nella stazione di campionamento del Lago di Mantova Superiore.


a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 4,25

B/S= 1,00 B/S= 3,22

B/S= 0,60

Mantova Superiore 2009 21,2 0,22 5,44 0,41 2,72 0,43 0,38 SCARSO

Tabella 229. Valore medio di IPAM medi e relativa classificazione di stato nel triennio di monitoraggio del Lago di Mantova Superiore.


Mantova Superiore 2009-2011 0,38 SCARSO

24.3.2 Macrofite

Per quanto riguarda le macrofite in questo lago sono state ritrovate poche specie tutte indicatrici di

condizioni di eutrofia: Ceratophyllum demersum e le idrofite radicate a foglie galleggianti Nelumbo nucifera,

specie esotica, e Nuphar lutea.


evidenzia la scarsa diversità in termini di specie e la bassa profondità di colonizzazione. L’applicazione

dell’indice MacroIMMI ha portato alla collocazione del lago dapprima in classe sufficiente, nell’anno 2010, e

poi in scarso nel 2014.

Tabella 230. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago di Mantova Superiore.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Mantova

Superiore

2010 0,80 0,09 0,46 0,45 SUFFICIENTE

2014 0,10 0,28 0,28 0,22 SCARSO


234



Tabella 231. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago di Mantova Superiore.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Mantova Superiore

2009 68 1,3 145

2010 106 0,8 25

2011 60 1,0 60

2012 45 0,9 55

2013 145 0,9 143

2014 130 0,9 131

2015 111 1,0 51

2016 69 0,8 88



tutti i trienni e per tutte le stazioni lo stato dell’indice LTLeco colloca il lago in classe sufficiente. La


Tabella 232. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del Lago di Mantova Superiore.


Fosforo totale




Mantova Superiore

2009-2011 78 3 1,0 3 77 4 10 SUFFICIENTE

2012-2014 107 3 0,9 3 109 5 11 SUFFICIENTE

2014-2016 103 3 0,9 3 90 5 11 SUFFICIENTE



elementi che hanno registrato un eventuale superamento dei limiti SQA e LOQ.



235

Tabella 233. Stato degli elementi chimici a sostegno per il Lago di Mantova Superiore.



Mantova Superiore

2009

ELEVATO - - 2010

2011

2012 ELEVATO - -





Tabella 234. Classificazione degli elementi chimici a sostegno per il Lago di Mantova Superiore.


chimici a sostegno

>SQA-MA Media annua >LOQ

Mantova Superiore

2009-2011 ELEVATO - -




236



il Lago di Mantova Superiore (Tabella 235). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA

2016 è cattivo (Tabella 236).

Tabella 235. Lago di Mantova Superiore: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POMI4SLN1lo Lago di Mantova Superiore Mantova Buono al 2027

Tabella 236. Stato ecologico lago di Mantova Superiore nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Mantova Superiore 2009-2014 CATTIVO




Nel caso del Lago di Mantova Superiore si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione

pubblicata nel PTUA 2016 dovute all’uso dell’indice MacroIMMI aggiornato per la valutazione delle macrofite,

che porta a classificare il lago in stato scarso per il sessennio 2009-2014.

Per tutti i tre trienni di monitoraggio operativo lo stato ecologico risulta scarso, infatti sia il fitoplancton (nel

2009) che le macrofite risultano in tale stato, mentre gli elementi chimici a sostegno conseguono uno stato

elevato nel triennio 2009-2011 e buono nel periodo successivo (Tabella 237).

Tabella 237. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago di Mantova Superiore nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


la classificazione

Mantova Superiore

2009-2011 SCARSO SUFFICIENTE ELEVATO SCARSO Fitoplancton




237

24.7 Stato chimico


Lago di Mantova Superiore (Tabella 238). Lo stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016

risulta non buono (Tabella 239).

Tabella 238. Lago di Mantova Superiore: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POMI4SLN1lo. Mantova Superiore Mantova Buono al 2027

Tabella 239. Stato chimico del lago di Mantova Superiore nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Mantova Superiore 2009-2014 NON BUONO


monitoraggio operativo il corpo idrico ha conseguito uno stato chimico buono, mentre nei successivi due

trienni lo stato è risultato pari a non buono a causa del superamento dello SQA-CMA per il mercurio. Occorre

sottolineare che tali superamenti sono sempre risultati occasionali e rilevati a profondità diverse e solo

nell’anno 2014; questo risultato condiziona il giudizio degli ultimi due trienni di monitoraggio. Nei successivi

tre anni dal 2015 al 2017 non sono stati più riscontrati superamenti per il mercurio.

Tabella 240: Stato chimico del lago di Mantova Superiore nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Mantova Superiore

2009-2011 BUONO - -




238

25 LAGO DI MANTOVA DI MEZZO

25.1 Inquadramento

Il Lago di Mantova di Mezzo è situato tra il Lago

Superiore e il Lago Inferiore.


131/2008, appartiene al tipo AL4 – Laghi subalpini

polimittici.



acque il lago è considerato polimittico, con rari

periodi di stratificazione termica permanente.


morfometriche del bacino idrografico e del lago.

Tabella 241. Morfometria e idrologia del Lago di Mantova di Mezzo.

(Fonte dati da OLL http://www.flanet.org/sites/default/files/pubb/qualitaacque%20lacustriinlomblaghilomb2004.PDF)

Bacino idrografico

Superficie 987 km2





Lago

Superficie 1,09 km2


Perimetro 6,2 km





Volume 3,27 106 m3



Stratificazione termica Polimittico*


*Indicato dimittico nell’OLL.


239


25.2.1 Trasparenza


fitoplanctoniche che dai solidi sospesi trasportati dal tributario principale (Figura 172). I valori minimi sono



Figura 172. Andamento della trasparenza nel Lago di Mantova di Mezzo dal 2009 al 2016.





differenza tra i valori minimi invernali e quelli massimi estivi. Il Lago di Mezzo ha raggiunto valori di

temperatura massimi più bassi rispetto al Lago Superiore, probabilmente in relazione al tempo di ricambio

delle acque che è molto più ridotto.


240

Figura 173. Andamento della temperatura in superficie e sul fondo nel Lago di Mantova di Mezzo.


La concentrazione dell’ossigeno disciolto nel Lago di Mantova di Mezzo ha una concentrazione più omogenea

lungo la colonna d’acqua, data la ridotta profondità. Anche il contributo dovuto alla attività fotosintetica è

più contenuto tranne che per un picco elevatissimo registrato il 20 maggio 2011. I valori di saturazione sul

fondo sono più elevati in ragione di una minore profondità e quindi un maggiore rimescolamento tra gli strati.

In Figura 174 è mostrato l’andamento della saturazione dell’ossigeno disciolto in superficie e sul fondo.



241


Per ciò che riguarda le forme dell’azoto quella dei nitrati è la prevalente. In Figura 175 è mostrato

l’andamento dell’azoto nitrico in superficie e sul fondo. I valori di concentrazione variano molto nel corso

delle stagioni ed arrivano ad essere molto elevate in periodi nei quali vi è probabilmente un grosso apporto

dal dilavamento dei terreni coltivati. È molto evidente l’utilizzo di questa fonte di azoto da parte del

fitoplancton nello strato superficiale. Nel caso del lago di Mezzo sembra che i picchi di concentrazione

coincidano con quelli del lago Superiore.

Figura 175. Concentrazioni di azoto nitrico in superficie e sul fondo dal 2009 al 2016.

Per ciò che riguarda l’azoto ammoniacale, in questo lago le concentrazioni elevate sono state registrate solo

nei campioni di fondo (Figura 176).

Figura 176. Concentrazioni di azoto ammoniacale in superficie e sul fondo dal 2011 al 2016.


242

La concentrazione di fosforo totale è sempre elevata anche in questo lago e assume valori che sono simili a

quelli del lago superiore, salvo che per due picchi registrati nello strato superficiale (Figura 177). Anche in

questi casi il contributo principale è dato dalla frazione organica. Anche per questo lago sembra esserci un

legame tra gli apporti dei due nutrienti, azoto e fosforo.

Figura 177. Concentrazione di fosforo totale in superficie e sul fondo dal 2009 al 2016.


Le stesse motivazioni che hanno determinato la scelta delle componenti biologiche per il Lago Superiore

hanno determinato la scelta del fitoplancton per il 2009 come elemento di qualità biologica e

successivamente le macrofite nel 2010 e nel 2014.

25.3.1 Fitoplancton

La comunità fitoplanctonica del Lago di Mantova di mezzo dell’anno 2009 ha messo in evidenza una

produzione algale notevole che raggiunto livelli più elevati del Lago Superiori. Le specie dominanti sono le

stesse del Lago Superiore ma con diversi rapporti di dominanza. Stephanodiscus hantzschii, Tetraselmis

cordiformis, Cryptomonas ovata, Limnothrix redekei sono state le specie che hanno avuto il peso maggiore in

termini di biovolume nella comunità algale. Il dominio di Stephanodiscus hantzschii è legato alla maggiore

turbolenza delle acque di questo lago ed alle condizioni di eutrofia.


di trofia con valori nettamente più elevati di quelli del Lago Superiore.

In Figura 179 è mostrato l’andamento del biovolume mensile totale per gruppi del fitoplancton per l’anno

2009.


243

Figura 178. Concentrazioni di clorofilla a nello strato integrato del Lago di Mantova di Mezzo (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 179. Valori di biovolume delle classi di fitoplancton del Lago di Mezzo nell’anno 2009.



pari a sufficiente, in particolare a causa degli elevati valori di clorofilla e biovolume algale.

In Tabella 243 è riportato il valore medio di IPAM e relativa classificazione di stato nel triennio di monitoraggio

del Lago di Mantova di Mezzo, che condizionano la classificazione per l’intero triennio.


244

Tabella 242. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento del Lago di Mantova di Mezzo.


a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 8,00

B/S=2,70 B/S= 3,01

B/S= 0,60

Mantova di Mezzo 2009 5,7 0,67 9,77 0,27 2,52 0,32 0,40 SUFFICIENTE

Tabella 243. Valori medi di IPAM medi e relativa classificazione di stato nel triennio di monitoraggio del Lago di Mantova Superiore


Mantova di Mezzo 2009-2011 0,40 SUFFICIENTE

25.3.2 Macrofite

Per quanto riguarda le macrofite in questo lago sono state ritrovate 6 specie; Ceratophyllum demersum

Myriophyllum spicatum e Trapa natans sono state quelle più abbondanti.



dell’indice MacroIMMI ha portato alla collocazione del lago dapprima in classe sufficiente, nell’anno 2010, e

poi in scarso nel 2014.

Tabella 244. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il Lago di Mezzo.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Mantova di

Mezzo

2010 0,80 0,09 0,46 0,45 SUFFICIENTE

2014 0,10 0,28 0,28 0,22 SCARSO


245



Tabella 245. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel Lago di Mantova di Mezzo.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Mantova di Mezzo

2009 62 1 135

2010 80 0,8 103

2011 50 0,9 83

2012 35 0,8 128

2013 158 0,7 102

2014 126 0,7 102

2015 65 0,8 87

2016 97 0,8 138





Tabella 246. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del Lago di Mezzo.


Fosforo totale




Mantova di Mezzo

2009-2011 64 3 0,9 3 107 5 11 SUFFICIENTE

2012-2014 106 3 0,8 3 111 5 11 SUFFICIENTE

2014-2016 96 3 0,8 3 109 5 11 SUFFICIENTE


In Tabella 247 è riportata la classificazione dello stato degli elementi chimici a sostegno per il periodo di


Tabella 247. Classificazione dello stato degli elementi chimici a sostegno per il periodo di monitoraggio operativo.



Media annua >LOQ

Mantova di Mezzo

2009-2011 ELEVATO - -




246



il Lago di Mantova di Mezzo (Tabella 248). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA


Tabella 248. Lago di Mantova di Mezzo: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POMI4SLN1lo Mantova di Mezzo Mantova di Mezzo Buono al 2027

Tabella 249. Stato ecologico del Lago di Mantova di Mezzo nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Mantova di Mezzo 2009-2014 SUFFICIENTE




Nel caso del Lago di Mantova di Mezzo si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione

pubblicata nel PTUA 2016, poiché l’utilizzo degli indici aggiornati IPAM (fitoplancton) e MacroIMMI

(macrofite) determinano uno stato ecologico scarso.

In tutti i tre trienni di monitoraggio operativo lo stato ecologico risulta scarso: sia il fitoplancton (nel 2009)

che le macrofite ricadono in tale stato, mentre gli elementi chimici a sostegno conseguono uno stato elevato

nel primo triennio e buono in quelli successivi (Tabella 250).

Tabella 250. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago di Mantova di Mezzo nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


la classificazione

Mantova di Mezzo





247

25.7 Stato chimico


Lago di Mantova di Mezzo (Tabella 251). Lo stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016


Tabella 251. Lago di Mantova di Mezzo: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POMI4SLN1lo. Mantova di Mezzo Mantova Buono al 2027

Tabella 252. Stato chimico del lago di Mantova di Mezzo nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Mantova di Mezzo 2009-2014 NON BUONO

In Tabella 253 è riportato lo stato chimico per il periodo di monitoraggio operativo. Nel primo e nel terzo

triennio di monitoraggio operativo il corpo idrico ha conseguito uno stato chimico buono mentre nel secondo

triennio lo stato chimico è risultato non buono a causa del superamento dello SQA-CMA per il mercurio.

Occorre sottolineare che tali superamenti sono sempre risultati occasionali e rilevati a profondità diverse.

Nei successivi due anni non sono stati più riscontrati superamenti per il mercurio.

Tabella 253. Stato chimico del lago di Mantova di Mezzo nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Mantova di Mezzo

2009-2011 BUONO - -


2014-2016 BUONO - -


248

26 LAGO DI MANTOVA INFERIORE

26.1 Inquadramento

Il Lago di Mantova Inferiore è il più a valle dei tre

Laghi di Mantova che rappresentano un

allargamento di fatto del Fiume Mincio. Le

caratteristiche peculiari sono il basso tempo di

ricambio delle acque e la bassa profondità

media.


131/2008, il Lago di Mantova Inferiore

appartiene al tipo AL4 -Laghi subalpini

polimittici.


alla estensione e la frequenza della circolazione

delle acque il lago è considerato polimittico, con

rari periodi di stratificazione termica

permanente.


morfometriche del bacino idrografico e del lago.

Tabella 254. Morfometria e idrologia del Lago di Mantova Inferiore.

(Fonte dati da OLL http://www.flanet.org/sites/default/files/pubb/qualitaacque%20lacustriinlomblaghilomb2004.PDF)

Bacino idrografico

Superficie 987 km2





Lago

Superficie 1,45 km2


Perimetro 6,3 km





Volume 4,36 106 m3



Stratificazione termica Polimittico*


*Indicato dimittico nell’OLL.


249


26.2.1 Trasparenza


fitoplanctoniche che dai solidi sospesi trasportati dal tributario principale (Figura 180). I valori minimi sono



Figura 180. Andamento della trasparenza nel Lago di Mantova Inferiore dal 2009 al 2016.





differenza tra i valori minimi invernali e quelli massimi estivi. Il Lago Inferiore, molto vicini a quelli del lago di

Mezzo ha raggiunto valori di temperatura massimi più bassi rispetto al Lago Superiore, probabilmente in

relazione al tempo di ricambio delle acque che è ridotto.


250



La concentrazione dell’ossigeno disciolto anche in questo Lago di Mantova ha una concentrazione più

omogenea lungo la colonna d’acqua, data la ridotta profondità. Anche il contributo dovuto alla attività

fotosintetica è più contenuto tranne che per un picco elevatissimo registrato il 23 maggio 2013. I valori di

saturazione sul fondo sono più elevati in ragione di una minore profondità e quindi un maggiore

rimescolamento tra gli strati, tranne che per il 23 maggio ed il 3 agosto 2013 dove la stratificazione è stata

fortissima. In Figura 182 è mostrato l’andamento della saturazione dell’ossigeno disciolto in superficie e sul

fondo.



251


In Figura 183 è mostrato l’andamento dell’azoto nitrico in superficie e sul fondo. I valori di concentrazione

variano molto nel corso delle stagioni ed arrivano ad essere molto elevate in periodi nei quali vi è

probabilmente un grosso apporto dal dilavamento dei terreni coltivati. È molto evidente l’utilizzo di questa

fonte di azoto da parte del fitoplancton nello strato superficiale come nel caso dei mesi di maggio ed agosto

2013.

Figura 183. Andamento dell’azoto nitrico in superficie e sul fondo dal 2009 al 2016.

Per ciò che riguarda l’azoto ammoniacale è in questo lago le concentrazioni elevate sono state registrate sia

in superficie che sul fondo. L’unico picco di concentrazione si è avuto sul fondo (Figura 184).

Figura 184. Andamento dell’azoto ammoniacale in superficie e sul fondo dal 2009 al 2016.


252

La concentrazione di fosforo totale è sempre elevata anche in questo lago e assume valori che sono simili a

quelli del Lago Superiore (Figura 185). Anche in questi casi il contributo principale è dato dalla frazione

organica. Anche per questo lago sembra esserci un legame tra gli apporti dei due nutrienti, azoto e fosforo.

Figura 185. Andamento del fosforo totale in superficie e sul fondo dal 2009 al 2016.


Le stesse motivazioni che hanno determinato la scelta delle componenti biologiche per i laghi Superiore e di

Mezzo, hanno determinato la scelta del fitoplancton per il 2009 come elemento di qualità biologica e

successivamente le macrofite nel 2010 e nel 2014.

26.3.1 Fitoplancton

La comunità fitoplanctonica del Lago di Mantova inferiore dell’anno 2009 ha messo in evidenza una

produzione algale notevole che raggiunto livelli più elevati del Lago Superiore. Le specie dominanti sono le

stesse del Lago Superiore ma con diversi rapporti di dominanza. Stephanodiscus hantzschii, Tetraselmis

cordiformis, Cryptomonas ovata, Cryptomonas marsonii, Limnothrix redekei, sono state le specie che hanno

avuto il peso maggiore in termini di biovolume nella comunità algale. Il dominio di Stephanodiscus hantzschii

è legato alla maggiore turbolenza delle acque di questo lago ed alle condizioni di eutrofia.


di trofia con valori nettamente più elevati di quelli del lago Superiore e del Lago di Mezzo.

In Figura 187 è mostrato l’andamento del biovolume mensile totale per gruppi del fitoplancton per l’anno

2009.


253

Figura 186. Concentrazioni di clorofilla a nello strato integrato del Lago di Mantova Inferiore dal 2009 al 2016 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 187. Valori di biovolume delle classi di fitoplancton nel 2009.



pari a scarso, in particolare a causa dei valori estremamente elevati di clorofilla e biovolume algale. Questo

risultato condiziona la classificazione del fitoplancton per l’intero triennio (Tabella 256).


254

Tabella 255. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento del Lago di Mantova Inferiore


a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 8,00 B/S= 2,70 B/S= 3,01

B/S= 0,60

Mantova Inferiore 2009 50,2 0,09 10,29 0,22 2,38 0,24 0,20 SCARSO

Tabella 256. Valori medi di IPAM medi e relativa classificazione di stato nel triennio di monitoraggio del Lago di Mantova Superiore


Mantova Inferiore 2009-2011 0,20 SCARSO

26.3.2 Macrofite

Per quanto riguarda le macrofite in questo lago tra le specie rilevate Ceratophyllum demersum, Lemna minor,

Vallisneria spiralis e Zannichellia palustris sono risultate quelle più abbondanti.



dell’indice MacroIMMI ha portato alla collocazione del lago in classe sufficiente nell’anno 2010 e 2014.

Tabella 257. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il Lago Inferiore.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Mantova

Inferiore

2010 0,80 0,09 0,63 0,51 SUFFICIENTE

2014 0,70 0,03 0,53 0,42 SUFFICIENTE







Tabella 258. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel Lago Inferiore.


255


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Mantova Inferiore

2009 54 1,0 132

2010 50 1,0 102

2011 37 0,8 99

2012 35 0,8 112

2013 115 0,8 102

2014 144 0,7 102

2015 39 0,8 84

2016 73 0,7 137

Tabella 259. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del Lago Inferiore.


Fosforo totale




Mantova Inferiore

2009-2011 47 3 0,9 3 111 5 11 SUFFICIENTE

2012-2014 98 3 0,8 3 105 5 11 SUFFICIENTE

2014-2016 85 3 0,7 3 108 5 11 SUFFICIENTE




Tabella 260. Classificazione dello stato degli elementi chimici a sostegno del Lago Inferiore.



Media annua >LOQ

Mantova Inferiore

2009-2011 ELEVATO -




256



il Lago di Mantova Inferiore (Tabella 261). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA


Tabella 261. Lago di Mantova Inferiore: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POMI4SLN1lo Mantova Inferiore Mantova Buono al 2027

Tabella 262. Stato ecologico Lago di Mantova Inferiore nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).

Corpo idrico Sessennio Stato

ecologico

Mantova Inferiore 2009-2014 SUFFICIENTE




Nel caso del Lago di Mantova Inferiore non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla

classificazione pubblicata nel PTUA 2016.

Per il Lago di Mantova lo stato ecologico risulta scarso per il triennio 2009-2011 e sufficiente per i due

successivi. Il fitoplancton (indice IPAM) nell’anno 2009 ha determinato un giudizio scarso mentre le macrofite

hanno determinato un giudizio sufficiente; gli elementi chimici a sostegno conseguono uno stato elevato nel

primo triennio e buono nei due successivi (Tabella 263).

