Il trofismo delle acque lentiche. Il caso dell'invaso di Tarsia sul fiume Crati (Calabria)

Introduzione

La direttiva quadro sulle acque 2000/60/CE, che istituisce un quadro legislativo per l'azione comunitaria in materia di acque, ha evidenziato la necessità di integrare la protezione con la gestione sostenibile delle acque, estesa anche agli ecosistemi direttamente dipendenti da quelli acquatici, al fine di preservarli, tenuto conto della loro fragilità. La direttiva, quindi, suggerisce ai paesi membri che i corpi idrici, ed in particolare i laghi, debbano essere classificati in base al loro “stato ecologico”, ottenuto in base a monitoraggi con cadenze prestabilite, in funzione della pressione antropica, dei parametri biologici (fitoplancton, macrofite, fitobentos e macro-invertebrati bentonici), limnologici e trofici caratterizzanti le sostanze nutritive (fosforo, azoto, zolfo ecc.) responsabili dell’accrescimento di organismi vegetali in un ecosistema acquatico. Tra i più importanti parametri chimico-fisici, individuati dalla direttiva, vi sono: trasparenza, salinità, acidificazione, condizioni termiche, contenuto di ossigeno, livello dei nutrienti. La Direttiva stabilisce, quindi, l’obiettivo del raggiungimento dello stato ecologico “buono” delle acque entro il 2015, indicando come strumento prioritario la riduzione delle pressioni antropiche presenti nel bacino idrografico1.
A tal fine alcune Regioni, ai sensi dell’art. 91 del D.lgs. n. 152/2006, hanno individuato i principali bacini drenanti dei rispettivi territori, le misure per la prevenzione e riduzione dell'inquinamento nelle zone vulnerabili e le relative aree sensibili aggiornando, così, le rispettive leggi regionali in materia di acque. In Calabria, pur mancando una legge regionale di recepimento della predetta direttiva, il bacino del lago di Tarsia, area protetta regionale e sito Sic della Rete Natura 2000, è stato inserito nella fase di caratterizzazione del Distretto Idrografico dell’Appennino Meridionale. Ai fini di una corretta redazione del Piano Regionale di Gestione delle Acque e secondo le norme espresse nella Direttiva 91/271/Cee e nell’articolo 106 del citato D.lgs. n. 152/2006 si prevede che, per il risanamento dell’invaso di Tarsia, il cui bacino scolante subisce rilevanti pressioni antropiche da aree urbane limitrofe, sia necessario l’abbattimento minimo del 75% del carico complessivo dei nutrienti derivanti dalle acque reflue.

L’autodepurazione delle acque lentiche

L’autodepurazione delle acque lentiche è influenzata da numerosi parametri ed in particolare dalle concentrazioni di fosforo ed azoto. Elevate concentrazioni di tali nutrienti favoriscono la successione ecologica da comunità di transizione verso un sistema finale stabile detto climax caratterizzato da un’elevata produzione primaria che, in alcuni casi, può evolvere verso forme eutrofiche ed ipertrofiche.
Le acque lentiche artificiali, rispetto a quelle naturali, hanno un comportamento alquanto diverso presentando minore suscettibilità nei confronti dei fenomeni eutrofici per effetto del prelievo di acque ad uso irriguo e/o potabile e grazie ai periodici scarichi dalle prese di fondo che tendono a rinnovare la massa idrica invasata.
Un caso particolare poi è rappresentato dagli invasi stagionali, presenti soprattutto nelle aree vallive come nell’invaso di Tarsia sul fiume Crati, oggetto del presente studio. La stagionalità dell’invaso, infatti, consente l’utilizzo dei modelli di simulazione dei processi trofici e auto-depurativi su una scala temporale ristretta a differenza degli invasi naturali o a lento ricambio.
L’apporto di nutrienti nella zona eufotica delle acque lentiche avviene principalmente dagli immissari (che drenano le fonti puntuali e diffuse presenti sul bacino) o dal fondo per trasporto delle correnti ascensionali (upwelling) dove la concentrazione è influenzata dal tempo di ricambio idrico (Frega, Infusino, 1992). Un invaso, in base al contenuto di nutrienti, alla trasparenza delle acque, alla concentrazione dell’ossigeno disciolto ed alla produttività algale, può trovarsi nella condizione di (Carlson, Simpson, 1996; Infusino, Nigro, 2012):

• Oligotrofia: acque limpide, ossigeno presente nell’ipolimnio durante tutto l’anno;
• Mesotrofia: acque moderatamente limpide, aumento della probabilità di anossia ipolimnica durante il periodo estivo;
• Eutrofia: anossia dell’ipolimnio, possibili problemi connessi con la crescita delle macrofite;
• Ipereutrofia: produzione limitata dalla scarsa penetrazione della luce, fioriture algali e abnorme crescita delle macrofite.

