IL RUOLO DELLA ZONA INSATURA NELLA

IL RUOLO DELLA ZONA INSATURA NELLA LISCIVIAZIONE DEI NITRATI VERSO LE
ACQUE SOTTERRANEE IN PROVINCIA DI FERRARA
Micòl Mastrocicco1, 2), Nicolò Colombani1, 2), Giuseppe Castaldelli1, 3)
1) Dipartimento di Scienze della Terra, Università di Ferrara, Via Saragat, 1, 44100 Ferrara, Italia
2) Terra LT Acqua & Tech, HTN Emilia-Romagna, Via L. Borsari, 46, 44100 Ferrara, Italia
3) Dipartimento di Biologia ed Evoluzione, Università di Ferrara, Via L. Borsari, 46, 44100 Ferrara, Italia
Riassunto
Al fine di identificare i processi dominanti che determinano la lisciviazione dei nitrati nella zona del Delta
del Po, diverse prove sul campo sono state eseguite per determinare il destino e il trasporto delle specie
azotate. Azoto sotto forma di urea è stato applicato ad un tasso di 300 kg-N/ha/anno, in un sito sabbioso e in
un sito limoso-argilloso coltivati a mais, il terreno sabbioso era stato precedentemente ammendato con
pollina nell’anno precedente, mentre il sito limoso-argilloso non ha mai ricevuto pollina. Ogni sito è stato
dotato di sonde di umidità del suolo, lisimetri e piezometri per quantificare la presenza di specie di azoto e di
carbonio disciolto nel sottosuolo. Una marcata lisciviazione dei nitrati è stata osservata nel terreno limosoargilloso, mentre nel terreno sabbioso l'elevata sostanza organica disciolta, derivante dalla decomposizione
della pollina, ha impedito la migrazione di nitrati verso la falda acquifera. I risultati evidenziano l’efficacia
nell’aumentare la materia organica labile nel suolo sabbioso, sebbene più permeabile e intrinsecamente
vulnerabile, per evitare la lisciviazione di nitrati verso la falda superficiale.
Introduzione
I nitrati (NO3-) rappresentano una delle più diffuse e gravi cause di inquinamento degli acquiferi superficiali
(Galloway et al, 2008). Alte concentrazioni di NO3- sono spesso spazialmente e temporalmente variabili nelle
falde acquifere (Böhlke et al, 2002) e tale variabilità è di solito legata a variazioni di direzione del flusso
delle acque sotterranee e attenuazione naturale dei nitrati (Almasri & Kaluarachchi, 2007).In Italia, la
pianura padana è il territorio più intensamente coltivato ed fortemente esposto alla contaminazione delle
acque sotterranee da NO3- (Mastrocicco et al, 2011a; Onorati et al, 2006) ed alla eutrofizzazione di quelle
superficiali (Palmieri et al, 2005). La numerosità dei termini che contribuiscono a determinare tali fenomeni,
tra cui le pratiche agricole, i tipi di suoli, la lavorazione del terreno, le colture, le tecniche di irrigazione ed i
diversi fertilizzanti azotati, enfatizzano la specificità locale della generazione e del destino dei carichi di
azoto generati (Seitzinger et al., 2006).Tra i tanti, un processo conosciuto e relativamente quantificato che
spesso gioca un ruolo molto importante è l’attenuazione dell’azoto dai sistemi di acque superficiali e
sotterranee attraverso la denitrificazione eterotrofa; la denitrificazione è una respirazione anaerobica attuata
da molti generi di batteri dei sedimenti che utilizzano l’NO3- come accettore di elettroni e una fonte di
carbonio come donatore di elettroni, producendo gas di azoto (Schipper et al, 2008). Lo scopo di questa
ricerca era di studiare i flussi di NO3- dal suolo verso le acque sotterranee in terreni coltivati e per
determinare se l'aggiunta di pollina da agricoltura biologica è una valida alternativa per diminuire la
concentrazione di NO3- nelle falde acquifere superficiali. Questo è stato testato, appunto, in due diversi suoli,
sabbioso e limoso-argillosa, fertilizzati con lo stesso quantitativo di urea ma con la differenza che nel terreno
sabbioso era stata impiegata pollina per aumentare la sua fertilità intrinseca, aumentando anche il contenuto
di sostanza organica labile (Whitmore, 2007).