Tabella 263. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago di Mantova Inferiore nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


la classificazione

Mantova Inferiore


2012-2014 SUFFICIENTE SUFFICIENTE BUONO SUFFICIENTE Macrofite

2014-2016 SUFFICIENTE SUFFICIENTE BUONO SUFFICIENTE Macrofite


257

26.7 Stato chimico


Lago di Mantova Inferiore (Tabella 264). Lo stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016


Tabella 264: Lago di Mantova Inferiore: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POMI4SLN1lo Mantova Inferiore Mantova Buono al 2027

Tabella 265: Stato chimico del Lago di Mantova Inferiore nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Mantova Inferiore 2009-2014 NON BUONO


monitoraggio operativo il corpo idrico ha conseguito uno stato chimico buono mentre nei successivi due

trienni lo stato chimico è risultato non buono a causa del superamento dello SQA-CMA per il mercurio.

Occorre sottolineare che tali superamenti sono sempre risultati occasionali e rilevati a profondità diverse e

solo nell’anno 2014. Nei successivi due anni non sono stati più riscontrati superamenti per il mercurio.

Tabella 266: Stato chimico del lago di Mantova Inferiore nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Mantova Inferiore

2009-2011 BUONO - -




258

27 LAGO DI MEZZOLA

27.1 Inquadramento

Il Lago di Mezzola è un lago prealpino

profondo formatosi a seguito della

separazione della porzione

settentrionale del Lago di Como operata

dai depositi alluvionali del Fiume Adda.

Il tempo teorico di ricambio delle acque

è molto ridotto (0,2 anni) per la presenza

di un importante immissario ed

emissario, il Fiume Mera, responsabile di

un sensibile trasporto solido che genera

un’elevata torbidità nel lago.

La stazione di campionamento è situata

nel punto di massima profondità, nel

territorio del Comune di Verceia.


DM 131/2008, il Lago di Mezzola appartiene al tipo AL6 – Laghi/invasi sudalpini, profondi.

Per quanto riguarda le caratteristiche rispetto all’estensione e alla frequenza della circolazione delle acque,

il lago è considerato monomittico. In Tabella 267 sono mostrate le caratteristiche morfometriche del bacino

idrografico e del lago.

Tabella 267. Morfometria e idrologia del Lago di Mezzola (Fonte dati: http://www.flanet.org/sites/default/files/pubb/qualitaacque%20lacustriinlomblaghilomb2004.PDF)

Bacino idrografico

Superficie 721 km2

Massima elevazione Cima di Castello


Immissario principale Fiume Mera

Emissario principale Fiume Mera

Lago

Superficie 5,85 km2


Perimetro 13,6 km





Volume 149∙106 m3



Stratificazione termica Monomittico



259


27.2.1 Trasparenza

La Figura 188 riporta graficamente l’andamento della trasparenza rilevata nel Lago di Mezzola negli anni di

monitoraggio 2009-2016. L’elevato trasporto solido ad opera del Fiume Mera fa sì che il lago sia caratterizzato

da periodi di torbidità.

Figura 188. Andamento della trasparenza nel Lago di Mezzola.


La Figura 189 mostra l’andamento della temperatura della colonna d’acqua del Lago di Mezzola alla


Figura 189. Profili di temperatura della colonna d’acqua del Lago di Mezzola alla circolazione primaverile


260


L’elevato ricambio e la limitata stratificazione termica conferiscono al Lago di Mezzola buone condizioni di

ossigenazione durante tutto l’anno. In Figura 190 è mostrato il profilo dell’ossigeno disciolto (percentuale di

saturazione) lungo la colonna d’acqua del Lago di Mezzola al termine della stratificazione per gli anni 2009-

2016.




monitoraggio 2009-2016 per il Lago di Mezzola.



261

La concentrazione del fosforo totale nelle acque del Lago di Mezzola alla circolazione primaverile è mostrata

in Figura 192.



27.3.1 Fitoplancton

Nel Lago di Mezzola non sono stati rilevati episodi di fioriture fitoplanctoniche negli anni di monitoraggio

operativo oggetto della presente relazione (2009-2016).

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago di Mezzola si è


La produzione algale del Lago di Mezzola è abbastanza contenuta; i biovolumi algali più elevati vengono

raggiunti dai gruppi delle Bacillariophyceae (diatomee) e delle Cryptophyceae.

Nella Figura 193 vengono riportati gli andamenti della clorofilla a nello strato eufotico del Lago di Mezzola.

In Figura 193 è invece mostrato l’andamento del biovolume mensile. La retta in arancione, che rappresenta

il valore medio annuo di soglia per il passaggio dallo stato buono allo stato sufficiente dei due parametri

indicatori, viene oltrepassata con una certa frequenza, soprattutto dai dati di clorofilla.

Nel grafico relativo al biovolume è evidente il picco verificatosi nel luglio 2010, generato principalmente dalla

densità significativa di Asterionella formosa, diatomea coloniale che da sola raggiungeva un biovolume di

oltre 5 mm3/L.


262

Figura 193. Concentrazioni di clorofilla a nello strato eufotico del Lago di Mezzola dal 2009 al 2016 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 194. Valori di biovolume nello strato eufotico del Lago di Mezzola dal 2009 al 2016 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

I valori dell’IPAM e delle singole metriche, espresse come concentrazione e RQE, ottenuti negli anni 2009-

2016 sono riportati nella Tabella 268. Negli anni dal 2012 al 2014 l’IPAM ha restituito uno stato buono; negli

altri anni in esame il valore dell’indice si è spesso avvicinato molto alla soglia tra gli stati sufficiente e buono.


263


monitoraggio del Lago di Mezzola. Nel triennio 2012-2014 il giudizio risulta buono, negli altri due trienni è

invece sufficiente.

Tabella 268. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento del Lago di Mezzola.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 4,25 B/S= 1,00 B/S= 3,22

B/S= 0,60

Mezzola

2009 4,30 0,60 0,64 0,68 3,01 0,41 0,53 SUFFICIENTE

2010 4,30 0,60 2,38 0,41 3,23 0,61 0,56 SUFFICIENTE

2011 6,70 0,44 0,85 0,63 3,06 0,46 0,50 SUFFICIENTE

2012 3,22 0,70 0,46 0,77 3,21 0,60 0,67 BUONO

2013 3,23 0,70 0,42 0,80 3,22 0,61 0,68 BUONO

2014 4,73 0,57 0,26 0,98 3,20 0,67 0,73 BUONO

2015 7,07 0,43 2,11 0,44 3,04 0,44 0,44 SUFFICIENTE

2016 5,05 0,54 0,52 0,73 3,08 0,48 0,56 SUFFICIENTE

Tabella 269. Valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio del Lago di Mezzola.


Mezzola


2012-2014 0,69 BUONO


27.3.2 Macrofite

La componente delle macrofite acquatiche è stata oggetto di monitoraggio nel 2011. Durante la campagna

di indagine sono stati rilevati 30 transetti. La comunità è caratterizzata da un’elevata biodiversità, con 15

unità sistematiche, e dalla presenza di taxa sensibili come quello delle Characeae. Da segnalare la presenza

delle specie alloctone Elodea nuttallii ed Elodea canadensis. La massima profondità di crescita è risultata

piuttosto ridotta a causa dell’elevata torbidità delle acque del lago.


evidenzia uno stato di qualità ambientale buono. Tale risultato non è stato utilizzato ai fini della definizione

dello stato ecologico, per le motivazioni esposte in premessa.

Tabella 270. Valore del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago di Mezzola.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Mezzola 2011 0,53 0,67 0,62 0,61 BUONO


264





Per il Lago di Mezzola, appartenente al macrotipo L2, il monitoraggio di questa componente è stato effettuato

nel 2012. I campioni sono stati raccolti nel corso di due campagne di prelievo su due transetti, con origine

dalla sponda settentrionale e orientale del lago, entrambi rappresentati da una stazione sublitorale e una

profonda, per un totale di 24 repliche. L’indice relativo ai macroinvertebrati lacustri ha restituito per il Lago

di Mezzola un giudizio abbastanza rassicurante. Tra i chironomidi sono state identificate specie sensibili come

Prodiamesa olivacea, ma anche taxa tolleranti come Chironomus gr. anthracinus. Tra gli oligocheti, specie

che mal sopportano la compromissione delle condizioni ambientali, come Psammoryctides barbatus,

coesistono con specie che ammettono variazioni ecologiche maggiori, come Tubifex tubifex.

Tuttavia, i taxa con peso indicatore ai fini del calcolo del BQIES hanno raggiunto in diversi casi delle

percentuali ridotte in termini di densità, decisamente inferiori al 75%, compromettendo l’attendibilità

dell’indice.

Tra i taxa privi di peso indicatore rilevati in densità elevate vi sono ad esempio il genere Micropsectra per i

chironomidi e le specie Potamothrix bedoti e Limnodrilus profundicola per gli oligocheti: il loro peso è ancora

in fase di definizione. Ulteriore criticità hanno rappresentato i tubificidi immaturi con setole capillari, che

hanno costituito circa un terzo degli oltre 2000 individui totali esaminati, ma non hanno dato indicazioni sulla

qualità ecologica del lago.

27.3.4 Fauna ittica

Nel corso del 2014 la Direzione Generale Agricoltura di Regione Lombardia ha realizzato uno studio dello

stato quali-quantitativo dei popolamenti ittici del Lago di Mezzola, per tutelarne le valenze faunistiche e per

poterne gestire lo sfruttamento sostenibile. Lo studio è consultabile all’indirizzo web:

http://www.regione.lombardia.it/wps/portal/istituzionale/HP/DettaglioPubblicazione/servizi-e-


Di seguito si riporta la sintesi dei risultati ottenuti attraverso il Lake Fish Index (Tabella 271).

Tabella 271. Valori delle singole metriche e valore di LFI, in RQE, del Lago di Mezzola.

Corpo idrico

Anno Metrica 1 Metrica 2 Metrica 3 Metrica 4 Metrica 5 LFI Stato

Mezzola 2014 4,67 1,33 10 10 10 0,72 BUONO

La media aritmetica degli RQE delle cinque metriche è di 7,2, per un LFI di 0,72, corrispondente a uno stato

buono. La comunità ittica del Lago di Mezzola, ben strutturata e con un ridotto numero di specie alloctone,

non ha presentato significativi segnali di alterazione. Sono state individuate in percentuali degne di nota due

specie endemiche del bacino padano, che in altri laghi sono quasi completamente scomparse: il pigo e il

triotto. Tra gli aspetti che però devono essere oggetto di indagini future vi è l’assenza dell’agone dal

catturato.

http://www.regione.lombardia.it/wps/portal/istituzionale/HP/DettaglioPubblicazione/servizi-e-informazioni/Cittadini/agricoltura/pesca/primo-censimento-fauna-ittica

http://www.regione.lombardia.it/wps/portal/istituzionale/HP/DettaglioPubblicazione/servizi-e-informazioni/Cittadini/agricoltura/pesca/primo-censimento-fauna-ittica


265


Nella Tabella 272 sono riportati i valori dei singoli parametri che concorrono al calcolo dell’LTLeco. I valori dei

singoli parametri che contribuiscono al calcolo dell’LTLeco, i valori di LTLeco e la corrispondente

classificazione di stato per il Lago di Mezzola nei tre trienni di monitoraggio sono mostrati in Tabella 273. In

tutti i trienni l’indice LTLeco è risultato sufficiente. La metrica che è risultata penalizzante in tutti i trienni è

quella della trasparenza, ridotta dall’elevato trasporto solido ad opera dell’immissario.

Tabella 272. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel Lago di Mezzola.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Mezzola

2009 15 4,2 53

2010 18 3,4 51

2011 11 2,7 40

2012 18 1,8 83

2013 22 3,2 51

2014 14 2,6 70

2015 19 2,2 66

2016 16 3,5 49

Tabella 273. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del Lago di Mezzola.

Corpo idrico

Triennio Fosforo totale Trasparenza



Mezzola

2009-2011 15 4 3,4 3 48 4 11 SUFFICIENTE

2012-2014 18 3 2,5 3 68 4 10 SUFFICIENTE

2014-2016 16 3 2,8 3 62 4 10 SUFFICIENTE


Gli elementi chimici a sostegno monitorati nel Lago di Mezzola negli anni 2009-2016 sono stati: arsenico,

cromo totale, toluene, 1,1,1-tricloroetano, o-xilene.

In Tabella 274 è riportata la classificazione dello stato degli elementi chimici a sostegno per i tre trienni di

monitoraggio operativo e gli elementi che hanno registrato un eventuale superamento dei limiti SQA-MA e

LOQ. Nel 2013 è stato superato lo SQA-MA del cromo: ciò ha determinato lo stato sufficiente per il triennio

2012-2014. Gli elementi per cui sono stati riscontrati superamenti del LOQ sono stati cromo (2012 e 2014) e

arsenico (2016).

Tabella 274. Elementi chimici a sostegno del Lago di Mezzola nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; LOQ: limite di quantificazione)



Media annua >LOQ

Mezzola


2012-2014 SUFFICIENTE Cromo -



266



il lago di Mezzola (Tabella 275). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è


Tabella 275. Lago di Mezzola: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POAD2ME2LN1LO Mezzola Verceia Buono al 2021

Tabella 276. Stato ecologico del Lago di Mezzola nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Mezzola 2009-2014 SUFFICIENTE




Nel caso del Lago di Mezzola non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione


Per il Lago di Mezzola in tutti i tre trienni di monitoraggio operativo lo stato ecologico risulta sufficiente. Gli

elementi generali chimico-fisici (LTLeco) hanno sempre contribuito a determinare la classificazione dello

stato ecologico. Hanno concorso alla sua definizione anche il fitoplancton (indice IPAM) nei trienni 2009-2011

e 2014-2016 e lo stato degli elementi chimici a sostegno, limitatamente al triennio 2012-2014 (Tabella 277).

Tabella 277. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago di Mezzola nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Mezzola



2012-2014 BUONO SUFFICIENTE SUFFICIENTE SUFFICIENTE LTLeco, chimico



267

27.7 Stato chimico


lago di Mezzola (Tabella 278). Lo stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta

non buono (Tabella 279).

Tabella 278. Lago di Mezzola: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POAD2ME2LN1LO Mezzola Verceia Buono al 2021

Tabella 279. Stato chimico del Lago di Mezzola nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Mezzola 2009-2014 NON BUONO


registrato un eventuale superamento dei limiti SQA-MA e SQA-CMA. Nei primi due trienni di monitoraggio

operativo il Lago di Mezzola non ha conseguito uno stato chimico buono a causa del superamento dello SQA-

MA per il nichel e, limitatamente al triennio 2009-2011, anche per il superamento dello SQA-CMA relativo al

mercurio.

Tabella 280: Stato chimico del Lago di Mezzola nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Mezzola

2009-2011 NON BUONO Nichel Mercurio

2012-2014 NON BUONO Nichel -

2014-2016 BUONO - -


268

28 LAGO DI MONATE

28.1 Inquadramento

Il Lago di Monate è un bacino lacustre piuttosto

profondo della fascia intermorenica prealpina

alimentato da sorgenti e piccoli ruscelli e ha come

emissario il Torrente Acquanera che confluisce nel

Lago Maggiore in prossimità di Ispra. Gli immissari

sono corsi d’acqua minori a carattere torrentizio, il

principale dei quali si trova nel comune di Osmate-

Lentate.

L’alimentazione del lago avviene principalmente

per la presenza di sorgenti e attraverso l’apporto

meteorico. Gli scarichi civili dei centri abitati

appartenenti al bacino del lago di Monate

confluiscono in un collettore circumlacuale che

conduce ad un depuratore situato nel comune di

Travedona – Monate.


131/2008, il Lago di Monate appartiene al tipo AL6 - Laghi/invasi sudalpini, profondi essendo situato a una

quota inferiore agli 800 m slm ed avendo una profondità media superiore ai 15 m. Il lago è di tipo

monomittico.

In Tabella 281 sono mostrate le caratteristiche morfometriche del bacino idrografico e del lago di Monate.

Tabella 281. Morfometria e idrologia del Lago di Monate (dati da OLL http://www.flanet.org/sites/default/files/pubb/qualitaacque%20lacustriinlomblaghilomb2004.PDF)

Bacino idrografico

Superficie 6,3 km2




Emissario principale Torrente Acquanera

Lago

Superficie 2,51 km2


Perimetro 7,7 km





Volume - 45 10 6m3

Volume utile alla massima regolazione - - 10 6m3




269


28.2.1 Trasparenza

La trasparenza (Figura 195) del Lago di Monate ha raggiunto valori compresi tra un minimo di 4,7 metri nel

settembre 2009 a un massimo di 11 metri nel maggio 2010. La trasparenza è generalmente elevata e indice

di una ridotta trofia delle acque, come indicato dalle medie annue sempre superiori ai 7 metri. Essendo

sottoposto a monitoraggio di sorveglianza, nel 2015 e 2016 non sono stati effettuati campionamenti.

Figura 195. Andamento della trasparenza nella stazione del lago di Monate.


I profili della temperatura indicano che il Lago di Monate è caratterizzato da un unico periodo di circolazione

che si verifica nei primi mesi dell’anno (Figura 196). La stratificazione termica con conseguente isolamento

dell’ipolimnio si protrae da maggio a metà dicembre circa. Le temperature alla circolazione sono influenzate

dalle condizioni meteo-climatiche e nel periodo 2009-2014 oscillano dai 5,8 °C del febbraio 2014 ai 4,1 °C.

del febbraio 2013.


270

Figura 196. Profili di temperatura della colonna d’acqua a febbraio.


Durante la stagione primaverile ed estiva si osserva in modo evidente come il prevalere dei processi ossidativi, abbinato all’isolamento delle acque ipolimniche indica una progressiva diminuzione della concentrazione di ossigeno. Dal grafico è evidente come la stratificazione termica determini una barriera tra gli strati di acqua della colonna così che si passa da un buon tenore di ossigeno, nei primi metri di colonna a una condizione di ipossia alla fine dell’anno nello strato più profondo caratterizzato da una concentrazione tra l’1% e il 20% in termini di saturazione nonostante il lago non sia soggetto a eutrofizzazione (Figura 197).

Tutti gli anni nel termoclinio tra i 10 e i 15 metri di profondità è ben visibile un picco di saturazione legato all’attività fitoplanctonica.

Osservando l’andamento della curva del grafico relativo al 2010 si può notare come nel metalimnio l’ossigeno disciolto abbia valori di saturazione relativa ancora molto alti (140%) a causa della produzione di ossigeno da parte del fitoplancton che supera ampiamente il consumo da parte di processi respiratori.


271




ammonica e nitriti sono molto contenute. Dall’osservazione dei corrispondenti grafici (Figura 198, Figura 199)

si può evincere che l’azoto nitrico dal 2009 al 2012 mostra concentrazioni che rimangono sempre al di sotto

di un valore di i 0,3 mg/L ad eccezione del luglio 2013 dove ha raggiunto gli 0,7 mg/L. La presenza di due

picchi di ammoniaca in corrispondenza dei mesi di dicembre 2009 e 2010 correlati ai minimi delle

concentrazioni di acido Nitrico rilevate sul fondo è in accordo con la chimica dei processi in atto in quanto

non essendo il rimescolamento ancora completo acque le acque profonde sono povere di ossigeno e l’azoto

inorganico è presente nella sua forma più ridotta.

Il grafico evidenzia inoltre che dal 2013 vi è un innalzamento del valore della linea di base per i nitrati e l’azoto

ammoniacale. Ciò è riconducibile al cambiamento dei limiti rilevabilità analitica: nella fattispecie il LOQ dei

nitrati è passato da 0,05 mg/L a 0,25 mg/L mentre quello dell’azoto ammoniacale è passato da 0,0075 mg/L

a 0,04 mg/L.

Dall’osservazione del grafico della concentrazione di fosforo (Figura 200) è possibile notare che solo nel 2010

la sua concentrazione è maggiore sul fondo mentre nel 2009 e nel 2014 il massimo di concentrazione di

fosforo totale è a metà colonna. I valori di fosforo in circolazione sono sempre bassi e indice di una ambiente

a ridotta trofia.


272




273



28.3.1 Fitoplancton

L’analisi delle comunità fitoplanctoniche del Lago di Monate è stata effettuata negli anni 2009 e 2014. Si è

osservato un unico episodio di fioritura algale a settembre 2009 legato alla cloroficea Oocystis lacustris.

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago di Monate si è


La produzione algale del lago di Monate è caratterizzata da una scarsa densità fitoplanctonica e da un

biovolume ridotto che supera nettamente il valore previsto per il limite di classe buono/sufficiente solo nel

mese di settembre 2009 a causa di una proliferazione di Oocystis lacustris che ha innalzato sensibilmente la

media annua. Il PTIot per lo stesso anno ottiene valori prossimi al limite tra la classe buona e quella

sufficiente, mentre per quanto riguarda la composizione in specie, sul calcolo dell’ICF nel 2009 pesano molto

Oocystis lacustris e Cyclotella spp. determinando così uno stato di qualità Sufficiente.

Nel 2014 invece la specie predominante per biomassa media annuale è rappresentata da Mallomonas

elongata, Planktothrix rubescens e altre specie con percentuali inferiori simili fra loro.

Si segnala che, rispetto al 2009, aumenta complessivamente il peso dei cianobatteri all’interno della

comunità, in particolare con le specie Planktothrix rubescens, Dolichospermum lemmermannii, Woronichinia

naegeliana.

Per quanto riguarda la clorofilla media annua, nel 2009 il valore è prossimo al limite tra le classi buono e

sufficiente, mentre nel 2014 si avvicina al limite tra le classi elevato e buono. Nel 2014 il calcolo della media

è stato effettuato utilizzando 5 dati in quanto è stato escluso un valore anomalo.