In quest’ultimo stadio si può instaurare il fenomeno dell’eutrofizzazione, caratterizzato da condizioni di squilibrio della biomassa, che determinano degradazione della qualità dell’acqua riducendo e/o precludendone l’uso.
Nel D.lgs. 152/99 lo stato ecologico degli invasi è suddiviso in cinque classi sulla base delle misure dello stato trofico caratterizzato dai parametri: fosforo totale (P), ossigeno disciolto (O₂% su quello a saturazione), trasparenza (Sec) e clorofilla “a” (Chl-a). La classe è attribuita in base al risultato peggiore tra i parametri indicati (Tabella 1).

Tabella 1 - Classificazione dello stato trofico dei laghi D.lgs. 152/99

Nel 1982 l’Ocse (Oecd, 1982) aveva proposto un criterio di classificazione dello stato trofico per le acque lacustri basato sulle concentrazioni di fosforo, clorofilla “a” e trasparenza (P_medio, Chl-a_media, Chl-a _max, sec_med, sec_min). L'Epa nel 1974 definiva solo tre livelli di trofia considerando tre parametri (fosforo, trasparenza e O₂ % su quello a saturazione). In precedenza Vollenweider nel 1968 aveva proposto una classificazione basata sulle sole concentrazioni di fosforo e azoto, determinate nel periodo invernale, durante il quale si ha la massima disponibilità e la minima utilizzazione da parte degli organismi.
Il D.lgs 152/2006 ha proposto il modello M.E.I. (MorphoEdaphic Index) per la determinazione di un valore soglia, riferito al solo fosforo totale, per il contenimento dei fenomeni eutrofici. Tale modello, a differenza di altre classificazioni, non fissa un valore di P, ma lo fa dipendere dalla composizione chimica e profondità media del lago (quelli meno profondi sono in genere più produttivi, a parità di composizione chimica), secondo le seguenti relazioni:

Log [P] = 1,48 + 0,33 (± 0,09) Log M.E.I._alcal                                                                                           (1)

Log [P] = 0,75 + 0,27 (± 0,11) Log M.E.I._cond                                                                                           (2)

dove: P = Concentrazione di fosforo totale naturale nell’ambiente lacustre in µg/l (in assenza di qualunque attività antropica); M.E.I._alcal = Rapporto tra alcalinità (meq/L) e profondità media (m); M.E.I._cond = conducibilità (µS /cm)/profondità media (m).
Il valore soglia ottenuto con le precedenti relazioni va aumentato del 50% per i laghi a vocazione salmonicola e del 100% per i laghi a vocazione ciprinicola. Con il modello M.E.I. lo stato trofico di un lago è ottenuto dal confronto tra carico effettivo di fosforo e quello determinato dall’applicazione del modello.
Lo stato trofico degli invasi influenza ed è a sua volta influenzato dal contenuto di ossigeno e dalla sua distribuzione; negli invasi, infatti, l’acqua si stratifica in funzione della temperatura e del contenuto dei soluti; la stratificazione può essere diretta e inversa in dipendenza delle stagioni. In quella diretta si possono individuare tre strati:

• Epilimnio (strato superficiale): la concentrazione di ossigeno e la temperatura sono adatte alla vita dei pesci
• Metalimnio o termoclinio: rapida caduta di concentrazione di ossigeno e temperatura con la profondità
• Ipolimnio: acqua ferma e morta in cui è presente un deficit di ossigeno
• Sedimenti di fondo: fango nero e benthos caratterizzato da decomposizione anaerobica di materiale organico

Nell’epilimnio o zona eufotica avviene l’attività fotosintetica della componente autotrofa, alghe e piante vascolari. Quest’ultime sono per lo più ubiquitarie, preferendo le acque poco profonde e quelle prossime alla riva.
La popolazione algale dipende dalla concentrazione dei nutrienti, principalmente fosforo e azoto e dal rapporto N/P. Secondo Claudiani e Vighi (1972) tale rapporto deve essere compreso tra 5 e 10 affinché sia ottimale per l'assimilazione da parte dei popolamenti algali mentre secondo Vollenweidwer (1968) esso può variare tra 7 e 16.