Materiali e metodi
Caratterizzazione dei siti
L'intera zona del delta del Po è una regione caratterizzata da un'agricoltura intensiva a causa della sua
topografia pianeggiante e per l'abbondanza di acque superficiali per l'irrigazione, l'uso primario terreni
agricoli è la rotazione cerealicola. Nell'area di studio, situata nella provincia di Ferrara (Italia) ad una
altitudine che varia da 5 a -3 m sul livello del mare (slm), due siti (denominati CCR e MON) sono stati
selezionati per monitorare il trasporto di acqua e di azoto attraverso la zona insatura/satura. Entrambi i siti
sono coltivati con una rotazione di cereali, soprattutto mais e frumento, utilizzando urea come fertilizzante
azotato ad un tasso medio di 300 kg-N/ha/y. La superficie del terreno in ogni sito è di 1 ha, la sua pendenza è
inferiore allo 0,5% (e soprattutto meno 0,05%). Per questo motivo, si è assunto il deflusso superficiale sia
minimo e la percolazione dell'acqua nella zona insatura sia prevalentemente verticale. Diverse stazioni
meteorologiche di registrazione delle precipitazioni, velocità del vento, radiazione solare, temperatura e
umidità sono situate 0,5-5 km dai siti.
In particolare, nella provincia di Ferrara le tessiture predominanti sono limi e limi argillosi (68% del
territorio), mentre i terreni sabbiosi sono meno frequenti (11% del territorio). I terreni in CCR sono in
generale moderatamente alcalini, con gli orizzonti superiori caratterizzati da tessitura argilloso limosa e
moderato contenuto di carbonati; mentre procedendo verso il basso si incontrano orizzonti con tessitura
limoso argillosa e molto calcarei. Brevemente, le unità idrogeologiche presenti nel sito CCR sono la falda
acquifera non confinata composta da recenti depositi fluviali sabbiosi con lenti di argilla e limo, da 0 a circa
4 m sotto il livello del suolo (SLS), e l’acquicludo sottostante costituito da argilla limosa e sedimenti fluviali,
da 4 a quasi 14 m SLS. Nel sito MON il profilo rappresentativo del suolo mostra orizzonti superiori di circa
40-60 cm di spessore caratterizzati dalla tessitura a sabbia finissima, con moderato contenuto di carbonati e
pH leggermente alcalino, mentre gli orizzonti sottostanti mostrano una tessitura a sabbia media e pH
alcalino. Le unità idrogeologiche presenti nel sito MON sono l'acquifero non confinato di pianura costiera
composto da depositi sabbiosi medio fini, da 0 a circa 12 m (SLS), e l’acquicludo sottostante costituito da
sedimenti argillosi di prodelta, da 12 a quasi 15 m SLS.
Metodi analitici e di campo
Per meglio definire la stratigrafia del sito campioni di terreno in triplicato sono stati prelevati manualmente
con un equipaggiamento Ejielkamp Agrisearch fino a 2 m (SLS). La stratificazione del terreno è stato divisa
in due strati distinti: quello superiore caratterizzato dalla lavorazione del terreno, dalla crescita radici e quello
inferiore indisturbato. Nel sito CCR lo strato superiore è 0,75 m di spessore e in MON è di 0,65 m, mentre lo
strato inferiore si prolunga fino SLS 2 m in tutti i siti. Due set di sonde di umidità del suolo Watermark sono
stati inseriti verticalmente, alla stessa profondità di 0,25, 0,50, 0,75 e 1 m SLS in ogni sito. Sonde Watermark
di umidità del terreno sono state utilizzate per monitorare il potenziale idrico del suolo (campo di misura 0250 cbar). Una termocoppia è stata inserita in prossimità di ogni sonda umidità del terreno per compensare la
misura con la temperatura del suolo. Tensiometri Irrometer (campo di misura 0-80 cbar) sono stati installati a
0,25 e 0,50 m di profondità per monitorare e correggere eventuali devianze di valori di umidità del suolo
registrate dalle sonde.
Una serie di piezometri nidificati (2,5 cm di diametro interno) da -1,5 a -4 m SLS, sono stati installati in
prossimità delle sonde di umidità del suolo per monitorare il livello e la qualità delle acque sotterranee. Il
monitoraggio è iniziato il 27 marzo 2008 ed è ancora in corso. Due LTC M10 Levelogger dataloggers Solinst
sono stati collocati nei piezometri per monitorare in continuo il livello delle acque sotterranee, la
conducibilità elettrica e la temperatura. Tutti i piezometri sono stati campionati a intervalli variabili, con
basso flusso di spurgo, per monitorare gli ioni principali e TOC/TIC. Due set di lisimetri sono stati installati
a 0,25, 0,50, 0,75 e 1 m SLS in ogni sito per analizzare l'acqua del suolo nella zona insatura. Oltre ai
lisimetri, la zona insatura è stata campionata ogni quattro mesi mediante carotaggio (0-2 SLS m), e nei
sedimenti sono stati analizzati per i principali anioni e cationi. I principali cationi, anioni e oxianioni (acetato
e formiato) sono stati determinati con cromatografia ionica (Dionex ICS-1000). Il carbonio organico totale
(TOC) e carbonio inorganico totale (TIC) sono stati determinati con un analizzatore di carbonio (Shimadzu
TOC-V-CSM).
