Il ruolo della zona insatura nella lisciviazione dei nitrati verso le acque sotterranee in provincia di Ferrara., Giuseppe Castaldelli

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1 Il ruolo della zona insatura nella lisciviazione dei nitrati verso le acque sotterranee in provincia di Ferrara Micòl Mastrocicco 1, 2), Nicolò Colombani 1, 2) 1, 3), Giuseppe Castaldelli 1) Dipartimento di Scienze della Terra, Università di Ferrara, Via Saragat, 1, Ferrara, Italia 2) Terra LT Acqua & Tech, HTN EmiliaRomagna, Via L. Borsari, 46, Ferrara, Italia 3) Dipartimento di Biologia ed Evoluzione, Università di Ferrara, Via L. Borsari, 46, 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 kgn/ha/anno, in un sito sabbioso e in un sito limosoargilloso coltivati a mais, il terreno sabbioso è stato ammendato con pollina (700 kg/ha), mentre il sito limosoargilloso 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, più permeabile e intrinsecamente vulnerabile per evitare la lisciviazione di nitrati verso la falda superficiale. Introduzione I nitrati (NO 3 ) sono un inquinante inorganico e pervasivo, spesso presenti in acquiferi superficiali (Galloway et al, 2008). Alte concentrazioni di NO 3 sono spesso spazialmente e temporalmente variabili nelle falde acquifere (Böhlke et al, 2002). La 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 valle del fiume Po è la più grande pianura alluvionale e la più intensamente coltivata ed è fortemente influenzata dalla contaminazione delle acque sotterranee da NO 3 (Mastrocicco et al, 2011a; Onorati et al, 2006) e delle acque superficiali per eutrofizzazione (Palmieri et al, 2005). Tuttavia, le pratiche agricole, i tipi di suoli, la lavorazione del terreno, le colture, le tecniche di irrigazione e diversi fertilizzanti azotati, formano una varietà di termini che sottolineano la specificità locale del carico di azoto (Seitzinger et al., 2006). Un processo che in genere risulta ben conosciuto e quantificato, è l attenuazione dell azoto dai sistemi di acque superficiali e sotterranee attraverso la denitrificazione eterotrofa, questo processo utilizza i NO 3 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 NO 3 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 NO 3 nelle falde acquifere superficiali. Questo è stato testato in due diversi siti con identici tassi di fertilizzazione, ma con tessiture diverse, sabbioso e limosoargillosa. Nel terreno sabbioso, la pollina è stato impiegata per aumentare la sua fertilità intrinseca aumentando la sostanza organica labile del suolo (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 kgn/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

2 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 0,55 km dai siti. Le tessiture predominanti dei terreni nella provincia di Ferrara 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 4060 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 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 080 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 (02 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 ICS1000). Il carbonio organico totale (TOC) e carbonio inorganico totale (TIC) sono stati determinati con un analizzatore di carbonio (Shimadzu TOCVCSM). 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 (al Mastrocicco et al. 2010).

3 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 è più profonda che nel 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

4 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 NO 3 raccolti in CCR e in MON di aprile 2009 e 2010 prima della fertilizzazione. In CCR la concentrazione dei NO 3 osservati nel mese di aprile 2009 ha evidenziato un picco a 3 m slm in corrispondenza della falda, mentre nella zona satura i NO 3 diminuiscono rapidamente a concentrazioni inferiori a 50 mg / l. Nel mese di aprile 2010 i NO 3 osservati lungo il profilo mostrano concentrazioni molto alte, con un picco massimo al di sotto della falda acquifera. L'elevata concentrazione di NO 3 era dovuto a una combinazione di 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 NO 3 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 suggerisce che più NO 3 intrappolati nella zona vadosa possono essere stati sciolti 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 NO 3. La stessa tendenza è visibile per il sito MON, anche se le concentrazioni di NO 3 sono state circa cinque volte inferiori e il profilo appare molto diverso da CCR. In realtà, i NO 3 sono stati trovati solo nella parte superiore del profilo, mentre al di sotto di 1 m slm i NO 3 erano sempre al di sotto dei limiti di rilevamento. La scomparsa dei NO 3 nello strato inferiore a 1 m a.s.l. è stato attribuito alla denitrificazione sostenuta dall'aggiunta di pollina, nell'aprile 2008, che ha fornito la materia organica labile utilizzata come donatore di elettroni. Quando la denitrificazione non è limitata dal substrato, il nitrito rimane a bassa concentrazione. Altrimenti, quando i substrati organici diventano limitanti il nitrito tende ad accumularsi (Mastrocicco et al, 2011b). Infatti, in nitriti a MON rimangono a livelli molto bassi, sempre inferiori a 1 mg/l; mentre nel sito CCR sono stati occasionalmente registrati in concentrazioni fino a 100 mg/l. Questo ha fornito una prova di denitrificazione incompleta a causa della mancanza di substrato organico. L ammonio è stato sempre osservato inferiori a 2 mg/l, e quindi non mostrato. 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.

5 Figura 5: le fluttuazioni del livello delle acque sotterranee e le tendenze di NO3CE, nelle acque sotterranee a rischio di controparte (terreno argilloso) durante tutto il periodo di monitoraggio. Presso il sito CCR il trasferimento di massa dei NO 3 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 NO 3. Per il confronto con i NO 3 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 NO3CE, 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 NO 3 era molto bassa. In realtà, la concentrazione di NO 3 non supera mai i 2 mg/l che conferma che il processo di denitrificazione elimina in modo efficace tutti i NO 3 come spiegato in precedenza. Il monitoraggio dell EC è stato meno continuo a causa di malfunzionamento della sonda, quindi solo 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 dedurre tendenze chiare con questi dati sparsi. Come per il sito CCR, l EC non può essere direttamente collegata alla concentrazione NO 3 nelle acque sotterranee. 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 NO 3. Pertanto questo studio sottolinea l'importanza di considerare il ruolo della sostanza organica labile nel buffering dei NO 3 in eccesso tramite reazioni di denitrificazione. In particolare, l'aumento della sostanza organica labile con

6 pollina, ha fornito una fonte di labile acidi organici, come l'acetato, usato come substrato per il processo di denitrificazione. D'altra parte, nel terreno argilloso limoso la carenza cronica di materia organica labile, non ha potuto evitare perdite di azoto verso la falda acquifera superficiale. Secondo le pratiche agricole sostenibili raccomandate dalla direttiva quadro sulle acque (2000/60 EU) per prevenire l'inquinamento delle acque sotterranee, questo approccio ha dimostrato che, anche in aree intrinsecamente più vulnerabili (terreni sabbiosi), una cessione relativamente bassa ma costante di substrati organici è stata sufficiente per evitare perdite di NO 3. Tuttavia, ulteriori ricerche dovrebbero prestare attenzione al tipo di ammendante organico utilizzato. Infatti, quest'ultimo termine può influenzare la cinetica di trasformazione della materia organica e tassi di mineralizzazione dell'azoto, 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: 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): 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: Mastrocicco M, Colombani N, Castaldelli G, Jovanovic N (2011a) Monitoring and modeling nitrate persistence in a shallow aquifer. Water Air & Soil Poll doi: /s 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): 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 /s 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: 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: 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): Schipper L A, Robertson W D, Gold A J, Jaynes, D B, Cameron S. C (2010) Denitrifying bioreactorsan approach for reducing nitrate loads to receiving waters. Ecolog Eng doi: /j.ecoleng Whitmore A (2007) Determination of the mineralization of nitrogen from composted chicken manure as affected by temperature. Nutr Cycl Agroecosyt 77(3):