274

Nella Figura 201 vengono riportati gli andamenti della clorofilla a dello strato integrato nella stazione di

Osmate. La clorofilla raggiunge solitamente concentrazioni limitate che indicano una ridotta produzione

algale. Fanno eccezione i picchi di settembre 2009 e 2013, contraddistinti da valori decisamente superiori.

Il valore del 2009 trova conferma nell’analisi della comunità fitoplanctonica, mentre per il 2013 il confronto

non è possibile in quanto il fitoplancton non è stato monitorato. In Figura 202 è mostrato l’andamento del

biovolume mensile dello strato integrato.

Figura 201. Concentrazioni di clorofilla a nello strato integrato nella stazione di Osmate (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 202. Valori di biovolume nello strato integrato nella stazione di Osmate (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


275


monitoraggio sono riportati nella Tabella 282In Tabella 283 è riportato il valore medio di IPAM e relativa

classificazione di stato nel sessennio del monitoraggio di sorveglianza 2009-2014.

Tabella 282In Tabella 283 è riportato il valore medio di IPAM e relativa classificazione di stato nel sessennio

del monitoraggio di sorveglianza 2009-2014.

Tabella 282. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM del 2009.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 4,25 B/S= 2,70 B/S= 3,22

B/S= 0,60

Monate 2009 4,9 0,55 0,91 0,61 3,17 0,55 0,57 SUFFICIENTE

2014 2,7 0,76 0,50 0,73 3,15 0,54 0,65 BUONO

Tabella 283. Valori medi di IPAM medi e relativa classificazione di stato nei periodi di monitoraggio del lago di Monate.

Corpo idrico Periodo IPAM Giudizio

Monate 2009-2014 0,61 BUONO

2014-2019 - Attribuito alla fine

del sessennio

28.3.2 Macrofite

La comunità delle macrofite è stata monitorata nel 2008 nell’ambito del progetto MON.ECO.LA e nel 2014, quando sono state censite 15 specie, evidenziando ancora la presenza preponderante della specie Lagarosiphon major, specie alloctona proveniente dall’Africa subtropicale invasiva che, quando trova ambienti poveri di vegetazione, diviene fortemente infestante.

Lagarosiphon major occupa una fascia che si estende da riva ai 6 metri di profondità, dominando nettamente la comunità a partire dai 2 metri. Oltre i 6 metri la specie diviene più rara, nonostante sia stata rinvenuta fino a 9,5 metri, massima profondità di colonizzazione che condivide con Ceratophyllum demersum e Nitella flexilis. Nel lago sono ben presenti anche le Characeae, macrofite sensibili a fattori di inquinamento, con Nitella hyalina che colonizza la zona a bassa profondità (0-2 metri). Sono presenti, seppur più rare, anche Chara globularis e Nitella flexilis.

Come già rilevato nel monitoraggio del 2008 anche nel 2014 è stata riscontrata la presenza di cultivar di Nymphea (Nymp ibr.) che potenzialmente potrebbe inquinare la genetica delle popolazioni di N. alba. Le specie a foglie galleggianti quali Nymphea alba e Nymphea (Nymp ibr.) tendono a stabilirsi nelle aree prossime alla sponda ove la profondità delle acque non supera i 3 metri.

Le metriche che compongono l’indice MacroIMMI, i cui valori sono riportati in Tabella 284, evidenziano lo stato buono del 2014.


276

Tabella 284. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago di Monate.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Monate 2008 0,61 0,32 0,62 0,52 SUFFICIENTE

2014 0,66 0,53 0,61 0,61 BUONO


L’indice BQIES è applicabile solo per i laghi con profondità media superiore a 15 m (macrotipo L1, L2, I1, I2).

Per il lago di Monate, appartenente al macrotipo L2, il monitoraggio di questa componente è stata effettuata

negli anni 2009 e 2014 raccogliendo ciascuna volta i campioni con due campagne: una nel periodo primaverile

e una nel periodo autunnale.

Nel 2009 in ambedue i periodi, primaverile e autunnale, le specie più rappresentate sono risultate

Chironomus anthracinus e Chaoborus flavicans presenti essenzialmente nella zona profonda. In questo

settore la biodiversità è minima ma il numero di individui per specie è elevato. Ciò sta ad indicare una

situazione ecologica difficile dove solo pochi taxa riescono ad adattarsi in modo efficiente. Un altro dato

evidente è emerso nel corso della seconda campagna di campionamento (quella di settembre). In questo

periodo il campionamento del drift ha permesso di osservare un numero decisamente maggiore di taxa di

insetti rispetto alla pescata del fondo con la benna. Il dato è ben interpretabile dato che con la benna si studia

un’area piccola e limitata, mentre attraverso il drift l’area “studiata” è assai più vasta. Interessante notare

che alcuni studi hanno dimostrato scientificamente che il campionamento del drift in piccoli bacini, privi di

immissari significativi, è in grado di descrivere con maggior dettaglio ed esattezza la componente

macrobentonica determinata dalla presenza degli insetti.

La presenza del genere Stempellina indica uno stato ecologico buono, tuttavia la maggior parte delle specie

rilevate sono specie generaliste che non riescono a dare un esatto valore ambientale al bacino studiato.

Nel 2014 le specie più rappresentate sono, per i Chironomidi, Chironomus anthracinus, Cryptochironomus

spp., Demicryptochironomus vulneratus, Chironomus plumosus e, per gli oligocheti, Limnodrilus hoffmeisteri

e Limnodrilus spp. La presenza nei campioni di organismi immaturi con setole capillari costituisce fattore di

criticità del metodo.

Nel 2014 l’indice BQIES risulta pari a 0,38, corrispondente ad uno stato sufficiente. Tuttavia, i taxa con peso

indicatore ai fini del calcolo del BQIES hanno raggiunto in diversi casi delle percentuali ridotte in termini di

densità, decisamente inferiori al 75%, compromettendo l’attendibilità dell’indice.




classificazione di stato nel sessennio del monitoraggio di sorveglianza 2009-2014 sono riportati in Tabella

286.


277

Tabella 285. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago di Monate.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Monate

2009 6 7,2 25

2010 10 7,4 -

2011 <5 8,4 31

2012 6 8,2 17

2013 <5 8,4 29

2014 9 8,1 13

La quantità di ossigeno presente nell’ipolimnio al termine della stratificazione termica è sempre inferiore alla

soglia del 40% ed è la componente che penalizza maggiormente il giudizio finale. Nonostante la ridotta

produzione primaria e le basse concentrazioni di nutrienti, è possibile che la conformazione della cuvetta

lacustre unita al prolungato isolamento delle acque più profonde favorisca un’eccessiva diminuzione

dell’ossigeno.

Nel 2014 la concentrazione di fosforo alla circolazione è appena superiore agli 8 µg/L, valore al di sopra del

quale non si ottiene il punteggio più elevato pur essendo il fosforo presente in quantità limitata. Ciò

impedisce il raggiungimento dello stato buono per quanto riguarda gli elementi chimico-fisici a sostegno.

Tabella 286. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nel sessennio del monitoraggio di sorveglianza.

Corpo idrico Periodo Fosforo totale Trasparenza



MONATE 2009-2014 6 5 8,0 4 23 3 12 BUONO

2014-2019 - - - - - - - Attribuito a

fine sessennio


Per il Lago di Monate non sono stati determinati gli elementi chimici a sostegno per assenza di pressioni

esterne.


278


Il PTUA 2016 stabilisce per il lago di Monate il mantenimento del buono stato ecologico (Tabella 287). Lo

stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta buono (Tabella 288).

Tabella 287. Lago di Monate: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03 POTIMOLN1lo Monate Osmate Mantenimento dello stato buono

Tabella 288. Stato ecologico lago di Monate nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Monate 2009-2014 BUONO


sono stati rielaborati considerando l’indice IPAM (fitoplancton), l’indice MacroIMMI (macrofite) e l’indice

BQIES (macroinvertebrati). La classificazione dello stato degli EQB e dello stato ecologico è stata di

conseguenza rivista.

Nel caso del Lago di Monate si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione pubblicata

nel PTUA 2016, per la quale non erano state considerate le macrofite (i dati del 2008 non sono considerati ai

fini della classificazione dello stato ecologico per il periodo in esame) e i macroinvertebrati, entrambi

monitorati nel 2014. Considerando anche i risultati del MacroIMMI e del BQIES, per il sessennio di

monitoraggio di sorveglianza 2009-2014 lo stato ecologico risulta sufficiente, a causa dello stato dei

macroinvertebrati. Il fitoplancton, le macrofite e gli elementi fisico-chimici a sostegno (LTLeco) risultano in

stato buono; inoltre, non essendo stata stabilita la presenza di pressioni, gli elementi chimici a sostegno non

hanno influito sulla classificazione (Tabella 289).

Per il periodo 2014-2019 lo stato ecologico sarà attribuito alla fine del sessennio, al termine del monitoraggio

di tutti gli elementi di qualità considerati.

Tabella 289. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico del Lago di Monate nel sessennio di monitoraggio di sorveglianza 2009-2014 e nel sessennio 2014-2019.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Monate


CLASSIFICATO SUFFICIENTE Macroinvertebrati

2014-2019 Attribuito alla

fine del sessennio

Attribuito alla fine del

sessennio


sessennio


sessennio --


279

28.7 Stato chimico

L’analisi delle pressioni non ha evidenziato la necessità di monitorare sostanze dell’elenco di priorità e

pertanto nel PTUA si considera che il lago abbia raggiunto l’obiettivo del buono stato chimico (Tabella 290) e

che esso debba essere mantenuto (Tabella 291).

Tabella 290. Lago di Monate: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03 POTIMOLN1lo Monate Osmate Mantenimento dello stato buono

Tabella 291. Stato chimico del lago di Monate nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Monate 2009-2014 BUONO

In Tabella 292 è riportato lo stato chimico per il periodo di monitoraggio di sorveglianza. Nel primo sessennio

di monitoraggio il corpo idrico ha conseguito uno stato chimico buono, mentre per il periodo 2014-2019 lo

stato chimico sarà attribuito a fine sessennio.

Tabella 292. Stato chimico del Lago di Monate nei sessenni di monitoraggio di sorveglianza 2009-2014 e 2014-2019 (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Monate 2009-2014 BUONO - -



280

29 LAGO DI MONTORFANO

29.1 Inquadramento

Il Lago di Montorfano è un lago dimittico poco

profondo facente parte dei laghi intermorenici

sudalpini.


131/2008, il Lago di Montorfano appartiene al

macrotipo L3 – laghi con profondità media minore

di 15 m, non polimittici.



acque il lago di Montorfano è considerato

dimittico.


morfometriche del bacino idrografico e del lago di

Montorfano.

Tabella 293. Morfometria e idrologia del Lago di Montorfano (Fonte dati: http://www.flanet.org/sites/default/files/pubb/qualitaacque%20lacustriinlomblaghilomb2004.PDF)

Bacino idrografico

Superficie 1,9 km2

Massima elevazione Montorfano



Emissario principale Rivo del Molino

Lago

Superficie 0,47 km2


Perimetro 2,7 km

Indice di sinuosità 1.11




Volume 1,9 106 m3





281


29.2.1 Trasparenza

La Figura 203 mostra il grafico della trasparenza, i periodi in cui si raggiungono i valori maggiori sono rilevabili

nel periodo tardo primaverile, mentre trasparenze minori si misurano nei campionamenti estivi dove si

possono determinare condizioni che favoriscono la proliferazione algale come elevata disponibilità di luce

stabilità termica e metereologica.

Figura 203. Andamento della trasparenza nel lago di Montorfano.


La Figura 204 mostra il grafico della temperatura nel periodo di circolazione primaverile; si nota che nell’anno

2014 le temperature sono risultate più alte della media degli altri anni.


282

Figura 204. Profili di temperatura della colonna d’acqua alla circolazione primaverile.


In Figura 205 è mostrato il profilo dell’Ossigeno disciolto espresso in percentuale di saturazione lungo la

colonna d’acqua a termine della stratificazione.



Per ciò che riguarda le forme dell’azoto i nitrati e l’ammoniaca sono le prevalenti, mentre la concentrazione

di nitriti sono ridotte. In Figura 206 è mostrato l’andamento dell’azoto nitrico nello strato di fondo e

superficie, mentre in Figura 207 è mostrato l’andamento dell’azoto ammoniacale alle medesime profondità.

Figura 206. Concentrazioni di azoto nitrico lungo in superficie e nello strato di fondo nei campionamenti dal 2009 al 2016.


283


La concentrazione del fosforo totale nel lago di Montorfano alla circolazione primaverile e alla circolazione

autunnale è mostrata rispettivamente in Figura 208 e in Figura 209.



284



29.3.1 Fitoplancton

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago di Montorfano si è


Il lago di Montorfano è caratterizzato dall’avere una comunità fitoplanctonica abbastanza diversificata,

principalmente nei periodi estivi, con una prevalenza delle classi Chlorophyceae, rappresentate dai generi

Sphaerocystis e Oocystis, Cryptophyceae, coi generi Cryptomonas, Bacillariophyceae, Conjugatophyceae,

Dinophyceae e Cyanophyceae.


le specie suddette hanno raggiunto livelli di densità tali negli anni 2012 e 2014. In Tabella 294 sono elencati

i principali eventi di fioriture algali e le specie responsabili.

Tabella 294. Eventi di fioriture algali nel lago di Montorfano.


Montorfano 2012 Luglio, agosto Aphanocapsa holsatica, Ceratium hirundinella

2014 Luglio Aphanothece minutissima, Aphanocapsa delicatissima

Le analisi restituiscono dei valori di biovolume algale abbastanza contenuti. Anche in occasione di blooms

algali come quelli indicati non si registrano evidenti innalzamenti del biovolume in quanto tali specie sono

caratterizzati da un biovolume specifico contenuto. Solo in sporadici casi, e in particolare a seguito della

fioritura della specie Ceratium hirundinella rilevata nell’anno 2012, si è registrato un innalzamento di tale

parametro dovuto all’elevato biovolume specie-specifico.

Nella Figura 210 vengono riportati gli andamenti della clorofilla a nel lago di Montorfano; il valore massimo

è stato rilevato nell’anno 2015 raggiungendo valori prossimi a 20 µg/L. In Figura 211 è mostrato invece

l’andamento del biovolume.


285



classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio del lago Montorfano.

Figura 210. Concentrazioni di clorofilla a nel lago di Montorfano (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 211. Valori di biovolume nel lago di Montorfano (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


286

Tabella 295. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento del lago di Montorfano.


a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 8,00 B/S= 2,70 B/S= 3,01

B/S= 0,60

Montorfano

2009 9,5 0,51 3,40 0,50 3,05 0,62 0,57 SUFFICIENTE

2010 6,6 0,63 2,12 0,61 3,13 0,67 0,65 BUONO

2011 8,5 0,55 5,00 0,43 2,81 0,48 0,49 SUFFICIENTE

2012 7,6 0,59 8,97 0,29 3,21 0,71 0,58 SUFFICIENTE

2013 6,4 0,63 2,04 0,62 2,92 0,55 0,59 SUFFICIENTE

2014 6,2 0,64 1,74 0,64 3,07 0,63 0,64 BUONO

2015 7,2 0,6 0,41 1,00 2,96 0,57 0,69 BUONO

2016 4,9 0,72 0,52 1,00 3,08 0,64 0,75 BUONO

Tabella 296. Valori medi di IPAM medi e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio del lago Montorfano.


Montorfano


2012-2014 0,60 BUONO

2014-2016 0,69 BUONO

29.3.2 Macrofite

Le macrofite del lago di Montorfano sono state analizzate nel 2012. Dal monitoraggio è emerso che le uniche

specie presenti sono Myriophyllum spicatum, Nymphaea alba.


evidenzia dei valori dell’indice MacroIMMI di 0,28 che corrisponde a uno stato di scarso.

Tabella 297. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago di Montorfano.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Montorfano 2012 0,00 0,29 0,55 0,28 SCARSO





Per il lago di Montorfano è comunque stato effettuato il monitoraggio di questa componente. Le specie

ritrovate sono Chaoborus flavicans e Chironomus plumosus.


287




classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio sono riportati in Tabella 299.

Tabella 298. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago d Montorfano.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Montorfano

2009 12 2,2 93

2010 26 3,0 138

2011 20 2,8 81

2012 20 3,4 120

2013 31 3,1 9

2014 17 2,9 32

2015 41 2,4 72

2016 9 2,5 84

Tabella 299. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nel lago di Montorfano.




Montorfano

2009-2011 19 4 2,7 3 104 5 12 BUONO

2012-2014 23 3 3,1 4 54 4 11 SUFFICIENTE

2014-2016 22 3 2,6 3 63 4 10 SUFFICIENTE


Gli elementi chimici a sostegno ricercati sono: terbutilazina, bromacil, metalaxyl, metolachlor, molinate,

terbutilazina desetil (2012) AMPA e glifosate (2014 e 2015).


elementi che hanno registrato un eventuale superamento dei limiti SQA e LOQ. In Tabella 301 è riportata la

classificazione dello stato degli elementi chimici a sostegno per il periodo di monitoraggio operativo.

Tabella 300. Stato degli elementi chimici a sostegno per il Lago di Montorfano.



Montorfano


2012 ELEVATO - -


2014 BUONO - AMPA

2015 ELEVATO - -



288

Tabella 301. Classificazione dello stato degli elementi chimici a sostegno per il Lago di Montorfano.



Montorfano


2012-2014 BUONO - AMPA

2014-2016 BUONO - AMPA


289



il lago di Montorfano (Tabella 302). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è


Tabella 302. Lago di Montorfano: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POLSMOLN1LO Montorfano Montorfano Buono al 2021

Tabella 303. Stato ecologico lago di Montorfano nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Montorfano 2009-2014 SUFFICIENTE




Nel caso del Lago di Montorfano si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione

pubblicata nel PTUA 2016 dovute all’utilizzo del risultato relativo alle macrofite che non erano state

considerate nella precedente classificazione e determinano uno stato ecologico scarso.

Lo stato ecologico per i tre trienni di monitoraggio operativo è riassunto nella Tabella 304. Lo stato buono

non viene mai conseguito a causa degli elementi biologici (fitoplancton o macrofite nei primi due trienni) o

degli elementi fisico-chimici a sostegno (nel terzo triennio).

Tabella 304. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e lo stato ecologico del Lago di Montorfano nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Montorfano


CLASSIFICATO SUFFICIENTE Fitoplancton


2014-2016 BUONO SUFFICIENTE BUONO SUFFICIENTE LTLeco


290

29.7 Stato chimico

Il PTUA 2016 stabilisce per il lago di Montorfano il mantenimento del buono stato chimico (Tabella 305). Lo

stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta buono (Tabella 306).

Tabella 305. Lago di Montorfano: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POLSMOLN1LO Montorfano Montorfano Mantenimento dello stato buono

Tabella 306. Stato chimico del lago di Montorfano nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Montorfano 2009-2014 BUONO

Nel triennio di monitoraggio operativo 2009-2011 il lago di Montorfano non è stato valutato lo stato chimico,

nei trienni 2012-2014 e 2014-2016 invece lo stato chimico è risultato essere buono (Tabella 307).

Tabella 307. Stato chimico del lago di Montorfano nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Montorfano


2012-2014 BUONO - -

2014-2016 BUONO - -


291

30 LAGO DI MONTESPLUGA

30.1 Inquadramento

Il Lago di Montespluga è un invaso alpino a

geologia prevalentemente mista collocato a

circa 1850 metri sul livello del mare.

Geograficamente, il lago è situato in provincia di

Sondrio, nel comune di Madesimo.

La stazione di campionamento è posta nel punto

di massima profondità. Lo specchio d’acqua ha

una profondità media di circa 19 metri e può

raggiungere una profondità massima di circa 67

metri.

Il lago è sottoposto a monitoraggio

limitatamente ai mesi estivi, quando è libero dal

ghiaccio e la neve non ne preclude l’accesso.


131/2008, il Lago di Montespluga appartiene al

tipo AL10 -altamente modificato.


Tabella 308. Morfometria e idrologia del Lago di Montespluga


Bacino idrografico

Superficie 24 km2

Massima elevazione Pizzo Tombè



Emissario principale Torrente Liro

Lago

Superficie 1,69 km2


Perimetro 7 km





Volume 32,6∙106 m3

Volume utile alla massima regolazione 32,6∙106 m3


Stratificazione termica -



292


30.2.1 Trasparenza

La Figura 212 riporta graficamente l’andamento della trasparenza rilevata nel Lago di Montespluga nel

periodo di monitoraggio 2009-2016. Gli anni interessati al monitoraggio della trasparenza sono stati il 2009,

2012, 2014 e 2015. Essendo un lago alpino, il Montespluga viene campionato durante i mesi estivi, quando

non è coperto dal ghiaccio e la neve non ne impedisce l’accesso

Figura 212. Andamento della trasparenza nel Lago di Montespluga.


La Figura 213 mostra l’andamento della temperatura della colonna d’acqua del Lago di Montespluga nel

primo mese di campionamento estivo degli anni nel periodo di monitoraggio 2009-2016.

Figura 213. Profili di temperatura della colonna d’acqua del Lago di Montespluga nel primo mese di campionamento estivo.


293


Per questo laghetto alpino sono state sempre registrate buone condizioni di ossigenazione: la saturazione

percentuale si è attestata tra il 70% e il 90%. Non sono stati rilevati episodi di sovrasaturazione perché, date

le caratteristiche del lago, l’attività fotosintetica ad opera del fitoplancton è ridotta.