Risultati e discussione
Monitoraggio della zona insatura
Il potenziale matriciale misurato a diverse profondità in CCR (Fig. 1) mostra che durante l'autunno/inverno
la parte superiore e inferiore degli orizzonti è vicino lo stato di saturazione. Ciò implica che la ricarica
avviene soprattutto durante la stagione tardo invernale, dove si raggiunge lo stato di saturazione in tutti i
punti di misurazione in contemporanea. Al contrario, dalla semina al raccolto di mais (da maggio a settembre
2009) il terreno diviene asciutto nell'orizzonte superiore in quanto la evapotraspirazione è molto elevata
(Mastrocicco et al. 2010).
Figura 1: precipitazioni e potenziale matriciale (in cbar) registrato al sito CCR durante il periodo di
monitoraggio a diverse profondità 0,25, 0,5, 0,75 e 1,0 m SLS
Si noti che per esigenze di rotazione delle colture, nel maggio 2010 sono state seminate barbabietole invece
di mais nel sito CCR e il terreno è divenuto secco anche nell'orizzonte più basso, poiché il sistema di radici
della barbabietola interessa un orizzonte più profondo che nel caso del mais. Inoltre la Figura 1 mostra un
chiaro spostamento temporale durante il ciclo di imbibimento, dal sensore situato a 0,25 m SLS e quella che
si trova a 0,5 m SLS: ciò è dovuto alla bassa permeabilità di questi terreni che non consentono un rapido
trasferimento di acqua.
Figura 2: precipitazioni e potenziale matriciale (in cbar) registrato al sito MON durante il periodo di
monitoraggio a diverse profondità 0,25, 0,5, 0,75 e 1,0 m SLS
In Figura 2 è rappresentato il potenziale matriciale misurato a diverse profondità in MON, qui il terreno
superiore non raggiunge i valori registrati in CCR, perché la falda freatica è in media a 0,8 m SLS. Questa
condizione ha fornito una continua fonte di acqua per il sistema di radici del mais, che non necessitano di
irrigazione durante la stagione del raccolto. Di conseguenza, l'orizzonte più profondo è sempre saturo e
l'elevata permeabilità dei terreni sabbiosi consentite una veloce percolazione dell'acqua di ricarica verso la
falda acquifera superficiale. E 'anche evidente che durante l'estate 2009 il terreno è diventato asciutto a 0,5 m
SLS, mentre durante l'estate 2010 solo i primi 0,25 m sono stati insaturi. Ciò era dovuto alla tavola di acqua
che era leggermente più alta durante l'estate 2010 (vedi figura 5).
Profili verticali della zona satura/insatura
Dal momento che la ricarica più intensa si verifica durante l’inizio della primavera, la figura 3 mostra una
serie di profili di NO3- a CCR e MON in aprile 2009 e 2010, prima della fertilizzazione. In CCR la
concentrazione di NO3- in aprile 2009 ha evidenziato un picco a 3 m slm, in corrispondenza della falda,
mentre nella zona satura la concentrazione di NO3- diminuisce rapidamente a concentrazioni inferiori al
valore di 50 mg/l. Nell’ aprile 2010 il profilo della concentrazione di NO3- mostra valori molti alti, con un
picco massimo al di sotto della falda acquifera. Tali elevate concentrazioni sono probabilmente dovute a una
combinazione di più fattori: (i) la falda freatica è stata superiore nel 2009, (ii) la temperatura era più bassa
rispetto al 2009 e (iii) precipitazioni sono state meno intense.
Figura 3: Profili di NO3- a CCR (a sinistra) ed a MON (a destra) raccolti nel mese di aprile 2009 e aprile
2010, le concentrazioni misurate nei solidi sono stati corrette per densità apparente e contenuto di acqua. Le
barre di errore indicano la deviazione standard di tre repliche.
