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Rapporti ISTISAN 04/32
raccomandando per la balneazione l’interdizione delle acque a 5 milioni di cellule/L per le
acque dolci e più di 10 milioni di cellule/L per il mare, la vigilanza su eventuali casi di dermatiti
o malesseri e accertamento della tossicità tra centomila e 5 milioni di cellule/L nel primo caso e
tra un milione e dieci milioni di cellule /L nel secondo con accertamento della tossicità tra
centomila e un milione di cellule/L; sotto le centomila cellule/L possono svolgersi gli usuali
controlli.
L’interdizione delle acque contaminate da fioriture tossiche comprende gli usi potabili, che
possono comportare intossicazioni acute e croniche; gli usi ospedalieri, per la presenza di
tossine nei prodotti usati per la dialisi; gli usi di balneazione, per le intossicazioni acute e le
dermatiti da contatto; l’irrigazione a pioggia, perché le tossine sono dannose anche per le piante,
e inoltre le cellule algali lanciate sulle foglie si seccano e possono essere ingerite con le verdure,
mantenendo il loro potere tossico per 24-48 ore; la pesca, poiché le specie ittiche, se non hanno
la possibilità di allontanarsi dalle zone di fioritura, vengono intossicate a loro volta, e
accumulano tossine negli organi interni e nei muscoli, che si autodepurano naturalmente in circa
60 giorni. L’interdizione può coinvolgere anche la caccia qualora le uniche fonti di
approvvigionamento d’acqua per gli animali siano corpi d’acqua con fioritura in atto.
Quando si esaminano i possibili interventi di recupero bisogna partire dall’assunto che ogni
situazione è peculiare e va studiata singolarmente. Ad esempio l’eutrofizzazione di un grande
lago a lento ricambio va gestita differentemente da un lago medio a ricambio veloce.
La riduzione del carico di fosforo presente nelle acque, che è condizionato da apporti
superficiali e da accumulo nei sedimenti, ed è soggetto al ricircolo invernale/primaverile, è
perseguibile in vari modi: nel caso del lago di Zurigo è stata effettuata l’immissione delle acque
di scarico depurate negli strati superficiali, dove il fosforo contenuto viene metabolizzato
rapidamente dalle alghe e non fa in tempo ad accumularsi nei sedimenti; nel lago Worth, in
Carinzia, è stata realizzata la deviazione degli scarichi e il convogliamento degli stessi in una
rete locale extralacustre; in laghi svedesi poco profondi è stata realizzata l’asportazione
dell’intero strato superficiale dei sedimenti ricchi di fosforo; l’abbattimento dello zooplancton
per favorire l’emergenza di popolamenti a Cloroficee e la filtrazione attraverso carboni attivi e
letti di sabbia di tutto l’epilimnio per diminuire la biomassa algale e il fosforo coinvolto nel
metabolismo algale.
La riduzione dell’azoto è più complicata a causa della maggiore idrosolubilità e quindi della
facilità a pervenire direttamente all’invaso per dilavamento dei terreni permeabili. Recenti
sistemi di abbattimento dell’azoto completano il trattamento delle acque reflue in uscita dal
depuratore con la “decantazione” in vasche di fitodepurazione dove crescono vegetali con alto
potere rimuovente, come ad esempio Clorella vulgaris insieme a Eichornia crassipes.
Fondamentale, nella difficile lotta al dilavamento dei nutrienti dai terreni, è il ripristino
ambientale della copertura vegetativa delle rive dei laghi.
Per minimizzare i danni che derivano a fauna e flora bentonica dalla prolungata anossia
estiva che caratterizza le acque profonde dei laghi eutrofizzati, si può procedere all’immissione
diretta di ossigeno o aria nei sedimenti. Recentemente è stata tentata la diminuzione delle
popolazioni ittiche zooplanctofaghe o l’incremento delle specie zooplanctoniche predatrici,
nella convinzione che l’aumento di predazione dello zooplancton sul fitoplancton potesse
causarne la diminuzione della biomassa, usando un sistema di lotta biologica. L’esperienza ha
dimostrato che questa evenienza non è così consequenziale; ad esempio non vale affatto per le
fioriture di Planktothrix rubescens, che comunque rimane scarsamente appetibile dallo
zooplancton. Gli elementi di maggiore competitività delle Cianoficee con le alghe verdi sono
costituiti dalla sintrofia con i batteri eterotrofi, dalla maggiore efficienza di utilizzo della CO2 in
ambienti alcalini (al punto che l’immissione di CO2, azoto e fosforo in laghi a dominanza di
Cianoficee fa emergere popolamenti di Cloroficee), dalla possibilità di fissazione dell’azoto