Strumenti di analisi

Nei laghi in genere si assiste al progressivo aumento della concentrazione delle sostanze fertilizzanti (fosforo e azoto) questo processo va di pari passo con l’interrimento; ciò determina nel corpo idrico una progressiva alterazione del livello trofico. Tale processo del tutto naturale avviene in tempi diversi a secondo delle dimensioni dell’invaso (superficie, profondità media e massima, tempo di ritenzione), dalla natura geologica, chimica e idrologica del bacino di alimentazione, del regime climatico, della pressione antropica, ecc.
Al fine di una corretta analisi occorre individuare quegli strumenti che permettano da un lato la diagnosi dello stato di “salute” dell’invaso e dall’altra la valutazione dei possibili effetti degli interventi che si vogliono attuare. Tale approccio può essere realizzato mediante l’individuazione di modelli quantitativi causa-effetto capaci di simulare la qualità delle acque mediante uno o più parametri.
Un primo approccio nella scelta di un modello causa-effetto può essere effettuato considerando il lago come un reattore a completo mescolamento e valutando l’evoluzione di una sostanza quale il fosforo totale “P", che per come evidenziato è l’elemento limitante dei processi eutrofici; la rimozione del fosforo è influenzata quasi esclusivamente dai processi sedimentativi e quindi caratterizzata da una cinetica di consumo approssimabile a quella del primo ordine (kP). L’equazione che regola il bilancio di massa del fosforo nel caso di laghi aventi basse profondità e dimensioni volumetriche “W” contenute, è la seguente:

dove: Q_iP_i =apporto di fosforo dall’immissario; Q_pP_p =apporto meteorico; Q_rP_r= apporto per ruscellamento; Q_fP_f= apporto di falda; Q_eP_e= perso per evaporazione; Q_uP= in uscita dall’emissario e k= il tasso di consumo, t=tempo.

Nell’ipotesi di volume W costante si può scrivere:

Ponendo:

Sostituendo la (5), la (6) e (7) nella (4), separando le variabili e integrando tra la concentrazione iniziale P_o alla P e tra 0 e t si ottiene:

Risolvendo si ricava:

Ponendo t→∞ si ha che la concentrazione del fosforo tende ad un valore di equilibrio

E quindi:

Si può verificare che concentrazione iniziale P_o sia maggiore o minore della concentrazione di equilibrio P_eq.
Al fine di tener conto della stratificazione termica dell’invaso e quindi della presenza dell’epilimnio, in cui avvengono la maggior parte dei processi biologici, detto W_ep il volume dell’epilimnio si può in prima approssimazione sostituire nella (7) il tempo idraulico di detenzione θ_H con il seguente:

e quindi:

che sostituito nella equazione (12) consente di tener conto della presenza dell’epilimnio.

L’invaso artificiale di Tarsia

La traversa in località Tarsia (52 m s.l.m.) sul fiume Crati (in Calabria) determina un invaso stagionale (aprile-ottobre) ad uso irriguo (Figura 1). In tale invaso si verificano periodici cicli di deposizione e di erosione dei sedimenti. Il volume invasabile originariamente previsto era di 16x10⁶m³ (superficie 6 km², profondità max 9 m) oggi ridotto a 6x10⁶m³ (superficie 3,3-6 km²) a causa del progressivo interramento (profondità media 1,82 m).
Dalla parziale apertura delle paratie poste sulla traversa è rilasciata parte della portata influente che crea una corrente sul fondo.

Figura 1 - Invaso di Tarsia nel periodo invernale

Il fiume Crati drena fino alla sezione di località Ferramonti un sottobacino di circa 2.000 km² su una complessiva di 3.404 km². In tale sottobacino ricadono 45 comuni con una popolazione residente di 278.051 oltre a numerose attività produttive.
Sulla base dell’indice climatico proposto da Thornthwaite (1948), determinato dai dati rilevati dalla stazione meteo di Tarsia, si ottiene un valore di -8,55, valore che individua il tipo subarido (C1). Il termoudogramma (Figura 2), secondo Bagnous e Gaussen (1957), evidenzia come il periodo arido sia compreso tra maggio e settembre. Dal punto di vista fitoclimatico, sulla base della classificazione proposta dal Pavari (1916), il sito ricade nel Lauretum II tipo sottozona calda. La vegetazione sul versante idrografico destro dell’invaso è quella della macchia mediterranea con prevalenza di Leccio (Quercus ilex L. ) e Olmo (Ulmus minor Miller) mentre il versante sinistro presenta principalmente piantagioni ad uliveti. In base alle sue peculiarità faunistico-vegetazionali, l’area ricade per una superficie di 434 ha, nella Riserva Naturale Regionale istituita con legge regionale n. 52 del 05/05/1990. Il lago è punto di passaggio dell’avifauna migratrice (Callegari, al., 2011). Dal punto di vista ittico l’invaso ha vocazione ciprinicola con prevalenza della Carpa (Cyprinus carpio L.).