Il carico di nutrienti esterno ed interno del Lago Montespluga è molto contenuto. Non si verificano mai

condizioni di ipossia che potrebbero determinare un rilascio dai sedimenti di fondo.

Nella quasi totalità dei casi la concentrazione di fosforo risulta costante tra la superficie e il fondo (fino a circa

23 metri); in un caso il fosforo è risultato sotto il limite di quantificazione, pari a 5 µg/L P.


30.3.1 Fitoplancton

L’analisi della comunità fitoplanctonica del Lago Montespluga non ha mai evidenziato episodi di fioriture

negli anni di indagine.

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago Montespluga si è


La produzione algale del lago Montespluga è scarsa sia perché si tratta di un ambiente di alta quota che per

l’assenza di pressioni insistenti sul suo bacino. Si consideri che i campionamenti dei laghi alpini sono

concentrati nei mesi estivi, quando le condizioni ambientali sono più favorevoli allo sviluppo della comunità

algale. Nel 2009 le specie che più hanno contribuito al biovolume totale sono state la diatomea Fragilaria

ulna seguita da una dinoficea del genere Gymnodinium, mentre nel 2012 la specie più numerosa è stata una

dinoficea del genere Gymnodinium seguita da Plagioselmis nannoplanctica e da Cryptomonas ed

Ochromonas.

La clorofilla a è risultata mediamente pari a soli 1,0 µg/L negli anni di campionamento, ben al di sotto del

limite di 4,25 µg/L assegnato al macrotipo AL10 come soglia tra lo stato buono e lo stato sufficiente.

Si può dire altrettanto per il biovolume fitoplanctonico, con un dato medio di 0,05 mm3/L, contro un limite

tra lo stato buono e lo stato sufficiente di 1,0 mm3/L.


monitoraggio 2009-2016 sono riportati nella Tabella 309. L’IPAM ha sempre restituito uno stato elevato.


294

Tabella 309. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento del Lago Montespluga.

Corpo idrico Anno

Clorofilla a

µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 4,25 B/S= 1,0 B/S= 3,01 B/S= 0,60

Montespluga

2009 0,9 1,00 0,03 1,00 3,40 0,77 0,89 ELEVATO

2010 - -- - - - - - -

2011 - -- - - - - - -

2012 1,4 1,00 0,02 1,00 3,44 0,89 0,95 ELEVATO

2013 - -- - - - - - -

2014 - -- - - - - - -

2015 0,9 1,00 0,03 1,00 3,35 0,93 0,97 ELEVATO

2016 - -- - - - - - -

In Tabella 310 sono indicati i valori medi di IPAM e la relativa classificazione nei due sessenni di monitoraggio.

La classificazione relativa al secondo sessennio sarà attribuita alla fine del 2019.

Tabella 310. Valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato nei due sessenni di monitoraggio del lago Montespluga.


Montespluga 2009-2014 0,94 ELEVATO

2014-2019 - Attribuito alla fine del sessennio





Per il lago Montespluga, appartenente al macrotipo L2, è stato effettuato il monitoraggio di questa

componente nel 2013.

I taxa principali che sono stati identificati sono i chironomidi Chironomus anthracinus e gli oligocheti

Stylodrilus sp. immaturi.

Tuttavia, i taxa con peso indicatore ai fini del calcolo del BQIES hanno raggiunto in diversi casi delle

percentuali ridotte in termini di densità, decisamente inferiori al 75%, compromettendo l’attendibilità

dell’indice.




classificazione di stato per il lago nei due sessenni di monitoraggio sono riportati in Tabella 312.

Il giudizio per il secondo sessennio sarà definito alla fine del 2019.


295

Tabella 311. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago di Montespluga.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Montespluga

2009 6 4,5 94

2010 - - -

2011 - - -

2012 6 4,1 85

2013 - - -

2014 5 4,4 81

2015 5 5,1 83

2016 - - -

Tabella 312. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei due sessenni di monitoraggio nella stazione di campionamento del Lago Montespluga.

Corpo idrico Sessennio

Fosforo totale



µg/L P


Montespluga 2009-2014 6 5 4,3 3 87 5 13 BUONO

2014-2019 - - - - - - - Attribuito alla fine del sessennio


Sul Lago Montespluga, negli anni 2009-2016 e nel triennio successivo, non sono stati monitorati gli elementi

chimici a sostegno per assenza di pressioni; per il sessennio 2014-2019 viene attribuito lo stato elevato.


296


Il PTUA 2016 stabilisce per il lago di il mantenimento del buono stato ecologico (Tabella 313). Lo stato


Tabella 313. Lago di Montespluga: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POADMSLA1LO Montespluga Montespluga Mantenimento dello stato buono

Tabella 314. Stato ecologico del Lago Montespluga nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Montespluga 2009-2014 BUONO




Nel caso del Lago di Montespluga non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione


Per il Lago Montespluga nel primo sessennio di monitoraggio di sorveglianza lo stato ecologico risulta buono.

Gli elementi biologici (fitoplancton) sono in stato elevato, mentre gli elementi generali chimico-fisici (LTLeco)

risultano in stato buono e sono determinanti nella classificazione dello stato ecologico (Tabella 315).

Tabella 315. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico del Lago Montespluga nel sessennio di monitoraggio di sorveglianza 2009-2014.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Montespluga


CLASSIFICATO BUONO LTLeco


fine del sessennio


sessennio ELEVATO


sessennio -


297

30.7 Stato chimico



Tabella 316. Lago Montespluga: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POADMSLA1LO Montespluga Montespluga Mantenimento dello

stato buono

Tabella 317. Stato chimico del lago Montespluga nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Montespluga 2009-2014 BUONO

In Tabella 318 è riportato lo stato chimico per il periodo di monitoraggio di sorveglianza considerato. Per il

sessennio 2009-2014 è stato attribuito al Lago Montespluga lo stato chimico buono, in quanto l’analisi delle

pressioni ne ha confermato l’assenza; per il sessennio 2014-2019 il corpo idrico verrà classificato alla fine del

2019 in stato buono.

Tabella 318. Stato chimico del Lago Montespluga nei due sessenni di monitoraggio di sorveglianza (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Montespluga 2009-2014 BUONO - -

2014-2019 BUONO - -


298

31 LAGO PALABIONE

31.1 Inquadramento

Il Palabione è un laghetto alpino naturale

poco profondo collocato a circa 2000 metri

sul livello del mare. Geograficamente, il

lago è situato in provincia di Sondrio, nel

comune di Aprica, in prossimità della vetta

del Monte Palabione.

La stazione di campionamento è posta nel

punto di massima profondità. Lo specchio

d’acqua raggiunge una profondità

massima di circa 8 metri.

Il lago è sottoposto a monitoraggio

limitatamente ai mesi estivi, quando è

libero dal ghiaccio e la neve non ne

preclude l’accesso.


DM 131/2008, il Lago Palabione

appartiene al tipo AL2 – Laghi/invasi alpini d’alta quota, silicei.


31.2.1 Trasparenza

La trasparenza del Lago Palabione è stata mediamente pari a 5,5 metri negli anni di monitoraggio 2009, 2012,

e 2014; questo parametro non risulta critico per il lago.


Il Lago Palabione viene campionato durante i mesi estivi, quando non è coperto dal ghiaccio e la neve non ne

impedisce l’accesso. Di conseguenza, le temperature superficiali sono relativamente elevate già nel primo

campionamento annuale (temperatura minima registrata 8,9°C). La temperatura minima rilevata sul fondo è

stata di circa 5°C.


Per questo laghetto alpino sono sempre state registrate buone condizioni di ossigenazione: la saturazione

percentuale si è attestata tra il 70% e il 90%. Non sono stati rilevati episodi di sovrasaturazione perché, date

le caratteristiche del lago, l’attività fotosintetica ad opera del fitoplancton è ridotta.


Il carico di nutrienti del Lago Palabione è molto contenuto. Non si hanno mai condizioni di ipossia che

potrebbero determinare un rilascio dai sedimenti di fondo.

Il fosforo nei campioni esaminati è risultato spesso sotto il limite di quantificazione, pari a 5 µg/L P.


299


31.3.1 Fitoplancton

L’analisi della comunità fitoplanctonica del Lago Palabione non ha mai evidenziato episodi di fioriture negli

anni di indagine.

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago Palabione si è


La produzione algale del Lago Palabione è molto contenuta, sia a causa della ridotta riserva di nutrienti

disponibili, sia a causa del fenomeno della fotoinibizione, che si manifesta di frequente nei laghetti alpini:

l’eccesso di luce (soprattutto ultravioletta) che raggiunge il fitoplancton sospeso in acque limpide inattiva il

processo fotosintetico, danneggiando reversibilmente il centro di reazione del fotosistema II.

La clorofilla a è risultata mediamente pari a soli 2,4 µg/L negli anni di campionamento, ben al di sotto del

limite di 7,3 µg/L assegnato al macrotipo L3 come soglia tra lo stato buono e lo stato sufficiente. Si può dire

altrettanto per il biovolume fitoplanctonico, con un dato medio di 0,86 mm3/L, contro un limite tra lo stato

buono e lo stato sufficiente di 2,3 mm3/L.

Il massimo biovolume algale è stato registrato nell’agosto 2012 ed è riferibile alla presenza di una

popolazione relativamente densa (circa 9 milioni di cellule/litro) della diatomea Fragilaria ulna. Dal punto di

vista dei biovolumi raggiunti, comunque contenuti, sono degne di nota anche le cloroficee del genere

Ankistrodesmus.


monitoraggio 2009-2016 sono riportati nella Tabella 319. L’IPAM ha sempre restituito uno stato elevato.

In Tabella 320 sono indicati i valori medi di IPAM e la relativa classificazione nei due sessenni di monitoraggio.

La classificazione relativa al secondo sessennio sarà attribuita al lago alla fine del 2019.

Tabella 319. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento del Lago Palabione

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 7,30 B/S= 2,30 B/S= 3,01

B/S= 0,60

Palabione

2009 2,35 1,00 0,41 1,00 3,74 1,00 1,00 ELEVATO

2010 - - - - - - - -

2011 - - - - - - - -

2012 3,23 1,00 0,71 0,91 3,33 0,94 0,95 ELEVATO

Tabella 320. Valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato nei due sessenni di monitoraggio del Lago Palabione.


Palabione 2009-2014 0,98 ELEVATO

2014-2019 - Attribuito alla fine

del sessennio


300

31.3.2 Diatomee bentoniche

Il Palabione è un laghetto alpino non colonizzato da macrofite acquatiche: per questo tra i produttori primari,

oltre al fitoplancton, è stato possibile indagare solo la componente delle diatomee bentoniche. La campagna

di campionamento è stata svolta nel 2014 con il prelievo di tre campioni dai ciottoli nei pressi della riva. La

comunità ha evidenziato uno stato di qualità ambientale buono. Achnanthidium minutissimum risulta la

specie più abbondante. Anche Fragilaria tenera è stata identificata con un buon numero di frustuli. Presenti,

ma con densità minori, anche Encyonema minutum e Tabellaria flocculosa.





Per il Lago Palabione è stato comunque effettuato il monitoraggio di questa componente nel 2014.

I taxa principali che sono stati identificati sono i chironomidi Phaenopsectra flavipes e, limitatamente al

campione più profondo, le larve del genere Tanytarsus. Anche Chironomus anthracinus ha raggiunto densità

relative degne di nota nel campione prelevato alla massima profondità. Gli oligocheti sono stati meno

rappresentati rispetto ai chironomidi, sia numericamente che come numero di specie (unico genere:

Stylodrilus).




classificazione di stato per il lago nei due sessenni di monitoraggio sono riportati in Tabella 322.

Il giudizio dell’indice LTLeco per il sessennio 2009-2014 è risultato buono. Le metriche di fosforo totale e

ossigeno ipolimnico raggiungono il punteggio massimo, mentre la trasparenza è la metrica che non permette

al lago di raggiungere lo stato elevato, collocandosi comunque poco al di sotto del limite tra lo stato buono

e lo stato elevato, pari a 6 metri. Il giudizio per il secondo sessennio sarà definito alla fine del 2019.

Tabella 321. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel Lago Palabione.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Palabione

2009 6 5,5 87

2010 - - -

2011 - - -

2012 13 5,5 81

2013 - - -

2014 <5 5,6 86


301

Tabella 322. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei due sessenni di monitoraggio nella stazione di campionamento del Lago Palabione


Fosforo totale



µg/L P


Palabione 2009-2014 7 5 5,5 4 85 5 14 BUONO



Per quanto riguarda gli elementi chimici a sostegno, per il sessennio 2009-2014 è stato attribuito al Lago

Palabione lo stato elevato, in quanto l’analisi delle pressioni ne ha confermato l’assenza delle stesse; per il

sessennio 2014-2019 il corpo idrico verrà classificato alla fine del 2019 (Tabella 323).

Tabella 323. Elementi chimici a sostegno del Lago Palabione nei due sessenni di monitoraggio di sorveglianza (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; LOQ: limite di quantificazione)



Palabione 2009-2014 ELEVATO - -



302




Tabella 324. Lago Palabione: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POADPBLA1LO Palabione Aprica Mantenimento dello stato buono

Tabella 325. Stato ecologico del Lago Palabione nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Palabione 2009-2014 BUONO




Nel caso del Lago di Palabione non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione


Per il Lago Palabione nel sessennio di monitoraggio di sorveglianza 2009-2014 lo stato ecologico risulta buono

(Tabella 326). Tale giudizio è determinato dagli elementi generali chimico-fisici (LTLeco), mentre gli elementi

biologici (fitoplancton) risultano in stato elevato. Lo stato ecologico del secondo sessennio sarà definito alla

fine del 2019.

Tabella 326. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago Palabione nei due sessenni di monitoraggio di sorveglianza


Stato LTLeco


Stato ecologico


Palabione

2009-2014 ELEVATO BUONO ELEVATO BUONO LTLeco


fine del sessennio


sessennio


sessennio


sessennio -


303

31.7 Stato chimico



Tabella 327. Lago Palabione: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POADPBLA1LO Palabione Aprica Mantenimento dello stato buono

Tabella 328. Stato chimico del Lago Palabione nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Palabione 2009-2014 BUONO

In Tabella 329 è riportato lo stato chimico per il periodo di monitoraggio di sorveglianza considerato. Per il

sessennio 2009-2014 è stato attribuito al Lago Palabione lo stato chimico buono, in quanto l’analisi delle

pressioni ne ha confermato l’assenza; per il sessennio 2014-2019 il corpo idrico verrà classificato alla fine del

2019.

Tabella 329. Stato chimico del Lago Palabione nei due sessenni di monitoraggio di sorveglianza (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Palabione 2009-2014 BUONO - -



304

32 LAGO PALÙ

32.1 Inquadramento

Il Lago Palù è un piccolo lago alpino poco

profondo, collocato a circa 2000 metri s.l.m.

nel comune di Chiesa in Valmalenco (SO).

Il lago è alimentato da piccoli immissari,

molti dei quali stagionali alimentati dallo

scioglimento della neve, e dalle

precipitazioni. Non è presente alcun

emissario. La superficie rimane coperta da

uno strato di ghiaccio per diversi mesi

l’anno. Per quanto riguarda le

caratteristiche rispetto alla estensione e la

frequenza della circolazione termica delle

acque il lago è considerato dimittico. Il

rimescolamento completo avviene due

volte all’anno: nella tarda primavera, allo

scioglimento dello strato di ghiaccio, e in

autunno.

Dal punto di vista tipologico, ai sensi del DM 131/2008, il Lago Palù appartiene al tipo AL8 – Laghi alpini, poco

profondi, silicei. Il lago Palù è inserito nella rete nucleo come sito di riferimento. In Tabella 330 sono mostrate

le caratteristiche morfometriche del bacino idrografico e del lago di Palù.

Tabella 330. Morfometria e idrologia del Lago Palù (Fonte dati: LIMNO http://www.ise.cnr.it/limno/limno.htm e Catasto laghi italiani, Quaderni IRSA 1984)

Bacino idrografico

Superficie 3,21 km2

Massima elevazione Sasso Nero




Lago

Superficie 0,24 km2


Perimetro km





Volume - m3


Tempo teorico di ricambio - anni




305


32.2.1 Trasparenza

La trasparenza nel lago Palù non è generalmente un parametro critico (Figura 214).

Figura 214. Andamento della trasparenza del Lago Palù.


Il Lago Palù, come tipicamente tutti i laghi alpini, viene campionato durante i mesi estivi, quando non è

coperto dal ghiaccio e la neve non ne impedisce l’accesso. Il grafico in Figura 215 mostra come dalla difficoltà

di raggiungere i laghi in quota e dalla variabilità stagionale, derivi la difficoltà di riuscire a campionare la

colonna d’acqua ancora in fase di circolazione.

Figura 215. Profili di temperatura della colonna d’acqua nel primo campionamento primaverile/estivo.


306


Nel lago Palù la distribuzione verticale dell’ossigeno disciolto si presenta con l’aspetto di curve eterograde

positive. Nei primi metri di profondità la radiazione solare ha un effetto fotoinibitorio sulla comunità algale

di questo piccolo lago di alta quota con elevata trasparenza e la concentrazione di ossigeno è regolata

principalmente dagli scambi con l’atmosfera. La produzione di ossigeno e il ridotto consumo garantiscono

quindi una buona ossigenazione sul fondo, caratteristica di un lago oligotrofo (Figura 216).

Figura 216. Profili della concentrazione di ossigeno disciolto nell’ultimo campionamento tardo estivo/autunnale.


Per ciò che riguarda le forme dell’azoto le concentrazioni di ammonica e nitriti sono molto contenute,

generalmente inferiori al limite di quantificazione delle metodiche.

La concentrazione del fosforo totale nel lago Palù è un parametro che non risulta mai critico per la

classificazione del corpo idrico, presentandosi mediamente con valori inferiori a 12 µg/L P.


32.3.1 Fitoplancton

Il lago Palù presenta una comunità fitoplanctonica tipica degli ambienti lacustri alpini, caratterizzata da poche

classi algali e densità generalmente poco elevate, che determinano una modesta produzione algale.

La bassa produzione algale del Lago Palù può essere riconducibile sia al ridotto apporto di nutrienti

disponibili, che al fenomeno della fotoinibizione. Le condizioni di temperatura e luce, variando molto

dall’estate all’inverno, permettono la vita solamente agli organismi che meglio riescono ad adattarsi a lunghi

periodi di buio e a sfuggire alte esposizioni di luce (in particolare UV) tipiche degli ambienti d’alta quota

durante i periodi estivi. Sono avvantaggiati in questo gli organismi che riescono a compiere ampie migrazioni

verticali giornaliere finalizzate all’assorbimento dei nutrienti sul fondo durante la notte e della luce in


307

superficie durante il giorno, ma che costituiscono anche un efficace e veloce meccanismo di difesa da dosi

troppo elevate di UV, che possono causare danni ai complessi fotosintetici.

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago Palù si è considerato il

fitoplancton, in quanto risponde meglio al fattore di pressione legato all’eutrofizzazione.

La produzione algale del lago Palù, negli anni di monitoraggio, è sempre stata inferiore al limite di 7,3 µg/L

assegnato al macrotipo L3 come soglia tra lo stato buono e lo stato sufficiente, a parte un solo caso in

occasione di una densità elevata della specie Fragilaria capucina. Anche i valori di biovolume sono

generalmente bassi e al di sotto del limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente di 2,3 mm3/L. Solo

raramente è stato superato tale limite, in concomitanza con elevate densità di specie appartenenti ai generi

Fragilaria e Oocystis.

Nella Figura 217 vengono riportati gli andamenti della clorofilla a dello strato eufotico del lago Palù, mentre

in Figura 218 è mostrato l’andamento del biovolume mensile.


monitoraggio sono riportati nella Tabella 331. In Tabella 332 sono indicati i valori medi di IPAM e la relativa

classificazione nel periodo di monitoraggio 2009-2016.

Figura 217. Concentrazioni di clorofilla a nel lago Palù (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


308

Figura 218. Valori di biovolume del fitoplancton nel lago Palù (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Tabella 331. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento del lago Palù.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 7,30 B/S= 2,70 B/S= 3,01

B/S= 0,60

Palù

2009 2,50 1,00 0,53 1,00 3,82 1,00 1,00 ELEVATO

2010 2,30 1,00 1,30 0,71 3,17 0,69 0,78 BUONO

2011 - - - - - - - -

2012 3,20 1,00 0,79 0,87 3,3 0,75 0,85 ELEVATO

2013 1,40 1,00 0,48 0,87 3,15 0,67 0,81 ELEVATO

2014 1,30 1,00 1,15 0,74 3,22 0,72 0,79 BUONO

2015 1,39 1,00 0,89 0,62 3,20 0,58 0,70 BUONO

2016 2,98 1,00 1,64 0,66 3,53 0,98 0,91 ELEVATO

Tabella 332. Valori medi di IPAM medi e relativa classificazione di stato nel periodo di monitoraggio del lago Palù.


Palù

2009-2011 0,89 ELEVATO

2012-2014 0,82 ELEVATO

2014-2016 0,80 ELEVATO


309

32.3.2 Macrofite

Per quanto riguarda le macrofite, la campagna di monitoraggio è stata svolta nel corso dell’estate negli anni

2011 e 2014. La comunità è caratterizzata da una scarsa presenza di specie sia in termini di varietà che di

numero. Le sole specie presenti sono: Potamogeton pusillus, Potamogeton trichoides e Ranunculus reptans.

La profondità massima di colonizzazione è stata di 5,5 m. La colonizzazione da parte delle macrofite

acquatiche nei laghi alpini, soprattutto nella fascia litorale, può subire negativamente la forte variazione di

livello che caratterizza queste tipologie di laghi soggette a forti variazioni stagionali.