La tavola di acqua più alta nell’anno precedente (2009) può aver contribuito a mobilizzare NO3- intrappolati
nella zona vadosa solubilizzandoli nelle acque di falda; la temperatura più bassa può aver diminuito il tasso
di denitrificazione e la diminuzione delle precipitazioni ha contribuito a concentrare i NO3-. La stessa
tendenza è visibile per il sito MON, anche se le concentrazioni di NO3- sono state circa cinque volte inferiori
e il profilo appare molto diverso da CCR. In realtà, i NO3- sono stati trovati solo nella parte superiore del
profilo, mentre al di sotto di 1 m slm i NO3- erano sempre al di sotto dei limiti di rilevamento. La scomparsa
dei NO3- nello strato inferiore a 1 m a.s.l. è stato attribuito alla denitrificazione sostenuta dall'aggiunta di
pollina, nell'aprile 2008, che ha aumentato la disponibilità di materia organica labile utilizzata come donatore
di elettroni nella denitrificazione.
Una ulteriore evidenza in tal senso riguarda la limitazione da substrato organico che può verificarsi nella
denitrificazione. In tale condizione, la concentrazione dell’azoto nitroso, che in condizioni di buona
disponibilità di sostanza organica rimane bassa tende ad accumularsi (Mastrocicco et al, 2011b). Infatti,
mentre a MON la concentrazione del nitrito è rimasta tipicamente molto bassa, sempre inferiore a 1 mg/l, a
CCR sono stati occasionalmente registrate concentrazioni di nitrito fino a 100 mg/l. Questa evidenza
registrata in campo sostiene ulteriormente l’ipotesi che in terreni depauperati di sostanza organica la
denitrificazione degli eccessi di nitrato sia fortemente limitata e avvenga in maniera incompleta . In entrambi
i siti le concentrazioni dell’azoto ammoniacale e di quello ureico sono rimaste sempre inferiori a 2 mg/l, e
quindi non sono mostrate.
Monitoraggio della zona satura
La Figura 5 mostra una falda acquifera in gran parte variabile nel sito CCR, collegata con il livello di canali
limitrofi. In particolare, il forte picco registrato il 21/06/2010 è stato a causa di un evento alluvionale che ha
aumentato il livello del vicino canale di 2,5 m, ma l'umidità del terreno nel sensore posizionato a 1m SLS
non era in condizione di saturazione (Figura 1). Ciò dimostra che il picco è dovuto alla fluttuazione delle
acque sotterranee indotta dal canale e non da ricarica da piogge.
Figura 5: le fluttuazioni del livello delle acque sotterranee e le tendenze di NO3-CE, nelle acque sotterranee
a rischio di controparte (terreno argilloso) durante tutto il periodo di monitoraggio.
Presso il sito CCR il trasferimento di massa dei NO3- verso l'acquifero non confinato è lento, come mostrato
nella Figura 5 e concentrato alla fine della stagione invernale, quando la tavola di acqua aumenta e porta in
soluzione i NO3-. Per il confronto con l’NO3- nella figura 5 è tracciata anche la conducibilità elettrica (EC),
ma è evidente che non c'è una relazione diretta tra questi due parametri. In generale l’EC aumenta quando la
falda freatica è in aumento, dato che quest'ultima scioglie i sali accumulati nella zona vadosa. Anche se
durante le stagioni estive l’EC diminuisce perché le acque sotterranee vengono sostituite da acqua del canale
che aveva una minore EC.
Figura 6: le fluttuazioni del livello delle acque sotterranee e le tendenze di NO3-CE, nelle acque sotterranee
presso il sito MON (terreno sabbioso) durante tutto il periodo di monitoraggio.
La figura 6 mostra che le fluttuazioni della tavola d’acqua nel sito MON sono state meno marcate che in
CCR, dal momento che il sito MON si trova vicino alla costa e le fluttuazioni della tavola d’acqua vengono
smussate. Nel sito MON, nonostante il trasferimento rapido di massa indotta dalla elevata permeabilità del
suolo, la concentrazione di NO3- è sempre rimasta molto bassa, senza superare mai i 2 mg/l. Ciò conferma
che il processo di denitrificazione ha eliminato in modo efficace gli eventuali eccessi di NO3- come indicato
in precedenza. Il monitoraggio dell’EC è stato meno continuo a causa di alcune interruzioni di
funzionamento del datalogger e quindi nel grafico di Figura 6 è mostrata l’EC misurata durante le campagne
di campionamento. In generale, l’EC sembra essere collegato alla piovosità, esibendo valori decrescenti dopo
prolungati periodi di pioggia, anche se non è possibile stressare l’andamento e dedurre tendenze basando
l’analisi su dati non raccolti in continuo. Chiaro è che, come per il sito CCR, anche in questo caso l’EC non è
direttamente collegata alla concentrazione NO3- nelle acque sotterranee e pertanto non può essere utilizzata
per spiegarne in alcun modo gli andamenti.