Figura 2 - Termoudogramma medio di Località Ferramonti

Al fine di individuare il carico dei nutrienti in arrivo, tra cui il fosforo totale e quindi la trofia dell’invaso nel periodo critico, sono state individuate:

• due stazioni di prelievo e misura, una a monte (loc. Ferramonti) e l’altra a valle dell’invaso (loc. Serra Castello). In tali stazioni sono stati effettuati prelievi quindicinali nel periodo tra il 1986-1987 (Napoli, El Sawi, 1987) e nel 2009;
• una stazione in corrispondenza del baricentro dello specchio d’acqua in cui l’altezza d’acqua era prossima a quella media dell’invaso in cui sono stati eseguiti prelievi nel periodo luglio-settembre 2009;
• una stazione di misura in corrispondenza della traversa (massima profondità dell’invaso) per le determinazioni a diverse profondità di ossigeno e temperatura.

Nella figura 3 si riportano le portate in arrivo e in uscita dall’invaso, dalle quali si desume come la portata influente al momento della chiusura delle paratie (aprile) era mediamente di 1,45 x10⁶ m³/giorno per poi ridursi a 0,04 x10⁶ m³/giorno nel mese di agosto. Il volume d’acqua sottratto per evaporazione dalla superficie in rapporto alla portata in arrivo raggiunge il massimo nel mese di agosto (13%). Il massimo tempo di detenzione del volume in arrivo è di circa 30 giorni nei mesi di luglio-agosto.

Figura 3 - Portate medie mensili in ingresso e in uscita dall’invaso di Tarsia 1986

Nel sottobacino individuato tra le due sezioni a monte e a valle dell’invaso le fonti di generazione del fosforo totale sono sia puntuali che diffuse (Infusino, 2011; Callegari, Infusino, 2002; Callegari, al., 2008). Le prime sono ascrivibili a scarichi civili del piccolo comune di Tarsia (2.315 ab.), piccole attività produttive e allevamenti zootecnici. Le seconde sono dovute alle superfici agricole e forestali (degradazione della sostanza organica) ed alle deposizioni atmosferiche.
Il contributo totale annuo di fosforo proveniente da tali fonti è stato stimato (Frega, Infusino, 1991; Infusino 2009) in 1.886 kg P/anno La quantità di fosforo che giunge sulla superficie dello specchio liquido con le deposizioni atmosferiche è stata valutata dagli estesi rilevamenti eseguiti presso la stazione di S. Antonello di Montalto Uffugo nella media valle del Crati (Figura 4).

Figura 4 - Contributo delle deposizioni atmosferiche, nel periodo aprile-ottobre, al carico di fosforo

L’indagine eseguita tra il 1986 e il 1987 (Figura 5) ha permesso di determinare la variazione quantitativa del carico del fosforo transitante tra la sezione posta a monte e quella a valle dell’invaso (Figura 6); dall’analisi di tali variazioni si evidenziano i cicli di accumulo e erosione di tale sostanze; in particolare l’erosione si verifica sostanzialmente con le piogge invernali e di inizio primavera in concomitanza delle piene del fiume Crati; i processi sedimentativi invece si verificano per lo più a partire dalla chiusura delle paratie dello sbarramento con la formazione dell’invaso. L’accumulo sul fondo prosegue per quasi tutta la buona stagione determinando un miglioramento della qualità delle acque effluenti.

Figura 5 - Concentrazioni medie mensili a monte dell’invaso e a valle

Figura 6 - Variazione del carico del fosforo totale tra la sezione a monte e quella a valle

 

Nei mesi di agosto e settembre si è verificata un’inversione di tendenza con l’allontanamento di quantitativi significativi di fosforo già sedimentato, dovuto a varie cause, a cui non sono estranee le piogge verificatesi in luglio. Successivamente si assiste al ripristino della tendenza alla sedimentazione fino al prosciugamento del lago. Da questo bilancio annuale si stima che circa il 12 % del fosforo è immobilizzato nei sedimenti o riutilizzato negli ecosistemi collegati a quello lacustre.
Durante la fase di riempimento dell’invaso avviene la stratificazione delle masse d’acqua. Infatti, dal profilo dell’ossigeno e della temperatura (Figura 7), eseguito in corrispondenza delle massime profondità che si raggiungono nei pressi del corpo diga, si osserva che l’epilimnio interessa uno strato superficiale di circa 1,5 m dove l’ossigeno disciolto, durante le ore diurne, a causa della presenza di una ricca flora algale, è in sovrasaturazione e la temperatura media è prossima a quella dell’aria (24 °C). Al disotto di tale strato, la concentrazione di ossigeno subisce una brusca riduzione con la formazione di un termoclino, cioè lo strato che si estende tra la quota, da 3,5 a 4,5 metri dal fondo. Nell’ipolimnio, la concentrazione di ossigeno è di 2 mg/l (con ossigeno a saturazione mediamente di 22,4%) ma non si annulla, probabilmente a causa del richiamo di acqua superficiale dovuta all’apertura parziale delle paratie di fondo. Dallo spessore dell’epilimnio è possibile determinare che il volume di acqua interessato da detto strato, definito “Wep”, sia circa la metà di quello totale W.