I giudizi derivati dall’analisi della componente macrofitica, per la quale si riportano i valori in Tabella 333, non

sono stati utilizzati per la classificazione del primo sessennio. Contestualmente sono stati raccolti campioni

relativi alla componente diatomica.

Tabella 333. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago Palù.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Palù 2011 0,54 0,58 0,93 0,68 BUONO

2014 0,80 0,13 0,99 0,64 BUONO





Per il lago Palù, appartenente al macrotipo L3, è comunque stato effettuato il monitoraggio di questa

componente. Le campagne si sono svolte nell’estate del 2011 e del 2014 e, in entrambi i casi, i campioni sono

stati raccolti nel corso di due campionamenti su due transetti, con origine dalla sponda settentrionale e

meridionale del lago, entrambi rappresentati da una stazione sublitorale e una profonda, per un totale di 24

repliche. In entrambe le campagne i risultati evidenziano la prevalenza sulla comunità di individui

appartenenti a ditteri e oligocheti. Tra i ditteri convivono chironomidi appartenenti al genere Tanytarsus e la

specie Paratanytarsus austriacus, rispettivamente caratteristiche di ambiente oligotrofo e ultraoligotrofo,

con il genere Chironomus gr. anthracinus, considerato meno sensibile alle alterazioni ambientali. Tra gli

oligocheti prevale il genere Limnodrilus. Nel 2011 si evidenzia la presenza, tra i ditteri, del genere Protanypus,

raramente identificato nei laghi alpini italiani.


310




classificazione di stato nel periodo di monitoraggio 2009-2016 sono riportati in Tabella 335.

Tabella 334. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago di Palù.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Palù

2009 10 7,5 129

2010 3 9,3 134

2011 5 7,5 90

2012 6 6,4 88

2013 4 7,3 112

2014 <5 5,5 113

2015 10 7,4 107

2016 6 6,9 109

Tabella 335. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nel periodo di monitoraggio 2009-2016.

Corpo idrico Sessennio Fosforo totale Trasparenza Ossigeno ipolimnico

LTLeco Giudizio µg/L P Punt. m Punt. % Punt.

Palù

2009-2011 6 5 8,1 5 118 5 15 ELEVATO

2012-2014 4 5 6,4 5 104 5 15 ELEVATO

2014-2016 6 5 6,6 5 110 5 15 ELEVATO


Per quanto riguarda gli elementi chimici a sostegno, per il sessennio 2009-2016 è stato attribuito al lago Palù

lo stato elevato, in quanto l’analisi delle pressioni ha confermato l’assenza delle stesse.

In Tabella 336 è riportata la classificazione per il periodo di monitoraggio di sorveglianza.

Tabella 336. Elementi chimici a sostegno del Lago Palù nel periodo di monitoraggio di sorveglianza (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; LOQ: limite di quantificazione)



Media annua>LOQ

Lago Palù

2009-2011 ELEVATO - -

2012-2014 ELEVATO - -

2014-2016 ELEVATO


311



ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta elevato (Tabella 338).

Tabella 337. Lago Palù: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POADPULA1LO Palù Chiesa in Valmalenco Mantenimento dello stato buono

Tabella 338. Stato ecologico lago Palù nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Palù 2009-2014 ELEVATO




Nel caso del Lago di Palù non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione pubblicata

nel PTUA 2016.

Per il lago Palù nel primo sessennio di monitoraggio di sorveglianza lo stato ecologico risulta elevato. Il

fitoplancton (indice IPAM), gli elementi fisico-chimici a sostegno (LTLeco) e gli elementi chimici a sostegno

conseguono tutti uno stato elevato. Nel triennio di monitoraggio 2014-2016 le macrofite contribuiscono a

determinare lo stato ecologico fornendo un giudizio buono (Tabella 339).

Tabella 339. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago di Palù nei tre trienni di monitoraggio rete nucleo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


la classificazione

Palù

2009-2011 ELEVATO ELEVATO ELEVATO ELEVATO -

2012-2014 ELEVATO ELEVATO ELEVATO ELEVATO -

2014-2016 BUONO ELEVATO ELEVATO BUONO macrofite


312

32.7 Stato chimico



Tabella 340. Lago Palù: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POADPULA1LO Palù Chiesa in Valmalenco Mantenimento dello stato buono

Tabella 341. Stato chimico del lago Palù nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Palù 2009-2014 BUONO

In Tabella 342 è riportato lo stato chimico per il periodo di monitoraggio di sorveglianza in rete nucleo

considerato. Per il sessennio 2009-2014 e per il triennio 2014-2016 è stato attribuito al Lago Palù lo stato

chimico buono, in quanto l’analisi delle pressioni ne ha confermato l’assenza.

Tabella 342. Stato chimico del lago Palù nei due sessenni di monitoraggio di sorveglianza (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Palù 2009-2014 BUONO - -

2014-2016 BUONO - -


313

33 LAGO PIANO

33.1 Inquadramento

Il Lago di Piano è un lago dimittico che

durante l’inverno presenta una

superficie per la maggior parte

ghiacciata. Il tempo di ricambio teorico

delle acque è di circa 0,2 anni. Presenta

una profondità massima di 13 metri

mentre la profondità media e di 6,4 m.

Non sono presenti immissari mentre

l’unico emissario è il canale Lagadone.

Per quanto riguarda le caratteristiche

rispetto alla estensione e la frequenza

della circolazione delle acque il lago è

considerato dimittico; il rimescolamento

completo avviene più volte all’anno.

La stazione di campionamento è

corrispondente al punto di massima

profondità.

Dal punto di vista tipologico, ai sensi del DM 131/2008, il Lago di Piano appartiene al tipo AL5 – Laghi con

profondità media minore di 15 m, non polimittici.

In Tabella 343 sono mostrate le caratteristiche morfometriche del bacino idrografico e del lago di Piano.

Tabella 343. Morfometria e idrologia del Lago di Piano (Fonte dati: http://www.flanet.org/sites/default/files/pubb/qualitaacque%20lacustriinlomblaghilomb2004.PDF)

Bacino idrografico

Superficie km2 26,1

Massima elevazione Monte di Tremezzo

Quota massima m 1700 slm


Emissario principale Canale Lagadone

Lago

Superficie 0,72 km2


Perimetro 4,4 km



Profondità media 4.4 m

Quota media m 276 slm

Volume 4,6 10 6 m3

Volume utile alla massima regolazione – 106 m3





314


33.2.1 Trasparenza

Negli anni di monitoraggio il picco massimo di trasparenza è stato raggiunto nel periodo tardo primaverile

del 2015 in cui è stato raggiunto il valore massimo di 9 metri (Figura 219).

Figura 219. Andamento della trasparenza nel lago di Piano.


La temperatura per gli anni di monitoraggio 2009-2016 del lago di Piano è di seguito rappresentata in Figura

220. Si nota che le temperature nel periodo di circolazione si attestano in superficie nel range 5-8 °C.

Figura 220. Profili di temperatura della colonna d’acqua nel periodo di circolazione.


315


In Figura 221 è mostrato il profilo dell’Ossigeno disciolto espresso in % di saturazione lungo la colonna

d’acqua al termine della stratificazione.

Figura 221. Profili dell’ossigeno disciolto in percentuale di saturazione a fine stratificazione dal 2009 al 2016.


Per ciò che riguarda le forme dell’azoto i nitrati e l’ammoniaca sono le prevalenti; mentre la concentrazione

di nitriti è più contenuta. In Figura 222 è mostrato l’andamento dell’azoto nitrico negli strati di superficie e

fondo.

Figura 222. Concentrazioni di azoto nitrico in superficie e nello strato di fondo dal 2009 al 2016.


316


Figura 223. Concentrazioni di azoto ammoniacale nello strato di fondo e in superficie dal 2009 al 2016.

La concentrazione del fosforo totale nel lago di Piano alla circolazione primaverile e nella circolazione

autunnale è mostrata rispettivamente in Figura 224 e in Figura 225. Si nota che negli ultimi anni vi è un

andamento decrescente delle concentrazioni di fosforo che si attestano su valori prossimi ai 10 µg/L.



317



33.3.1 Fitoplancton

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago di Piano si è considerato


Dall’analisi delle comunità fitoplanctoniche del Lago di Piano si nota la presenza dei generi Cryptomonas e

Ceratium, oltre ai generi Planctonema e Sphaerocystis nel 2012, Shroederia e Perdinium, nel 2013, Cyclotella

e Mallomonas nel 2014.


superficiali. Negli anni di monitoraggio si sono osservati due eventi di maggiore intensità che sono avvenuti

nel 2012 a causa della proliferazione delle specie Aphanocapsa holsatica e Planctonema lauterbornii (Tabella

344).

Tabella 344. Eventi di fioriture algali nel lago di Piano.


Piano 2012 Luglio Aphanocapsa holsatica

2012 Agosto Planktonema lauterbornii

Nella Figura 226 vengono riportati gli andamenti della clorofilla a, mentre in Figura 227 è mostrato

l’andamento del biovolume mensile.


318

Figura 226. Concentrazioni di clorofilla a dal 2009 al 2014 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 227. Valori di biovolume dal 2009 al 2014 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).



classificazione di stato nei due trienni di monitoraggio del lago Piano.


319

Tabella 345. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento del lago di Piano.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 8,00 B/S=0,41 B/S= 2,70 B/S=0,26 B/S= 3,01

B/S=0,85 B/S= 0,60

Piano

2009 12,05 0,45 3,41 0,49 3,1 0,65 0,56 SUFFICIENTE

2010 19,00 0,26 3,26 0,50 3,21 0,71 0,55 SUFFICIENTE

2011 9,20 0,52 4,50 0,44 3,05 0,62 0,55 SUFFICIENTE

2012 9,60 0,51 2,52 0,57 2,68 0,40 0,47 SUFFICIENTE

2013 12,70 0,43 1,53 0,67 3,15 0,67 0,61 BUONO

2014 15,30 0,33 1,93 0,63 3,19 0,70 0,59 SUFFICIENTE

Tabella 346. Valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato nei due trienni di monitoraggio del lago Piano.


Piano 2009-2011 0,55 SUFFICIENTE


33.3.2 Macrofite

La componente macrofitica è stata monitorata nel Lago del Piano nel 2016. Questa comunità è caratterizzata

in prevalenza dalla presenza delle seguenti specie: Potamogeton pectinatus, Potamogeton crispus,

Nymphaea alba e Najas marina ssp. marina.


evidenzia che il corpo idrico presenta uno stato dell’indice MacroIMMI sufficiente.

Tabella 347. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago di Piano.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Piano 2016 0,53 0,41 0,55 0,50 SUFFICIENTE


320




classificazione di stato per il lago del Piano nei tre trienni di monitoraggio sono riportati in Tabella 349. Nei

singoli trienni esaminati lo stato dell’indice LTLeco è risultato rispettivamente sufficiente nel 2009-2011 e nel

2012-2014 mentre si nota un miglioramento nel triennio 2014-2016 in quanto tale indice è risultato essere

buono.

Tabella 348. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago d Piano.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Piano

2009 20 3,2 6

2010 34 3,6 26

2011 21 3,7 40

2012 36 3,7 17

2013 22 3,8 30

2014 <5 5,5 23

2015 27 4,4 61

2016 10 3,1 49

Tabella 349. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del Lago del Piano




Piano

2009-2011 25 3 3,5 4 24 3 10 SUFFICIENTE

2012-2014 29 3 4,3 4 23 3 10 SUFFICIENTE

2014-2016 13 4 4,3 4 44 4 12 BUONO


Gli elementi chimici a sostegno ricercati nel lago di Piano nel corso del periodo di monitoraggio sono:

arsenico, cromo, 1,1,1-tricloroetano, 2-clorotoluene, 4-clorotoluene, paration etile, toluene, terbutilazina,

xileni, atrazina-desetil, atrazina-desisopropil, bromacil, 2,6-diclorobenzammide, metolachlor, molinate,

pendimetalin, propanil, terbutilazina desetil, DDD, DDT, DDE.


elementi che hanno registrato un eventuale superamento dei limiti SQA e LOQ. Per gli anni 2009, 2010 e

2011 non sono stati ricercati tali parametri, mentre per gli anni 2012, 2013, 2014 e 2015 lo stato degli

elementi chimici è risultato buono a causa della presenza di cromo che ha superato il limite di rilevabilità

strumentale. Nel 2016 lo stato risulta elevato non essendo rilevato alcun superamento.




321

Tabella 350. Stato degli elementi chimici a sostegno per il lago di Piano.



Piano




2012 BUONO - Cromo

2013 BUONO - Cromo

2014 BUONO - Cromo

2015 BUONO - Cromo

2016 ELEVATO - -

Tabella 351. Classificazione dello stato degli elementi chimici a sostegno per il lago di Piano.



Media annua >LOQ

Piano





322



il lago di (Tabella 352). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è sufficiente

(Tabella 353).

Tabella 352. Lago di Piano: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POTIPILN1LO Piano Carlazzo Buono al 2021

Tabella 353. Stato ecologico lago di Piano nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Piano 2009-2014 SUFFICIENTE




Nel caso del Lago di Piano non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione

pubblicata nel PTUA 2016. In tutti i tre trienni di monitoraggio operativo lo stato ecologico risulta sufficiente.

Sia il fitoplancton (indice IPAM) che gli elementi fisico-chimici a sostegno (LTLeco) risultano in stato

sufficiente – ad eccezione dell’LTLeco del triennio 2014-2016 che risulta in stato buono – mentre gli elementi

chimici a sostegno conseguono uno stato di buono (Tabella 354).

Tabella 354. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago di Piano nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Lago di Piano


CLASSIFICATO SUFFICIENTE fitoplancton

2012-2014 SUFFICIENTE SUFFICIENTE BUONO SUFFICIENTE fitoplancton

2014-2016 SUFFICIENTE BUONO BUONO SUFFICIENTE macrofite


323

33.7 Stato chimico


lago di (Tabella 355). Lo stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta buono

(Tabella 356).

Tabella 355. Lago di Piano: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POTIPILN1LO Piano Carlazzo Buono al 2021

Tabella 356. Stato chimico del lago di Piano nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Piano 2009-2014 BUONO

Nei due trienni di monitoraggio operativo il lago di Piano ha conseguito uno stato chimico buono nel 2012-

2014 e non buono per il 2014-2016 a causa del superamento occasionale dello SQA-CMA per il nichel nel

2015 (Tabella 357).

Tabella 357. Stato chimico del lago di Piano nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Piano


2012-2014 BUONO - -



324

34 LAGO POZZO DI RIVA

34.1 Inquadramento

Il Lago Pozzo di Riva, è un piccolo bacino

naturale situato immediatamente a nord

del Lago di Mezzola, in comune di Novate

Mezzola (SO).

Il lago è alimentato dalle Merette, una rete

di canali che percorrono il Piano di

Chiavenna tra i quali il principale prende il

nome di C. Meretta, e dal Torrente Lobbia.

Unico emissario è uno stretto canale

pressoché rettilineo a ridotta profondità,

lungo circa un chilometro, che collega il

Pozzo di Riva direttamente al Lago di

Mezzola.

La stazione di campionamento è ubicata

nel punto di massima profondità del lago,

circa 12 m, nella zona a nordest dello

specchio lacustre. Dal punto di vista

tipologico, ai sensi del DM 131/2008, il Lago Pozzo di Riva appartiene al tipo AL5 – Laghi sudalpini, poco

profondi. Il lago è stato monitorato in sorveglianza nel sessennio 2009-2014, successivamente è stato

adottato il monitoraggio operativo (triennio 2014-2016) per il mancato conseguimento dell’obiettivo

ecologico.

Per quanto riguarda le caratteristiche termiche, rispetto alla estensione e la frequenza della circolazione delle

acque, il lago è considerato dimittico; è caratterizzato quindi da due fasi di piena circolazione, tipiche dei

laghi delle zone temperate. In Tabella 358 sono mostrate le caratteristiche morfometriche del bacino

idrografico e del lago di Pozzo di Riva.

Tabella 358. Morfometria e idrologia del Lago di Pozzo di Riva (Fonte dati: LIMNO http://www.ise.cnr.it/limno/limno.htm e Catasto laghi italiani, Quaderni IRSA 1984)

Bacino idrografico

Superficie 32,6 km2



Immissario principale C. Meretta


Lago

Superficie 0,25 km2 Quota media 199 m slm

Rapporto area bacino/area lago 130,3 Volume 1,48 * 106 m3

Perimetro 3,0 km Volume utile alla massima regolazione - m3

Indice di sinuosità 1,69 Tempo teorico di ricambio - anni

Profondità massima 12 m Stratificazione termica Dimittico

Profondità media - m Tasso di sedimentazione - cm a-1


325


34.2.1 Trasparenza

La trasparenza del Lago Pozzo di Riva è stata mediamente pari a 2,3 metri negli anni di monitoraggio 2009,

2015 e 2016 (Figura 228).

Figura 228. Andamento della trasparenza nel lago Pozzo di Riva.


La Figura 229 mostra l’andamento della temperatura della colonna d’acqua del Lago Pozzo di Riva alla

circolazione primaverile per gli anni monitorati nel periodo 2009-2016.

Figura 229. Profili di temperatura della colonna d’acqua a marzo-aprile.


326


In Figura 230 è mostrato il profilo dell’ossigeno disciolto (percentuale di saturazione) lungo la colonna

d’acqua del Lago Pozzo di Riva per gli anni monitorati nel periodo 2009-2016. L’ossigenazione delle acque del

Lago Pozzo di Riva presenta l’andamento tipico dei piccoli laghi della fascia subalpina con una flessione, a

volte anche importante, in prossimità del fondo nei mesi estivi, durante la stratificazione termica. I ridotti

volumi ipolimnici fanno sì infatti che la decomposizione della materia organica consumi rapidamente

l’ossigeno presente in questo strato, separato dal resto della colonna per alcuni mesi.

Figura 230. Profili dell’ossigeno disciolto (% di saturazione) a fine stratificazione dal 2009 al 2016.


In Figura 231 è mostrato l’andamento dell’azoto nitrico negli strati di superficie e fondo del lago Pozzo di Riva

negli anni 2015-2016.

Figura 231. Concentrazioni di azoto nitrico in superficie e nello strato di fondo nei campionamenti del 2015 e 2016.


327

In Figura 232 è mostrato l’andamento dell’azoto ammoniacale nello strato di superficie e fondo. Nei periodi

di stratificazione termica, il divario tra le concentrazioni riscontrate nel campione prelevato in superficie

rispetto a quelle misurate nel campione di fondo rivela la presenza di un sensibile rilascio dai sedimenti

lacustri di questa forma di azoto.

Figura 232. Concentrazioni di azoto ammoniacale in superficie e nello strato di fondo nei campionamenti del 2015 e 2016.

La concentrazione del fosforo totale nel lago di Pozzo di Riva alla circolazione primaverile e nella circolazione

autunnale è rappresentata rispettivamente in Figura 233 e in Figura 234.



328



34.3.1 Fitoplancton

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago di Pozzo di Riva si è


L’analisi delle comunità fitoplanctoniche del Lago di Pozzo di Riva è stata svolta nel solo anno 2009.

Dalle analisi svolte si evidenzia la dominanza di due gruppi all’interno della comunità algale: le Cryptophyceae

presenti durante tutto l’anno, soprattutto nei mesi primaverili ed autunnali, e le Chlorophyceae che

dominano nel periodo estivo.

La produzione algale del lago di Pozzo di Riva è molto elevata e nel corso dell’anno monitorato presenta

sempre valori ben al di sopra del livello fissato, pari a 7,3 µg/L, per questa tipologia di laghi. Soprattutto

durante l’estate è evidente la proliferazione algale con la dominanza di Chlorophyceae, con specie coloniali

appartenenti ai generi Coelastrum e Scenedesmus che contribuiscono in modo significativo ai valori di

clorofilla.

Nella Figura 235 vengono riportati gli andamenti della clorofilla a dello strato eufotico del lago Pozzo di Riva

nel corso del 2009, mentre in Figura 236 è mostrato invece l’andamento del biovolume nello stesso anno.


329

Figura 235. Concentrazioni di clorofilla a nello strato eufotico del Lago Pozzo di Riva nell’anno 2009 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 236. Valori di biovolume algale nello strato eufotico del lago Pozzo di Riva nell’anno 2009 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


monitoraggio 2009-2016 sono riportati nella Tabella 359. In Tabella 360 sono riportati i valori medi di IPAM

e relativa classificazione di stato nel sessennio e nel triennio di monitoraggio del lago di Pozzo di Riva.


330

Tabella 359. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valore di IPAM nel 2009 nella stazione di campionamento del lago di Pozzo di Riva.


a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 7,30 B/S= 2,30 B/S= 3,01

B/S= 0,60

Pozzo di Riva 2009 29,6 0,16 4,42 0,44 2,62 0,38 0,34 SCARSO

Tabella 360. Valori medi di IPAM medi e relativa classificazione nei periodi di monitoraggio del lago Pozzo di Riva.

Corpo idrico Sessennio/Triennio IPAM Giudizio

Pozzo di Riva 2009-2014 0,34 SCARSO

2014-2016 - -

34.3.2 Macrofite

Il monitoraggio delle macrofite è stato svolto nell’anno 2016, contestualmente a quella della componente

diatomica e del benthos.

La comunità macrofitica è caratterizzata da una massiccia presenza della specie Nuphar Lutea che determina

una semplificazione della comunità, dominando la quasi totalità dei transetti, a discapito di poche altre specie

presenti con abbondanze decisamente contenute: Ranunculus trichophyllus, Elodea nuttallii e Zannichellia

palustris.


restituisce un giudizio analogo a quello espresso dalla comunità fitoplanctonica.