Conclusioni
L'approccio proposto evidenzia che nel terreno sabbioso il rilascio di substrati organici dalla
mineralizzazione della pollina è stato sufficiente per evitare la lisciviazione dei NO3-. Pertanto questo studio
sottolinea l'importanza di considerare il ruolo della sostanza organica labile nel “buffering” dei NO3- in
eccesso tramite reazioni di denitrificazione. In particolare, l'aumento della sostanza organica labile
determinato dalla precedente distribuzione di pollina, ha fornito una fonte di carbonio labile in forma di
acidi organici a basso peso molecolare, tra cui l'acetato, usato come substrato per il processo di
denitrificazione. Per contro, nel terreno argilloso limoso la carenza cronica di materia organica ed in
particolare delle frazione labile, non ha potuto evitare perdite di azoto verso la falda acquifera superficiale.
In accordo con le raccomandazioni contenute Direttiva Quadro sulle Acque (2000/60 EU) inerenti le pratiche
agricole sostenibili per prevenire l'inquinamento delle acque sotterranee, l’approccio qui descritto ha
dimostrato che, anche nelle aree intrinsecamente più vulnerabili (terreni sabbiosi), una cessione
relativamente bassa ma costante di substrati organici è stata sufficiente per evitare perdite di NO3-. Questi
risultati richiamano l’attenzione sulla necessità di proseguire con ulteriori ricerche sulla mitigazione
dell’inquinamento da nitrati in relazione al tipo di ammendante organico utilizzato ed al tipo di suolo. Infatti,
soprattutto il primo di questi termini può influenzare la cinetica di trasformazione della materia organica e i
tassi di mineralizzazione dell'azoto, sia in relazione alle caratteristiche intrinseche sia a causa della presenza
di ormoni, antibiotici e altre sostanze chimiche indesiderate che potrebbero avere un impatto sulla qualità
delle acque sotterranee e potrebbero interferire con le attività batterica.
Bibliografia
Almasri M N, Kaluarachchi J J (2007) Modeling nitrate contamination of groundwater in agricultural
watersheds. J of Hydrol 343: 211-229
Böhlke J K, Wanty R, Tuttle M, Delin G, Landon M (2002) Denitrification in the recharge area and
discharge area of a transient agricultural nitrate plume in a glacial outwash sand aquifer, Minnesota. Wat
Resour Res 38 (7): 10.1–10.26
Galloway J N, Townsend A R, Erisman J W, Bekunda M, Cai Z, Freney J R, Martinelli L A, Seitzinger S P,
Sutton M A (2008) Transformation of the nitrogen cycle: recent trends, questions, and potential solutions.
Science 320: 889-892
Mastrocicco M, Colombani N, Castaldelli G, Jovanovic N (2011a) Monitoring and modeling nitrate
persistence in a shallow aquifer. Water Air & Soil Poll doi: 10.1007/s11270-010-0569-8
Mastrocicco M, Colombani N, Salemi E, Castaldelli G (2010) Numerical assessment of effective
evapotranspiration from maize plots to estimate groundwater recharge in lowlands. Agricult Wat Manag
97(9): 1389-1398
Mastrocicco M, Colombani N, Salemi E, Castaldelli G (2011b) Reactive Modeling of Denitrification in Soils
with Natural and Depleted Organic Matter. Water Air Soil Pollut DOI 10.1007/s11270-011-0817-6
Onorati G, Di Meo T, Bussettini M, Fabiani C, Farrace M G, Fava A, Ferronato A, Mion F, Marchetti G,
Martinelli A and Mazzoni M (2006) Groundwater quality monitoring in Italy for the implementation of
the EU water framework directive. Phys and Chem of the Earth 31: 1004–1014
Palmeri L, Bendoricchio G and Artioli Y (2005) Modelling nutrient emissions from river systems and loads
to the coastal zone: Po River case study, Italy. Ecolog Modelling 184: 37–53
Seitzinger S, Harrison J A, Böhlke J K, Bouwman A F, Lowrance R, Peterson B, Tobias C, and Van Drecht
G (2006) Denitrification across landscapes and waterscapes: A synthesis. Ecolog Appl 16(6): 2064-2090
Schipper L A, Robertson W D, Gold A J, Jaynes, D B, Cameron S. C (2010) Denitrifying bioreactors-An
approach for reducing nitrate loads to receiving waters. Ecolog Eng doi:10.1016/j.ecoleng.2010.04.008
Whitmore A (2007) Determination of the mineralization of nitrogen from composted chicken manure as
affected by temperature. Nutr Cycl Agroecosyt 77(3): 225-232