Figura 7 - Profilo dell’ossigeno e della temperatura all’interno dell’invaso

Al fine di verificare se i dati sperimentali interpretano il modello di cui all’equazione (12) è necessario individuare il tasso di consumo k, che per situazioni analoghe l’Epa fornisce valori compresi tra 0,001-0,1 (Brown, Barnwell, 1987) per valutare la concentrazione di fosforo di equilibrio. Dalle analisi eseguite si ottiene un tasso di consumo k medio pari a 0,00825 d^-1, quindi in linea con quanto proposto dall’Epa. Dalla (11) si può determinare la concentrazione di equilibrio P_eq che è pari a 0,1318 mg/l e, considerando la concentrazione iniziale P₀ in uscita del mese di aprile, è possibile applicare il modello (12) per la stima della concentrazione dell’invaso che è riportato nella Figura 8.

Figura 8 - Applicazione del modello per la stima della concentrazione del fosforo nelle acque in uscita P_u dall’invaso 1986

Dall’analisi della figura 8 si desume come la stima effettuata col predetto modello può in prima approssimazione essere utilizzata per predire le concentrazioni del fosforo in uscita dall’invaso. Nella figura 8 sono riportati anche i valori medi di concentrazione di fosforo totale determinati con la campagna di rilevamento eseguita nel 2009 dai quali si evidenzia che il modello proposto continua ad interpretare il comportamento dell’invaso.
La concentrazione di equilibrio del fosforo totale P_eq è prossima a quella valutata con il modello M.E.I. Infatti applicando la (2) per la conducibilità media misurata nella sezione baricentrica (384 µS/cm) si ottiene il range 0,013-0,0425 mgP/l. E’ evidente dall’analisi dei dati che nell’invaso si instaurano in generale condizioni di politrofia con un sensibile miglioramento, però, tra monte e valle dovuto ai predetti processi sedimentativi.
Volendo prevedere di ridurre la trofia dell’invaso a quella mesotrofica (0,02 mgP/l) risulterebbe necessario abbattere circa il 78% del carico di fosforo in ingresso. Pertanto la previsione di abbattere solo il 75% del carico complessivo del fosforo dalle acque reflue urbane potrebbe non essere sufficiente senza ulteriori interventi atti a limitare le altre fonti di generazione di detto nutriente.

Conclusioni

La stagionalità dell’invaso di Tarsia sul fiume Crati determina periodici cicli di accumulo ed erosione del fosforo; tali andamenti limitano la produttività delle acque invasate pur in presenza di consistenti apporti da monte. Diviene, dunque, necessario un controllo rigoroso della qualità delle acque onde evitare una loro involuzione verso stati eutrofici in funzione del loro utilizzo irriguo. Infatti, gran parte delle coltivazioni presenti nella piana di Sibari, che rappresenta la principale pianura calabrese per estensione e produttività, è irrigata dalle acque invasate dalla traversa di Tarsia. In particolare, nel territorio esteso lungo la riva idrografica sinistra del fiume Crati, in prossimità della sua foce, si è recentemente ripristinata la tradizione risicola finalizzata anche alla creazione di marchi di qualità, oltre alle ormai consolidate coltivazioni a pescheti, agrumeti ed orticole.
Il modello analizzato permette di stimare con una certa attendibilità le concentrazioni di fosforo in uscita dall’invaso. Tale modello può essere di ausilio per verificare gli interventi di risanamento che devono essere attuati per migliorare la qualità delle acque come previsto dalla normativa comunitaria.

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• 1. La decisione n. 2013/480/UE stabilisce i valori per le classificazioni dei sistemi di monitoraggio degli Stati membri di intercalibrazione al fine di comparare i risultati del monitoraggio biologico delle acque superficiali ottenuti da ogni Stato.