Tabella 361. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago Pozzo di Riva.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Pozzo di Riva 2016 0,40 0,20 0,53 0,37 SCARSO


331





il periodo del monitoraggio di sorveglianza 2009-2014 e nel triennio di monitoraggio operativo 2014-2016 lo

stato è sufficiente.

Tabella 362. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago di Pozzo di Riva.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Pozzo di Riva

2009 67 2,0 15

2015 65 2,3 62

2016 46 2,7 67

Tabella 363. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei periodi di monitoraggio nella stazione di campionamento del lago di Pozzo di Riva .

Corpo idrico Sessennio/triennio

Fosforo totale



µg/L P


Pozzo di Riva 2009-2014 67 3 2,0 3 15 3 9 SUFFICIENTE

2014-2016 56 3 2,5 3 65 4 10 SUFFICIENTE


Gli elementi chimici a sostegno monitorati negli anni 2015 e 2016 sono stati l’arsenico e il cromo. In Tabella

364 è riportata la classificazione per i periodi di monitoraggio di sorveglianza/operativo.

Tabella 364. Classificazione dello stato degli elementi chimici a sostegno per il lago Pozzo di Riva.

Corpo idrico Periodo Stato elementi


Media annua >LOQ

Pozzo di Riva 2009-2014 NON CLASSIFICATO - -



332



il lago Pozzo di Riva (Tabella 365). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è

scarso (Tabella 366).

Tabella 365. Lago Pozzo di Riva: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POADPRLA1LO Pozzo di Riva Novate Mezzola Buono al 2021

Tabella 366. Stato ecologico lago di Pozzo di Riva nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Pozzo di Riva 2009-2014 SCARSO




Nel caso del Lago Pozzo di Riva non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione

pubblicata nel PTUA 2016. Per il sessennio di monitoraggio di sorveglianza lo stato ecologico risulta scarso.

L’elemento che determina la classificazione è il fitoplancton (indice IPAM) che risulta in stato scarso, mentre

gli elementi fisico-chimici a sostegno (LTLeco) risultano in stato sufficiente; gli elementi chimici a sostegno

nel sessennio 2009-2014 non sono stati analizzati.

Nel triennio successivo 2014-2016 il lago Pozzo di Riva passa al monitoraggio operativo, ottenendo uno stato

ecologico che si conferma scarso determinato dall’indice MacroIMMI (macrofite). In questo triennio sono

state introdotte le analisi relative agli elementi chimici a sostegno che restituiscono uno stato buono (Tabella

367).

Tabella 367. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico del lago Pozzo di Riva nei periodi di monitoraggio.

Corpo idrico Periodo Stato EQB

Stato LTLeco


Stato ecologico


la classificazione

Pozzo di Riva 2009-2014 SCARSO SUFFICIENTE

NON CLASSIFICATO

SCARSO Fitoplancton



333

34.7 Stato chimico


lago Pozzo di Riva (Tabella 368). Lo stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta

non classificato (Tabella 369).

Tabella 368. Lago Pozzo di Riva: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POADPRLA1LO Pozzo di Riva Novate Mezzola Buono al 2021

Tabella 369. Stato chimico del lago di Pozzo di Riva nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Pozzo di Riva 2009-2014 NON

CLASSIFICATO

In Tabella 370 è riportato lo stato chimico per i periodi di monitoraggio di sorveglianza/operativo.

Tabella 370. Stato chimico del lago di Pozzo di Riva nei periodi di monitoraggio (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).

Corpo idrico Periodo Stato chimico >SQA-MA >SQA-CMA

Pozzo di Riva 2009-2014 NON CLASSIFICATO - -

2014-2016 BUONO - -


334

35 LAGO DI PUSIANO

35.1 Inquadramento

Il Lago di Pusiano è il principale specchio

d’acqua dei laghi briantei, collocati a sud

del Lario. Data la sua superficie, è il

secondo tra i laghi intermorenici subalpini,

dopo il Lago di Varese.

Il tempo di ricambio delle acque è di 0,8

anni.

Il Fiume Lambro funge sia da immissario

che da emissario del lago.

La stazione di campionamento è posta nel

punto di massima profondità (24 metri) nel

territorio del Comune omonimo.


DM 131/2008, il Lago di Pusiano

appartiene al tipo AL5 – Laghi/invasi

sudalpini, poco profondi.

Per quanto riguarda le caratteristiche rispetto all’estensione e alla frequenza della circolazione delle acque,

il lago è considerato monomittico.


Tabella 371. Morfometria e idrologia del Lago di Pusiano.


Bacino idrografico

Superficie 94 km2

Massima elevazione Monte Poncio


Immissario principale Fiume Lambro

Emissario principale Fiume Lambro

Lago

Superficie 4,95 km2


Perimetro 10,7 km





Volume 69,2∙106 m3






335


35.2.1 Trasparenza

La Figura 237 riporta graficamente l’andamento della trasparenza rilevata nel Lago di Pusiano nel periodo di


Figura 237. Andamento della trasparenza nel Lago di Pusiano.


La Figura 238 mostra l’andamento della temperatura della colonna d’acqua del Lago di Pusiano alla


Figura 238. Profili di temperatura della colonna d’acqua del Lago di Pusiano alla circolazione primaverile.


336


L’ossigenazione delle acque del Lago di Pusiano ha subito negli anni di monitoraggio flessioni anche severe

oltre i 15 metri di profondità nei mesi estivi, durante la stratificazione termica. In Figura 239 è mostrato il

profilo dell’ossigeno disciolto (percentuale di saturazione) lungo la colonna d’acqua del Lago di Pusiano al

termine della stratificazione termica per gli anni 2009-2016.




monitoraggio 2009-2016 per il Lago di Pusiano.



337


anni 2009-2016 per il Lago di Pusiano. Il divario di concentrazione tra il campione di superficie e quello

prelevato in prossimità del fondo rivela la presenza, in fase di stratificazione termica, di un sensibile rilascio

dai sedimenti lacustri di questa forma di azoto.


La concentrazione del fosforo totale nelle acque del Lago di Pusiano alla circolazione primaverile è mostrata

in Figura 242.



338


35.3.1 Fitoplancton

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago di Pusiano si è


L’analisi delle comunità fitoplanctoniche del Lago di Pusiano nel periodo 2009-2016 evidenzia il ricorrere di

episodi di fioriture algali, soprattutto negli anni 2010 e 2011 (Tabella 372). L’unico gruppo che ha causato dei

bloom è quello dei cianobatteri, con una prevalenza della specie a colonie filamentose Planktothrix

rubescens, che ha raggiunto di frequente le densità tipiche di una fioritura algale negli anni 2010-2011.

Negli ultimi anni del periodo in esame, invece, i bloom sono stati a carico di Woronichinia naegeliana, ad

organizzazione coccale, che tende a trovare le condizioni ottimali di sviluppo in autunno. Anche

Aphanizomenon flos-aquae ha dato luogo a qualche fioritura nel lago.

Tabella 372. Eventi di fioriture algali nel Lago di Pusiano e specie responsabili.


Pusiano

2009 - -

2010

maggio Aphanizomenon flos-aquae

ottobre Planktothrix rubescens

novembre Planktothrix rubescens

dicembre Planktothrix rubescens

2011 febbraio Planktothrix rubescens

novembre Planktothrix rubescens

2012 maggio Aphanizomenon flos-aquae

2013 ottobre Planktothrix rubescens

2014 maggio Aphanizomenon flos-aquae


2016 novembre Woronichinia naegeliana

La produzione algale del Lago di Pusiano è piuttosto consistente. Nella Figura 243 viene riportato

l’andamento della clorofilla a nello strato eufotico del Lago di Pusiano negli anni 2009-2016, mentre in Figura

244 è mostrato l’andamento del biovolume mensile nello stesso periodo.

I picchi riscontrabili in entrambi i grafici a marzo 2010 e a febbraio 2011 sono dovuti rispettivamente alla

massiccia presenza della diatomea coloniale Asterionella formosa e all’elevato biovolume raggiunto dalla

stessa specie insieme all’altra diatomea Stephanodiscus hantzschii e al cianobatterio Planktothrix rubescens.

I gruppi che hanno contribuito maggiormente al biovolume mensile negli anni in esame sono stati diatomee

e cianobatteri, rappresentati in particolare, oltre alle specie già citate, da Fragilaria ulna e Aphanizomenon

flos-aquae.

In entrambi i grafici, in particolare quello del biovolume, è possibile identificare un andamento di diminuzione

dei valori.


339

Figura 243. Concentrazioni di clorofilla a nello strato eufotico del Lago di Pusiano dal 2009 al 2016 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 244. Valori di biovolume nello strato eufotico del Lago di Pusiano dal 2009 al 2016 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


monitoraggio 2009-2016 sono riportati nella Tabella 373. Solo negli anni 2010 e 2014 l’IPAM ha restituito

uno stato buono, mentre negli altri anni in esame i valori dell’indice si sono collocati in stato sufficiente,

spesso molto vicini alla soglia tra gli stati sufficiente e buono.


340

Analizzando le singole metriche dell’indice, le più critiche sono risultate quella della clorofilla a e del

biovolume, che hanno superato quasi costantemente il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente.

In Tabella 374 sono indicati i valori medi di IPAM e la relativa classificazione nel periodo di monitoraggio

2009-2016; il giudizio nei tre trienni risulta sempre sufficiente.

Tabella 373. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento del Lago di Pusiano.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 7,30 B/S= 2,30 B/S= 3,01

B/S= 0,60

Pusiano

2009 8,50 0,55 3,13 0,51 2,99 0,59 0,56 SUFFICIENTE

2010 6,50 0,63 2,86 0,54 3,21 0,71 0,65 BUONO

2011 10,46 0,48 4,70 0,43 2,98 0,58 0,52 SUFFICIENTE

2012 8,66 0,54 3,48 0,49 2,96 0,57 0,55 SUFFICIENTE

2013 7,33 0,60 2,50 0,58 3,00 0,59 0,59 SUFFICIENTE

2014 10,02 0,50 2,64 0,56 3,14 0,67 0,60 BUONO

2015 7,75 0,57 2,21 0,61 3,01 0,59 0,59 SUFFICIENTE

2016 7,82 0,57 2,15 0,62 2,79 0,47 0,54 SUFFICIENTE

Tabella 374. Valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio del Lago di Pusiano.


Pusiano






Tabella 375. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago di Pusiano


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Pusiano

2009 34 3,0 19

2010 33 3,8 2

2011 23 3,4 1

2012 46 3,5 2

2013 22 3,4 15

2014 7 3,5 2

2015 13 3,4 15

2016 20 4,7 5


341


classificazione di stato per il lago nei tre trienni di monitoraggio sono mostrati in Tabella 376. Per tutti i trienni

lo stato dell’indice LTLeco è risultato sufficiente. La metrica che ha sempre raggiunto il punteggio minimo in

tutti i trienni è quella dell’ossigeno ipolimnico.

Tabella 376. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del Lago di Pusiano




Pusiano

2009-2011 30 3 3,4 4 7 3 10 SUFFICIENTE

2012-2014 25 3 3,5 4 7 3 10 SUFFICIENTE

2014-2016 13 4 3,9 4 8 3 11 SUFFICIENTE


Gli elementi chimici a sostegno monitorati nel Lago di Pusiano negli anni 2009-2016 sono stati l’arsenico e il

cromo totale. In Tabella 377 è riportata la classificazione dello stato degli elementi chimici a sostegno per i

tre trienni di monitoraggio operativo e gli elementi che hanno registrato un eventuale superamento dei limiti

SQA-MA e LOQ. Non sono mai stati registrati superamenti degli SQA-MA; è stato invece riscontrato un

superamento del LOQ relativo al cromo negli anni 2012, 2014 e 2015: lo stato degli elementi chimici a

sostegno per i trienni 2012-2014 e 2014-2016 risulta quindi buono.

Tabella 377. Elementi chimici a sostegno del Lago di Pusiano nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; LOQ: limite di quantificazione)



Media annua >LOQ

Pusiano





342



il lago di Pusiano (Tabella 378). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è


Tabella 378. Lago di Pusiano: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POLSPULN1LO Pusiano Pusiano Buono al 2027

Tabella 379. Stato ecologico del Lago di Pusiano nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Pusiano 2009-2014 SUFFICIENTE




Nel caso del Lago di Pusiano non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione

pubblicata nel PTUA 2016. Il fitoplancton (indice IPAM) e gli elementi generali chimico-fisici (LTLeco) risultano

sempre in stato sufficiente e hanno sempre contribuito a determinare la classificazione dello stato ecologico

nei trienni in esame; gli elementi chimici a sostegno hanno sempre soddisfatto i requisiti per il conseguimento

dello stato buono (Tabella 380).

Tabella 380. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago di Pusiano nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Pusiano






343

35.7 Stato chimico


lago di Pusiano (Tabella 381). Lo stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta non


Tabella 381. Lago di Pusiano: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POLSPULN1LO Pusiano Pusiano Buono al 2027

Tabella 382. Stato chimico del lago di Pusiano nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Pusiano 2009-2014 NON BUONO


registrato un eventuale superamento dei limiti SQA-MA e SQA-CMA.

Nel triennio di monitoraggio 2012-2014 il Lago di Pusiano non ha ottenuto uno stato chimico buono a causa

del superamento dello SQA-CMA per il mercurio, avvenuto occasionalmente solo nel 2012. Nel triennio

successivo, invece, il lago ha conseguito uno stato chimico buono.

Tabella 383. Stato chimico del Lago di Pusiano nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Pusiano



2014-2016 BUONO - -


344

36 LAGO DI SARTIRANA

36.1 Inquadramento

Il Lago di Sartirana è un lago intermorenico, circondato

da depositi derivanti da disgregazioni di sedimenti più

antichi e rocce erose. È compreso tra il Parco regionale

dell'Adda Nord e il Parco regionale di Montevecchia e

della Valle del Curone, in territorio di Merate (Lecco).

Dal 1983 è "Riserva naturale della Regione Lombardia"

(legge 86/1983).

Le dimensioni ridotte del suo bacino imbrifero

assicurano un modesto apporto di acqua, quasi

completamente bilanciato dalla portata media in uscita

dell’emissario.

Il lago è alimentato da un piccolo immissario (Rigo), che

confluisce nello specchio lacustre sul lato ovest, e da due

sorgenti poste a nord. Significativa, ma difficilmente quantificabile, pare essere l’alimentazione da parte delle

acque sotterranee. L’emissario è rappresentato dalla Roggia Ruschetta: la portata in uscita è regolata da uno

sbarramento a paratoie situato all’altezza dell’incile.

La stazione di campionamento del lago di Sartirana è posta nel punto di massima profondità (3,5 metri) nel

territorio del Comune di Merate.

Dal punto di vista tipologico, ai sensi del DM 131/2008, il Lago di Sartirana appartiene al tipo AL4 – naturale

polimittico.

In Tabella 384 sono mostrate le caratteristiche morfometriche del bacino idrografico e del lago di Sartirana.

Tabella 384. Morfometria e idrologia del Lago di Sartirana. (Fonte dati: LIMNO http://www.ise.cnr.it/limno/limno.htm e Catasto laghi italiani, Quaderni IRSA 1984)

Bacino idrografico

Superficie 0,83 km2



Immissario principale Rigo

Emissario principale Roggia Ruschetta

Lago

Superficie 0,106 km2

Perimetro -km

Indice di sinuosità -


Profondità media - m


Volume 0,15 106m3


Tempo teorico di ricambio - anni

Stratificazione termica polimittico

https://it.wikipedia.org/wiki/Parco_dell%27Adda_Nord

https://it.wikipedia.org/wiki/Parco_dell%27Adda_Nord

https://it.wikipedia.org/wiki/Parco_regionale_di_Montevecchia_e_della_Valle_di_Curone

https://it.wikipedia.org/wiki/Parco_regionale_di_Montevecchia_e_della_Valle_di_Curone

https://it.wikipedia.org/wiki/Merate

https://it.wikipedia.org/wiki/Provincia_di_Lecco

https://it.wikipedia.org/wiki/1983

https://it.wikipedia.org/wiki/Regione_Lombardia


345


36.2.1 Trasparenza

La Figura 245 riporta l’andamento della trasparenza rilevata nel Lago di Sartirana nel periodo di monitoraggio

2009-2016.

Figura 245. Andamento della trasparenza nel Lago di Sartirana.


La Figura 246 mostra l’andamento della temperatura della colonna d’acqua del Lago di Sartirana alla


Figura 246. Profili di temperatura della colonna d’acqua del Lago di Sartirana alla circolazione primaverile.


346


Il parametro ossigeno disciolto non è risultato particolarmente critico a causa della natura polimittica del

lago. In Figura 247 è mostrato il profilo dell’ossigeno disciolto (percentuale di saturazione) lungo la colonna

d’acqua del Lago di Sartirana al termine della stratificazione termica per gli anni 2009-2016.







347


anni 2009-2016.


La concentrazione del fosforo totale nelle acque del Lago di Sartirana alla circolazione primaverile è mostrata

in Figura 250.



348


Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago di Sartirana si è

considerato il fitoplancton fino al 2010, poi si è ritenuto di prendere in considerazione altre componenti

biologiche utili alla classificazione del corpo idrico.

36.3.1 Fitoplancton

Come anticipato, la comunità fitoplanctonica del Lago di Sartirana nel periodo 2009-2016 è stata presa in

considerazione solo negli anni 2009 e 2010. Il fitoplancton, indagato storicamente dal 2003, ha sempre dato

segnali di condizioni lacustri compromesse, con una produzione trofica elevata associata a frequenti episodi

di fioriture algali soprattutto dovute alle caratteristiche morfologiche di questo lago, in particolare alla scarsa

profondità.

La comunità fitoplanctonica è caratterizzata da valori elevati di produzione e soggetta a frequenti fenomeni

di fioriture ad opera di specie appartenenti al gruppo dei cianobatteri quali Microcystis aeruginosa,

Microcystis wesenbergii e Limnothrix redekei (Tabella 385).

Tabella 385. Eventi di fioriture algali e specie responsabili nel Lago di Sartirana.


Sartirana

2009

aprile Microcystis aeruginosa

agosto Limnothrix redekei

settembre Microcystis aeruginosa, Microcystis wesenbergii

2010 agosto Microcystis aeruginosa, Microcystis wesenbergii

ottobre Microcystis wesenbergii, Limnothrix redekei

Oltre alla componente cianobatterica è stata riscontrata, nel corso degli ultimi anni di indagine, la presenza

di nuove specie come Cylindrospermopsis raciborskii e Raphidiopsis mediterranea, associate ad ambienti

eutrofizzati ma ancora in fase di valutazione riguardo la loro incidenza sulle metriche di valutazione degli

indici fitoplanctonici.

Nella Figura 251 viene riportato l’andamento della clorofilla a nello strato eufotico del Lago di Sartirana negli

anni 2009 e 2010 (gli anni indagati nel periodo 2009-2016). In Figura 252 è invece mostrato l’andamento del

biovolume mensile nello stesso periodo.


349

Figura 251. Concentrazioni di clorofilla a nello strato eufotico del Lago di Sartirana nel 2009 e 2010 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 252. Valori di biovolume nello strato eufotico del Lago di Sartirana dal 2009 al 2016 (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


monitoraggio 2009-2016 sono riportati nella Tabella 386. Analizzando le singole metriche dell’indice, la più

critica è risultata quella della clorofilla a, che in entrambi gli anni ha restituito un giudizio pari a scarso. Nel

2010 anche la classe del biovolume è risultata essere scarsa.

La classificazione del fitoplancton nel primo triennio di monitoraggio ha restituito uno stato sufficiente

(Tabella 387).


350

Tabella 386. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM nel 2009 e 2010 nella stazione di campionamento del Lago di Sartirana.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 8 B/S= 2,7 B/S= 3,01

B/S= 0,60

Sartirana 2009 24,5 0,23 5,65 0,48 2,88 0,53 0,45 SUFFICIENTE

2010 20,0 0,28 11,10 0,32 2,90 0,53 0,42 SUFFICIENTE

Tabella 387. Valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio del Lago di Sartirana.


Sartirana


2012-2014 - --

2014-2016 - -

36.3.2 Macrofite

Nel 2015 è stata effettuata l’indagine della componente macrofitica per completare il quadro sulle

componenti biologiche lacustri. L’analisi della componente macrofitica, per la quale si riportano in Tabella

388 i valori degli indici misurati, evidenzia uno stato cattivo. La vegetazione acquatica sommersa è

estremamente ridotta, avendo il monitoraggio evidenziato la sola presenza di Nymphaea alba in uno solo dei

4 punti indagati e limitatamente alla zona con profondità 0-1 m.

Tabella 388. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago di Sartirana.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Sartirana 2015 0,00 0,00 0,54 0,18 CATTIVO




profondità media superiore a 15 m (macrotipo L1, L2, I1, I2). Per il lago di Sartirana è comunque stato

effettuato il monitoraggio di questa componente. L’indagine, compiuta nel 2011 e nel 2014, pur non

condizionando la classificazione dello stato ecologico, ha comunque dato utili indicazioni circa lo stato di

compromissione in cui versa il lago.

Nella stazione litorale ovest, durante la seconda campagna del 2011 non è stata rilevata nessuna unità

sistematica e quindi non è stato possibile calcolare l’indice. In tutti e due gli anni indagati è stata rilevata la

presenza di Chaoborus flavicans e Chironomus gr. plumosus, ditteri dalla ridotta sensibilità alle variazioni

ambientali. Tra gli oligocheti, da segnalare la presenza di specie abbastanza tolleranti quali Limnodrilus

hoffmeisteri e Potamothrix hammoniensis. Per questo lago, la percentuale di densità dei taxa con peso


351

indicatore rispetto al totale è risultata spesso sotto il limite del 75%, compromettendo l’attendibilità

dell’indice.




classificazione di stato per il lago nei tre trienni di monitoraggio sono riportati in Tabella 390. Per tutti i trienni

lo stato dell’indice LTLeco è risultato sufficiente.

Tabella 389. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago di Sartirana.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Sartirana

2009 49 0,8 76

2010 97 0,9 79

2011 164 1,5 85

2012 123 0,98 79

2013 119 1,5 108

2014 46 1,2 100

2015 128 1,1 107

2016 98 1,5 67

Tabella 390. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del Lago di Sartirana




Sartirana

2009-2011 103 3 1,1 3 80 5 11 SUFFICIENTE

2012-2014 96 3 1,2 3 96 5 11 SUFFICIENTE

2014-2016 91 3 1,3 3 91 5 11 SUFFICIENTE


Tra gli elementi chimici a sostegno da monitorare, in base all’analisi delle pressioni, per il Lago di Sartirana

negli anni 2009-2016 è stato ricercato il cromo totale. In Tabella 391 è riportata la classificazione per il

periodo di monitoraggio operativo considerato.

Tabella 391. Classificazione dello stato degli elementi chimici a sostegno per il lago di Sartirana.



Media annua>LOQ

Sartirana





352



il lago di Sartirana (Tabella 392). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è


Tabella 392. Lago di Sartirana: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POADSALN1LO Sartirana Sartirana Buono al 2021

Tabella 393. Stato ecologico del Lago di Sartirana nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Sartirana 2009-2014 SUFFICIENTE




Nel caso del Lago di Sartirana non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione

pubblicata nel PTUA 2016. Nei primi due trienni di monitoraggio operativo lo stato ecologico risulta

sufficiente mentre nel terzo triennio, a causa della componente macrofitica, lo stato ecologico risulta cattivo.

Il fitoplancton (indice IPAM) e gli elementi generali chimico-fisici (LTLeco) risultano sempre in stato sufficiente

e hanno contribuito a determinare la classificazione dello stato ecologico nei trienni 2009-2011 e 2012-2014.

Gli elementi chimici a sostegno hanno sempre soddisfatto i requisiti per il conseguimento dello stato buono

nel secondo e terzo triennio (Tabella 394).

Tabella 394. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico del Lago di Sartirana nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Pusiano



2012-2014 SUFFICIENTE SUFFICIENTE BUONO SUFFICIENTE LTLeco

2014-2016 CATTIVO SUFFICIENTE BUONO CATTIVO Macrofite


353

36.7 Stato chimico


lago di Sartirana (Tabella 395). Lo stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta

non buono (Tabella 396).

Tabella 395. Lago di Sartirana: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POADSALN1LO Sartirana Sartirana Buono al 2021

Tabella 396: Stato chimico del lago di Sartirana nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Sartirana 2009-2014 NON BUONO

In Tabella 397 è riportato lo stato chimico per il periodo di monitoraggio operativo considerato. Nel triennio

di monitoraggio 2012-2014 il lago di Sartirana non ha ottenuto uno stato chimico buono a causa del

superamento occasionale dello SQA-CMA per il mercurio nel 2012, mentre nel triennio 2014-2016 il lago ha

conseguito uno stato chimico buono.

Tabella 397. Stato chimico del lago di Sartirana nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Sartirana



2014-2016 BUONO - -


354

37 LAGO DEL SEGRINO

37.1 Inquadramento

Il Lago del Segrino è un lago prealpino di modeste

dimensioni la cui profondità massima non supera i 10

metri.

Dal punto di vista tipologico, ai sensi del DM 131/2008, il

Lago del Segrino appartiene al tipo AL5 – laghi prealpini

con profondità inferiore ai 15 metri. Il lago è stato

considerato in monitoraggio operativo per i primi due

trienni (2009-2011, 2012-2014), successivamente è

passato in monitoraggio di sorveglianza, per cui sarà

classificato a fine sessennio (2014-2019).


estensione e la frequenza della circolazione delle acque il

lago è considerato dimittico.


morfometriche del bacino idrografico e del lago del Segrino.

Tabella 398. Morfometria e idrologia del Lago del Segrino (Fonte dati: http://www.flanet.org/sites/default/files/pubb/qualitaacque%20lacustriinlomblaghilomb2004.PDF)

Bacino idrografico

Superficie 3,38 km2

Massima elevazione




Lago

Superficie 0,38 km2


Perimetro 3,8 km





Volume 1,20 (milioni)m3

Volume utile alla massima regolazione m3





355


37.2.1 Trasparenza

La trasparenza del lago del Segrino viene mostrata in Figura 253; si nota che nel 2014 si è verificato un

aumento della trasparenza fino a raggiungere il massimo valore di 8,2 m nel mese di aprile.

Figura 253. Andamento della trasparenza nel lago del Segrino.


L’andamento della temperatura delle acque del lago del Segrino è visualizzata in Figura 254. Si nota che nel

periodo di circolazione primaverile le temperature delle acque lacustri restano sempre fra i 5 e i 9 °C.

Figura 254. Profili di temperatura della colonna d’acqua nel periodo di circolazione primaverile.


356


In Figura 255 è mostrato il profilo dell’ossigeno disciolto espresso in percentuale di saturazione lungo la

colonna d’acqua al termine della stratificazione. Dal grafico è possibile notare che tenuta in considerazione

la modesta entità della colonna d’acqua è molto probabile che la stratificazione venga destabilizzata già nel

periodo estivo magari a causa delle perturbazioni meteoriche o del vento.

Figura 255. Profili della concentrazione di ossigeno disciolto in saturazione a fine stratificazione dal 2009 al 2014.


Per ciò che riguarda le forme dell’azoto quella dei nitrati è la prevalente, mentre la concentrazione di

ammonica è generalmente bassa, ad eccezione di alcuni campionamenti, mentre i nitriti sono quasi assenti.

In Figura 256 è mostrato l’andamento dell’azoto nitrico negli strati di superficie e fondo.



357



I grafici seguenti mostrano gli andamenti della concentrazione del fosforo totale nel lago del Segrino alla

circolazione primaverile (Figura 258) e nella circolazione autunnale (Figura 259).



358



Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Lago del Segrino si è


37.3.1 Fitoplancton

Dall’analisi delle comunità fitoplanctoniche del Lago del Segrino degli ultimi anni di monitoraggio è possibile

evidenziare la presenza delle seguenti specie: Asterionella formosa, Cyclotella ocellata, Mallomonas caudata,

Cryptomonas erosa, Dinobryon divergens, Peridinium minimum e Tetraedron minimum.


superficiali; sul lago del Segrino non si sono registrate abbondanti eventi di fioriture algali; comunque negli

anni di monitoraggio se ne evidenziano due che hanno interessato le specie Snowella lacustris e Radiocystis

geminata (Tabella 399).

Tabella 399. Eventi di fioriture algali e specie responsabili nel lago del Segrino.


Segrino 2009 settembre Snowella lacustris

2011 agosto Radiocystis geminata

La produzione algale del lago del Segrino negli anni è stata caratterizzata dalla presenza di specie aventi valori

di biovolume rilevanti e un buon punteggio trofico come quelle citate nel paragrafo precedente.

Nella Figura 260 vengono riportati gli andamenti della clorofilla a dello strato integrato nel lago del Segrino,

mentre in Figura 261 è mostrato l’andamento del biovolume mensile.


359

Figura 260. Concentrazioni di clorofilla a nello strato integrato nel lago del Segrino (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).

Figura 261. Valori di biovolume algale nel lago del Segrino (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).



classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio del lago del Segrino.


360

Tabella 400. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2014 nel lago del Segrino.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 8,00 B/S= 2,70 B/S= 3,01

B/S= 0,60

Segrino

2009 5,16 0,70 1,91 0,63 3,09 0,65 0,66 BUONO

2010 13,3 0,40 1,81 0,64 3,01 0,6 0,56 SUFFICIENTE

2011 5,98 0,65 1,90 0,63 3,13 0,66 0,65 BUONO

2012 6,00 0,65 1,47 0,67 3,09 0,64 0,65 BUONO

2013 6,00 0,65 0,69 0,93 3,12 0,66 0,73 BUONO

2014 4,10 0,79 0,85 0,83 3,10 0,65 0,73 BUONO

Tabella 401. Valori medi di IPAM medi e relativa classificazione di stato nei due trienni di monitoraggio operativo e nel sessennio di monitoraggio di sorveglianza del lago del Segrino.

Corpo idrico Triennio/sessennio IPAM Giudizio

Segrino

2009-2011 0,62 BUONO

2012-2014 0,70 BUONO

2014-2019 0,73 BUONO





Per il lago del Segrino è comunque stato effettuato il monitoraggio di questa componente. I generi e le specie

ritrovate sono: Procladius choreus, Paratanytarsus, Polypedilum nubeculosus, Pseudochironomus,

Potamothrix hammoniensis.




classificazione di stato per il lago del Segrino nei due trienni di monitoraggio e il successivo sessennio di

monitoraggio di sorveglianza sono riportati in Tabella 403.

Tabella 402. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2014 nel lago del Segrino.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Segrino

2009 13 4,1 41

2010 21 3,5 38

2011 8 4,1 31

2012 14 4,2 83

2013 11 5,5 71

2014 17 5,3 76


361

Tabella 403. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei trienni di monitoraggio nel lago del Segrino.

Corpo idrico Triennio/ sessennio

Fosforo totale Trasparenza Ossigeno ipolimnico LTLeco Giudizio


Segrino

2009-2011 14 4 3,9 4 37 3 11 SUFFICIENTE

2012-2014 14 4 5,0 4 77 4 12 BUONO

2014-2019 17 4 5,3 4 76 4 12 BUONO


Gli elementi chimici a sostegno non sono stati monitorati in quanto non sono state individuate pressioni sul

lago del Segrino. In Tabella 404 è riportata la classificazione per il periodo di monitoraggio operativo e il

successivo periodo di monitoraggio di sorveglianza.

Tabella 404. Classificazione dello stato degli elementi chimici a sostegno per il lago del Segrino.



Segrino

2009-2011 NON CLASSIFICATO

2012-2014 NON CLASIFICATO - -

2014-2019 ELEVATO - -


362


Il PTUA 2016 stabilisce per il lago del Segrino il mantenimento del buono stato ecologico (Tabella 405). Lo

stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta buono (Tabella 406).

Tabella 405. Lago del Segrino: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POLSSELN1LO Segrino Eupilio Mantenimento dello stato di buono

Tabella 406. Stato ecologico lago del Segrino nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Segrino 2009-2014 BUONO




Nel caso del Lago del Segrino non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione


Avendo conseguito uno stato ecologico e uno stato chimico buono, dal 2014 il lago del Segrino è passato dal

monitoraggio operativo al monitoraggio di sorveglianza. Nel corso del sessennio 2014-2019 saranno dunque

monitorati tutti gli elementi di qualità. In Tabella 407 è riportata la classificazione di stato degli elementi che

definiscono lo stato ecologico e lo stato ecologico nei periodi di monitoraggio, il giudizio per il periodo di

monitoraggio di sorveglianza 2014-2019 verrà attribuito alla fine del sessennio.

Tabella 407. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago del Segrino nei due trienni di monitoraggio operativo e nel successivo sessennio di monitoraggio di sorveglianza.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Segrino

2009-2011 BUONO SUFFICIENTE NON

CLASSIFICATO SUFFICIENTE LTLeco


CLASSIFICATO BUONO Fitoplancton, LTLeco


fine del sessennio

BUONO ELEVATO Attribuito alla

fine del sessennio

-


363

37.7 Stato chimico

Il PTUA 2016 stabilisce per il lago del Segrino il mantenimento del buono stato chimico (Tabella 408). Lo stato


Tabella 408. Lago del Segrino: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POLSSELN1LO Segrino Eupilio Mantenimento dello stato di buono

Tabella 409: Stato chimico del lago del Segrino nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Segrino 2009-2014 BUONO

Avendo conseguito uno stato ecologico e uno stato chimico buono, dal 2014 il lago del Segrino è passato dal

monitoraggio operativo al monitoraggio di sorveglianza. Non essendo previsti ulteriori monitoraggi dello

stato chimico nel sessennio 2014-2019, al lago viene provvisoriamente attribuito lo stato chimico buono

(Tabella 410).

Tabella 410. Stato chimico del lago del Segrino nei due trienni di monitoraggio operativo e nel successivo sessennio di monitoraggio di sorveglianza (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).

Corpo idrico Periodo Stato chimico >SQA-MA >SQA-CMA

Segrino


2012-2014 BUONO - -

2014-2019 BUONO - -


364

38 LAGO DEL TRUZZO

38.1 Inquadramento

Il lago del Truzzo è un tipico invaso di alta

quota (quota media 2.085 m s.l.m.), per

buona parte dell’anno ricoperto dal

ghiaccio, utilizzato a scopo idroelettrico. A

causa delle difficoltà legate al

campionamento, i dati storici sono esigui,

alcuni risalgono agli anni tra il 1984-1999,

oltre a un campionamento nel 2003

sempre eseguiti da riva. I campionamenti

dei laghi alpini normalmente sono

concentrati nei mesi estivi quando le

condizioni ambientali sono più favorevoli

allo sviluppo della comunità algale.

I dati utili per la classificazione del

sessennio 2009-2014 si riferiscono a due

campionamenti eseguiti nel 2014,

prelevati sulla colonna d’acqua nel punto di massima profondità.

Dal punto di vista tipologico, ai sensi del DM 131/2008, il Lago del Truzzo appartiene al tipo AL2 – Laghi alpini

d’alta quota, silicei.


Tabella 411. Morfometria e idrologia del lago Truzzo. (Fonte dati: http://www.flanet.org/sites/default/files/pubb/qualitaacque%20lacustriinlomblaghilomb2004.PDF)

Bacino idrografico

Superficie 10 km2

Massima elevazione Pizzo Savino



Emissario principale Torrente Liro

Lago

Superficie 0,72 km2


Perimetro 5,1 km




Quota media 2.085 m slm

Volume 17 106 m3

Volume utile alla massima regolazione 14 106 m3





365


38.2.1 Trasparenza

La trasparenza del lago del Truzzo, nei campionamenti del 2014 svolti nei mesi di agosto e settembre, è stata

mediamente pari a 16,9 metri. Il parametro non risulta critico per il lago.


La temperatura delle acque è tipica dei laghi dimittici d’alta quota, coperti dal ghiaccio in inverno e con rimescolamento della colonna completo in primavera e autunno. Dai profili relativi ai campionamenti estivi nel punto di massima profondità si evidenzia come lo strato dell’epilimnio arrivi a raggiungere la profondità di 40 m (Figura 262).

Figura 262. Profili di temperatura della colonna d’acqua nella stagione estiva.


Il lago Truzzo si trova in buone condizioni di ossigenazione, la saturazione percentuale si è attestata infatti

tra il 70% e il 97%. Date le caratteristiche del lago, l’attività fotosintetica ad opera del fitoplancton è ridotta

e prevalgono gli scambi con l’atmosfera.

In Figura 263 è mostrato il profilo dell’ossigeno disciolto lungo la colonna d’acqua nel periodo estivo.


366

Figura 263. Profili della concentrazione di ossigeno disciolto nella stagione estiva.


Il carico di nutrienti del Lago Truzzo è molto contenuto e non si verificano mai condizioni di ipossia che

potrebbero determinare un rilascio dai sedimenti di fondo.

La concentrazione del fosforo totale presenta un valore medio sulla colonna intorno a 7 µg/L P.


38.3.1 Fitoplancton

Tra gli elementi biologici valutabili per la classificazione dello stato ecologico del Truzzo si è considerato il

fitoplancton.

Dall’analisi delle comunità fitoplanctoniche del Lago del Truzzo le specie rinvenute, comunque a bassi livelli

di densità e biovolume, appartengono a poche classi algali caratteristiche di comunità di ambienti lacustri

d’alta quota: Chrysophyceae, rappresentate da Chrysochromulina parva, Mallomonas akrokomos, Dinobryon

divergens e Pseudokephyrion sp.; Cryptophyceae, con Plagioselmis nannoplanctica; Chlorophyceae, con

Elakatothrix viridis, Tetraedron minimum e Crucigenia tetrapedia; Dinophyceae, rappresentate dai generi

Gymnodinium e Peridinium; infine le Bacillariophyceae con la sola specie Achnanthidium minutissimum.

La produzione algale del lago del Truzzo è risultata scarsa sia perché si tratta di un ambiente di alta quota, sia

per l’assenza di pressioni insistenti sul bacino che si traduce in una naturale scarsa disponibilità di nutrienti

essenziali alla sopravvivenza della comunità fitoplanctonica lacustre, di conseguenza i valori di clorofilla a

sono risultati sotto il limite di rilevabilità di 1 µg/L. Anche i valori di biovolume sono risultati minimi, con valori

medi mensili di 0,02 e 0,03 mm3/L.

I valori dell’IPAM e delle singole metriche, espresse come concentrazione e RQE, ottenuti nell’anno di

monitoraggio sono riportati nella Tabella 412. In Tabella 413 sono indicati i valori medi di IPAM e la relativa

classificazione nel periodo di monitoraggio 2009-2016.


367

Tabella 412. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento del lago Truzzo.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 4,25 B/S= 1,00 B/S= 3,22

B/S= 0,60

Truzzo 2014 0,5 1,00 0,02 1,00 3,12 0,52 0,76 BUONO

Tabella 413. Valori medi di IPAM medi e relativa classificazione di stato nei sessenni di monitoraggio del lago Truzzo.


Truzzo 2009-2014 0,76 BUONO

2014-2019 0,76 BUONO




classificazione di stato per ciascuna stazione nel primo sessennio di monitoraggio sono riportati in Tabella

415.

Tabella 414. Valori dei parametri LTLeco nel 2014 nel lago Truzzo.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Truzzo 2014 6 16,9 84

Tabella 415. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei due sessenni di monitoraggio nella stazione di campionamento del Truzzo


Fosforo totale



µg/L P


Truzzo 2009-2014 6 5 16,9 5 84 5 15 ELEVATO



Per quanto riguarda gli elementi chimici a sostegno, per il sessennio 2009-2014 è stato attribuito al Truzzo lo

stato elevato, in quanto l’analisi delle pressioni ha confermato l’assenza delle stesse; per il sessennio 2014-

2019 il corpo idrico verrà classificato alla fine del 2019. In Tabella 416 è riportata la classificazione per il

periodo di monitoraggio sorveglianza.


368

Tabella 416. Classificazione dello stato degli elementi chimici a sostegno per il Lago Truzzo.


chimici a sostegno >SQA-MA Media annua>LOQ

Truzzo 2009-2014 ELEVATO - -



369


Il PTUA 2016 stabilisce per il Lago Truzzo il mantenimento del buono stato ecologico (Tabella 417). Lo stato

ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta elevato (Tabella 418).

Tabella 417. Lago Truzzo: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


IT03POADDTLA1LO Truzzo San Giacomo Filippo Mantenimento dello stato buono

Tabella 418. Stato ecologico del Lago Truzzo nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Truzzo 2009-2014 ELEVATO




Nel caso del lago del Truzzo si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione pubblicata

nel PTUA 2016 dovute a una variazione del valore dell’indice IPAM rispetto all’indice ICF (utilizzato nel primo

sessennio di monitoraggio), che risulta in stato buono. Il valore di IPAM ottenuto è stato utilizzato anche

come elemento di qualità biologica per il sessennio 2014-2019. Gli elementi fisico-chimici a sostegno (LTLeco)

risultano in stato elevato, così come gli elementi chimici a sostegno (Tabella 419).

Occorre anche rilevare che il D.M. 260/10 stabilisce che gli invasi non possono avere classe di qualità elevata,

a causa della loro non naturalità idromorfologica.

Tabella 419. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago Truzzo nei due sessenni di monitoraggio.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Truzzo 2009-2014 BUONO ELEVATO ELEVATO BUONO Fitoplancton

2014-2019 BUONO Attribuito a fine



sessennio -


370

38.7 Stato chimico



Tabella 420. Lago Truzzo: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


IT03POADDTLA1LO Truzzo S. Giacomo Filippo Mantenimento dello stato buono

Tabella 421. Stato chimico del lago Truzzo nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Truzzo 2009-2014 BUONO

In Tabella 422 è riassunto lo stato chimico per i due sessenni di monitoraggio di sorveglianza.

Tabella 422. Stato chimico del lago Truzzo nei due sessenni di monitoraggio di sorveglianza (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Truzzo 2009-2014 BUONO - -



371

39 LAGO DI VARESE

39.1 Inquadramento

Il Lago di Varese ha una superficie di circa

15 km2 che lo rende uno dei più estesi laghi

lombardi, preceduto solo dai grandi laghi

sudalpini (Como, Garda, Lugano,

Maggiore, Iseo).

La zona più profonda si trova nella metà

settentrionale del lago, con un massimo di

26 metri, mentre la parte meridionale

presenta valori inferiori, soprattutto in

corrispondenza dell’ingresso

dell’immissario principale nella zona di

Cazzago Brabbia. La profondità media del

lago è piuttosto modesta attestandosi a

circa 11 metri.

L’immissario principale è costituito dal

Canale Brabbia che collega il lago di

Comabbio al lago di Varese dopo aver

attraversato la Riserva Naturale della

Palude Brabbia. Gli altri immissari hanno

per lo più carattere torrentizio. L’emissario è il fiume Bardello che ha origine all’estremità nord-occidentale

del lago e si immette nel lago Maggiore tra i comuni di Brebbia e Monvalle. Il deflusso delle acque del Varese

è regolato tramite uno sbarramento costruito agli inizi del ‘900 quando il Bardello era sfruttato dalle attività

produttive presenti lungo il suo corso. Attualmente la regolazione del livello del lago è ancora dettata dalle

sole esigenze antropiche.

Dal punto di vista tipologico, ai sensi del DM 131/2008, il Lago di Varese appartiene al tipo AL5 – Laghi

subalpini poco profondi. In riferimento alle dinamiche termiche il lago è considerato monomittico, cioè

caratterizzato da un solo periodo di piena circolazione. Il tempo teorico di ricambio delle acque è di 1,7 anni

mentre quello reale è di 2,8 anni.

Il bacino idrografico è antropizzato e ha una superficie di 112 km2, comprendente il lago di Comabbio e il

territorio di 21 comuni.

Il lago e la sua fascia perilacuale sono considerati Zona di Protezione Speciale (ZPS IT2010501 “Lago di

Varese”) per l’avifauna. È stato istituito anche il SIC IT2010022 “Alnete del Lago di Varese” per i territori che

si affacciano a lago nel settore orientale la cui area coincide in parte con la ZPS.

Il lago di Varese inoltre dal 2016 fa parte delle “aree designate per la protezione di specie acquatiche

significative dal punto di vista economico” (PTUA 2016), pertanto devono essere rispettati i valori limite

previsti dal D.Lgs. 152/06 per i corpi idrici designati al fine di tutelarne la vocazione ittica; in particolare è

considerato idoneo alla vita dei ciprinidi.

In Tabella 423 sono mostrate le caratteristiche morfometriche del bacino idrografico e del lago di Varese.


372

Tabella 423. Morfometria e idrologia del Lago di Varese. (Fonte dati: http://www.flanet.org/sites/default/files/pubb/qualitaacque%20lacustriinlomblaghilomb2004.PDF)

Bacino idrografico

Superficie 112 km2

Massima elevazione Monte Campo dei Fiori


Immissario principale Canale Brabbia

Emissario principale Fiume Bardello

Lago

Superficie 14,8 km2


Perimetro 24 km





Volume 160*106 m3

Volume utile alla massima regolazione -106m3





373


39.2.1 Trasparenza

Il valore della trasparenza (Figura 264) rilevata in campo è influenzato dall’entità della produzione primaria

rispetto alla quale ha un andamento generalmente antitetico. Nell’arco dell’anno la trasparenza più elevata

si osserva nel periodo primaverile per effetto dell’azione di grazing dello zooplancton sul fitoplancton,

mentre all’inizio della stagione estiva spesso si registrano i valori più bassi, in alcuni casi inferiori a 2 metri.

Le medie e i minimi annui del parametro trasparenza, confrontati con i limiti di classificazione trofica

dell’OECD classificano il lago come mesotrofo.

Figura 264. Andamento della trasparenza nella stazione di Biandronno dal 2009 al 2016.


Il lago di Varese è classificato come monomittico, con un unico periodo di piena circolazione delle acque che

si protrae dalla fine di novembre a marzo. La fase di stratificazione termica stabile inizia a maggio e prosegue

fino alla prima metà di novembre con un massimo nel mese di agosto.

In Figura 265 si riportano i profili di temperatura del periodo 2009-2016 relativi ai mesi di febbraio e fine

luglio-inizio agosto.

Durante la fase di massima stratificazione termica l’epilimnio si estende tra i 3 e i 5 metri di profondità con

valori di temperatura compresi tra i 22,8 °C del 2014 e i 28,3 °C del 2015 in base all’andamento annuale delle

condizioni meteoclimatiche. Alle estati più calde (2009, 2013, 2015) corrisponde un incremento delle

temperature superficiali.


374

Figura 265. Profili di temperatura della colonna d’acqua a febbraio (in colore blu) e nel periodo estivo (in colore rosso) dal 2009 al 2016.


L’andamento dell’ossigeno disciolto durante la fase di stratificazione termica indica che il lago permane in

una condizione di eutrofizzazione, con una netta contrapposizione tra le acque superficiali e quelle profonde,

come evidenziato dai profili di Figura 266 riferiti al periodo di massima stratificazione.

Figura 266. Profili della concentrazione di ossigeno disciolto alla massima stratificazione dal 2009 al 2016.


375

Nell’epilimnio la produzione fotosintetica determina una sovrasaturazione con un massimo del 165% di

saturazione nell’agosto 2014, mentre nell’ipolimnio l’ossidazione della materia organica presente nelle acque

determina una drastica riduzione dell’ossigeno, già visibile a partire dal mese di giugno che col proseguire

della stagione porta a concentrazioni critiche che interessano gran parte della colonna d’acqua.

Tale parametro influisce negativamente sulla classificazione del lago in quanto la percentuale di saturazione

nell’ipolimnio al termine della stratificazione termica è sempre inferiore al 40%.


In Figura 267 è mostrato l’andamento dell’azoto nitrico in superficie e sul fondo del lago. In generale il

parametro ha un andamento simile alle due profondità con un picco durante la fase di piena circolazione e

una successiva diminuzione fino a valori spesso inferiori al limite di quantificazione. In superficie l’azoto

nitrico viene consumato dai produttori primari, mentre sul fondo scompare in estate a causa dell’ipossia che

caratterizza l’ipolimnio.

L’azoto ammoniacale (Figura 268) e il fosforo totale evidenziano la condizione di eutrofizzazione del lago con

un progressivo incremento della sua concentrazione nelle acque profonde durante il loro periodo di

isolamento causato dalla decomposizione della sostanza organica proveniente dall’epilimnio e per rilascio da

parte dei sedimenti in anossia con un picco nel mese di novembre. In superficie in genere i valori più elevati

si registrano nella fase di circolazione quando i parametri chimico-fisici vengono ridistribuiti sull’intera

colonna d’acqua, mentre nell’arco dell’anno diminuiscono in seguito al consumo da parte del fitoplancton.

La concentrazione del fosforo totale in circolazione (Figura 269) è ancora elevata e tipica di un ambiente

eutrofo. Tale parametro influisce negativamente sulla classificazione del lago.

Si possono evidenziare incrementi improvvisi anomali di azoto ammoniacale a settembre 2013 e luglio 2015

nonostante la netta stratificazione delle acque, la buona ossigenazione nell’epilimnio e il biovolume del

fitoplancton.

Tali picchi non possono essere spiegati dalle normali dinamiche che caratterizzano lo strato produttivo del

lago, pertanto sembrerebbero imputabili all’ingresso di acque reflue dall’esterno.

Il rapporto tra le forme inorganiche di azoto e fosforo (DIN/DIP) all’interno della zona eufotica nel periodo

2011-2016 sono in genere superiori a 12 per cui il fosforo sembrerebbe essere l’elemento che limita lo

sviluppo dei produttori primari. Spesso però le forme inorganiche di azoto scendono al di sotto del limite di

quantificazione dei metodi analitici utilizzati nella zona eufotica. Per convenzione, dove ciò avviene, la

concentrazione usata nei calcoli è il valore pari alla metà del limite di quantificazione. La concentrazione,

ponderata sui volumi, relativa alla zona eufotica così calcolata per l’azoto inorganico in alcune occasioni

scende al sotto della soglia dei 100-150 μg/L al di sotto del quale questo elemento diviene limitante

(Reynolds, 1997) indipendentemente dal valore del rapporto azoto/fosforo.

E’ possibile quindi che nel lago si verifichino talvolta condizioni per cui oltre al fosforo, anche l’azoto possa

limitare la produzione primaria.


376




377



39.3.1 Fitoplancton

Per la classificazione dello stato ecologico del Lago di Varese si è scelto di utilizzare il fitoplancton, in quanto

risponde meglio al fattore di pressione legato all’eutrofizzazione.

La comunità fitoplanctonica del Lago di Varese è generalmente caratterizzata da un picco di produzione nei

mesi di febbraio-marzo, quando i nutrienti accumulatisi nell’ipolimnio tornano disponibili nella zona eufotica

determinando una “rifertilizzazione delle acque”. Successivamente in primavera si registrano i biovolumi più

bassi per effetto dell’azione di grazing dello zooplancton, mentre durante la stagione estiva vengono spesso

raggiunti i picchi produttivi annuali.

Il biennio 2015-2016 è stato atipico in quanto privo del picco tardo invernale e in generale apparentemente

caratterizzato da una ridotta produzione primaria. In termini di biovolume inoltre non si ha la netta

predominanza di pochi generi sugli altri, ma una ripartizione più equa tra le varie specie.

Decisamente diverso il 2014 in cui si è registrata una massiccia fioritura del genere Lyngbya spp.,

appartenente ai cianobatteri che ha interessato l’intero specchio lacustre nel mese di settembre.


algali, soprattutto se legate ai cianobatteri in grado di produrre cianotossine.

Nel corso degli anni nel lago di Varese si sono verificati numerosi episodi di fioriture (Tabella 424) la maggior parte dei quali aventi per protagonisti i cianobatteri, a sottolineare il permanere di una condizione di eutrofia. Alcuni di essi sono stati particolarmente rilevanti e hanno interessato l’intera superficie del lago come il bloom di Planktothrix rubescens nel novembre 2011 o la più recente fioritura di Lyngbya spp. del 2014.


378

Tabella 424. Eventi di fioriture algali nel lago di Varese.


Varese

2005 Gennaio Microcystis aeruginosa, Anabaena spiroides, Aphanizomenon flos aquae

2006 Settembre Microcystis spp., Anabaena spp.

2007 Dicembre Aphanizomenon flos aquae

Settembre Ceratium hirundinella

2010 Febbraio Cyclotella ocellata

2011 Novembre- Planktothrix rubescens

2012 Ottobre Lyngbya spp., Planktothrix spp., Microcystis spp.

2014 Settembre Lyngbya spp.

In Figura 270 e in Figura 271 vengono riportati gli andamenti mensili della clorofilla a e del biovolume algale

nella zona eufotica per il periodo 2009-2016.

Nell’arco dell’anno il picco di concentrazione della clorofilla si ha generalmente nel periodo tardo invernale

ed è legato alla proliferazione delle diatomee centriche che sfruttano l’abbondanza di nutrienti e silicati

disciolti.

Entrambi i grafici evidenziano gli episodi di bloom algale e mostrano il calo della produzione primaria che ha

caratterizzato il biennio 2015-2016. Oltre ai rapporti tra i nutrienti, già citati in precedenza, una possibile

spiegazione può essere legata alle modalità con cui viene effettuato il campionamento, quando il rapporto

tra lo strato rimescolato e lo spessore della zona eufotica è inferiore ad 1. In queste condizioni lo strato

campionato e sottoposto ad analisi scende al di sotto dello strato rimescolato in cui è confinato la maggior

parte del fitoplancton determinando una possibile diluizione del campione. Si ricorda infine che il

campionamento di settembre 2015 è slittato alla seconda metà del mese successivo, periodo in cui le

condizioni climatiche sono meno favorevoli allo sviluppo del fitoplancton.

Figura 270. Concentrazioni di clorofilla a nella zona eufotica (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


379

Figura 271. Valori di biovolume della comunità fitoplanctonica (la linea arancione rappresenta il limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente).


monitoraggio sono riportati in Tabella 425.

Nonostante le elevate concentrazioni di fosforo alla circolazione l’IPAM assegna nella maggior parte dei casi

un giudizio sufficiente che indica comunque il mancato raggiungimento dell’obiettivo ecologico. Solo nel

2014 si ottiene un giudizio scarso a causa della massiccia proliferazione di Lyngbya spp. che incide

negativamente anche dal punto di vista qualitativo a causa del suo ridotto punteggio trofico.

In genere contribuiscono al mancato raggiungimento del buono stato ecologico sia le metriche quantitative

che qualitative che ottengono valori superiori al limite tra lo stato buono e lo stato sufficiente, anche se la

produzione algale appare inferiore a quella che ci si potrebbe aspettare da un lago con queste caratteristiche.

In contrapposizione alla tendenza storica nell’ultimo biennio, entrambe le metriche quantitative ottengono

una seconda classe contribuendo ad innalzare il valore dell’IPAM che nel 2015 restituisce addirittura un

giudizio buono.


monitoraggio del lago finora effettuati. Il lago di Varese ottiene sempre un giudizio sufficiente che, come

riportato in normativa, indica comunque uno scostamento moderato dalla comunità di riferimento, una

biomassa moderatamente alterata che può influire significativamente su altri elementi di qualità biologica e

sulla qualità chimico-fisica delle acque, con un moderato aumento nella frequenza e intensità delle fioriture

algali e possibili fioriture persistenti nei mesi estivi.


380

Tabella 425. Valori delle singole metriche, espresse sia come concentrazioni che come RQE normalizzato, e valori di IPAM dal 2009 al 2016 nella stazione di campionamento del lago di Varese.

Corpo idrico

Anno Clorofilla

a µg/L

Clorofilla a

RQEn



PTIot PTIot RQEn

IPAM Stato

B/S= 7,30 B/S= 2,30 B/S= 3,01

B/S= 0,60

Varese

2009 9,4 0,50 2,88 0,54 2,81 0,49 0,50 SUFFICIENTE

2010 14,1 0,37 4,62 0,44 2,77 0,46 0,43 SUFFICIENTE

2011 9,0 0,52 5,23 0,42 3,17 0,68 0,58 SUFFICIENTE

2012 10,0 0,48 3,65 0,48 2,62 0,38 0,43 SUFFICIENTE

2013 7,8 0,57 4,09 0,46 3,02 0,60 0,56 SUFFICIENTE

2014 13,4 0,39 3,79 0,47 2,16 0,19 0,31 SCARSO

2015 6,72 0,62 1,37 0,70 2,93 0,55 0,61 BUONO

2016 5,72 0,67 1,73 0,65 2,82 0,49 0,58 SUFFICIENTE

Tabella 426. Valori medi di IPAM e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio del lago di Varese.


Varese




39.3.2 Macrofite

La comunità delle macrofite è stata monitorata nel 2008 nell’ambito del progetto MONECOLA ed è

caratterizzata da una considerevole presenza di specie a foglie galleggianti sia radicate (Nymphaea alba,

Nuphar luteum) che liberamente natanti (Trapa natans). Tra le galleggianti Trapa natans risulta la più

abbondante. Tra le specie sommerse Ceratophyllum demersum e Najas marina sono le più diffuse.

In generale si tratta di specie in grado di vivere in ambienti eutrofi ricchi di nutrienti. La profondità massima

di colonizzazione è limitata solo ai primi quattro metri di profondità a causa della torbidità delle acque,

probabilmente più accentuata nella zona litorale rispetto alla pelagica.

In Tabella 427 si riportano i valori dell’indice MacroIMMI calcolato sulla base dei dati raccolti che restituisce

un giudizio scarso a conferma della condizione di eutrofizzazione delle acque osservata nel 2008.

Si segnala inoltre la presenza delle specie esotiche invasive Nelumbo nucifera e, soprattutto, Ludwigia

hexapetala già presenti nel 2008 che si sono ulteriormente espanse negli anni successivi.

Tabella 427. Valori del MacroIMMI e delle metriche che lo compongono per il lago di Varese.

Corpo idrico Anno

RQE

massima

profondità

di crescita

Zcmax

RQE

indice di

Dissimilarità

di B&C

RQE

Punteggio

Trofico

Sk

RQE

MacroIMMI

Stato

MacroIMMI

Varese 2008 0,30 0,41 0,41 0,38 SCARSO


381

39.3.3 Fauna ittica

Nel 2013 la fauna ittica del lago di Varese è stata monitorata nell’ambito del progetto “Censimento della

fauna ittica nei laghi alpini nel territorio della Regione Lombardia” e utilizzata per il calcolo del Lake Fish Index

(LFI). Di seguito si riassumono brevemente i risultati ottenuti mentre per una trattazione più esaustiva si

rimanda al report pubblicato dalla DG Agricoltura all’indirizzo web:

http://www.regione.lombardia.it/wps/portal/istituzionale/HP/DettaglioPubblicazione/servizi-e-


I valori delle metriche che compongono l’indice e il giudizio complessivo sono riportati in Tabella 428.

L’LFI assegna al lago un buono stato della comunità ittica, tuttavia nella relazione si evidenzia la presenza di

uno squilibrio funzionale tipico di un ambiente eutrofizzato e la diffusione delle specie alloctone.

La metrica che ottiene il punteggio più basso riguarda la struttura delle popolazioni delle specie ittiche chiave

(luccio, tinca, scardola) che tuttavia sono presenti nel lago e sembrano in discreto stato.

Tabella 428. Valori delle singole metriche e valore di LFI, in RQE, del lago di Varese.


Varese 2013 6,67 3,33 6,00 10,00 8,00 0,68 BUONO


Nella Tabella 429 sono riportati i valori dei singoli parametri che concorrono al calcolo dell’LTLeco. Gli

elementi fisico-chimici a sostegno evidenziano lo stato di eutrofia in cui si trova ancora il lago di Varese:

l’elevata concentrazione di fosforo totale alla circolazione e la scarsa ossigenazione delle acque profonde

sono ancora due elementi critici e ottengono sempre il punteggio più basso. Solo la trasparenza non ottiene

il punteggio minimo in quanto supera generalmente la soglia dei tre metri di profondità.


classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio sono riportati in Tabella 430. Lo stato dell’indice LTLeco

è sempre sufficiente e contribuisce al mancato raggiungimento degli obiettivi ambientali.

Tabella 429. Valori dei parametri LTLeco dal 2009 al 2016 nel lago di Varese.


µg/L P Trasparenza


% saturazione

Varese

2009 70 3,7 1

2010 78 3,0 2

2011 39* 3,5 6

2012 81 3,1 0

2013 77 4,2 0

2014 82 3,5 6

2015 ND 4,0 0

2016 76 3,2 0

*Dato anomalo.


382

Tabella 430. Valori dei parametri, valori di LTLeco e relativa classificazione di stato nei tre trienni di monitoraggio nella stazione di campionamento del lago di Varese




Varese

2009-2011 74 3 3,4 4 3 3 10 SUFFICIENTE

2012-2014 80 3 3,6 4 2 3 10 SUFFICIENTE

2014-2016 79 3 3,6 4 2 3 10 SUFFICIENTE


A partire dal 2012, in base all’analisi delle pressioni gravanti sul lago, si è stabilito di analizzare, tra le sostanze appartenenti all’elenco degli elementi chimici a sostegno, le seguenti: 1,2-diclorobenzene, 1,3-diclorobenzene, 1,4-diclorobenzene, cromo totale, monoclorobenzene, toluene, 1,1,1-tricloroetano, xileni; nel 2016 all’elenco si è aggiunto anche l’arsenico.

Nessuno degli elementi chimici a sostegno ha superato lo standard di qualità ambientale o il limite di

quantificazione pertanto nei due trienni di monitoraggio si ottiene un giudizio elevato (Tabella 431).

Tabella 431. Classificazione degli elementi chimici a sostegno per il lago di Varese.



Varese 2012-2014 ELEVATO - -

2014-2016 ELEVATO - -


383



il lago di Varese (Tabella 432). Lo stato ecologico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 è


Tabella 432. Lago di Varese: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato ecologico (PTUA 2016).


POTIVALN1lo Varese Biandronno Buono al 2021

Tabella 433. Stato ecologico lago di Varese nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Varese 2009-2014 SUFFICIENTE




Nel caso del Lago di Varese non si osservano differenze di stato ecologico rispetto alla classificazione

pubblicata nel PTUA 2016. In tutti i tre trienni di monitoraggio operativo lo stato ecologico risulta sufficiente.

Sia il fitoplancton (indice IPAM) che gli elementi fisico-chimici a sostegno (LTLeco) risultano in stato

sufficiente, mentre gli elementi chimici a sostegno conseguono uno stato elevato (Tabella 434). Le macrofite,

essendo state monitorate nel 2008, non concorrono alla classificazione dello stato ecologico per il periodo in

esame.

Tabella 434. Stato degli elementi che definiscono lo stato ecologico e stato ecologico del Lago di Varese nei tre trienni di monitoraggio operativo.


Stato LTLeco


Stato ecologico


Varese





384

39.7 Stato chimico


lago di Varese (Tabella 435). Lo stato chimico del sessennio 2009-2014 pubblicato nel PTUA 2016 risulta


Tabella 435. Lago di Varese: stazione di monitoraggio e obiettivo di stato chimico (PTUA 2016).


POTIVALN1lo Varese Biandronno Buono al 2021

Tabella 436. Stato chimico del lago di Varese nel sessennio 2009-2014 (PTUA 2016).


Varese 2009-2014 BUONO

In Tabella 437 è riportato lo stato chimico per i trienni di monitoraggio operativo conclusi. Nel triennio di

monitoraggio 2009-2011 il superamento della concentrazione massima ammissibile (SQA-CMA) in occasione

di un solo campionamento e a una sola profondità per il mercurio ha determinato il mancato conseguimento

del buono stato chimico.

Nei due trienni successivi, pur essendosi verificati superamenti del limite di quantificazione di alcuni IPA, sono

sempre stati rispettati gli standard di qualità ambientale ottenendo il buono stato chimico.

Tabella 437. Stato chimico del lago di Varese nei tre trienni di monitoraggio operativo (SQA-MA: standard di qualità ambientale – valore medio annuo; SQA-CMA: standard di qualità ambientale – concentrazione massima ammissibile).


Varese


2012-2014 BUONO - -

2014-2016 BUONO - -

stato delle acque superficiali in regione lombardia laghi delle … · stato delle acque...

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