| Text | 265894 2010 Le fasce riparie dei fontanili un filtro naturale di nutrienti e fitofarmaci per la tutela delle acque della Lombardia Raffaella Balestrini Referente scientifico del progetto Marco Trevisan Referente scientifico del progetto Cristina Arese Alessandro Lotti Andrea Buffagni Stefania Erba Daniele Demartini Stefano Brenna Marco Pastori Marco Sciaccaluga Borislav Ivetic Tommaso Ferrari Marco Zanetti Lucio Botteri Roberto Verro Maura Calliera Istituto Istituto di Ricerca sulle Acque IRSA CNR Unita operativa di supporto Brugherio Via del Mulino 19 I 20047 Brugherio, Milano ERSAF Ente Regionale per i Servizi all Agricoltura e alle Foreste Via Copernico 38 20125 Milano Istituto di Chimica Agraria ed Ambientale Facolta di Agraria Universita Cattolica del Sacro Cuore Via Emilia Parmense, 84 29100 PIACENZA Italia The use of vegetated buffer strips to mitigate the effects of diffuse agricultural sources of nutrients is a management strategy that is arousing great interest both among scientists, local authorities and watershed planners. In many countries they represent an important Best Management Practice BMP for controlling the diffuse pollution deriving from agriculture. The topic is also now timely in Italy where buffer practices are provided under current and future regional planning to support the development of more sustainable agriculture. Some financial incentives programs have been established also in Italy within the Regional Agricultural Development Plans 2007 2013 to support the setting up and restoration of vegetated buffers for ecological objectives and for the protection of water quality. However, decision makers need to know the key factors of buffer effectiveness and establish guidelines to optimize management. Despite the similarity of purpose, there is nowadays a great heterogeneity in the recommended local guidelines. Some policies only express the need to protecting riparian corridors without any specific reference to the extension, while others are more specific. In Canadian jurisdictions, for example, suggested buffer widths for streams ranged from about 14 to 44 m, while the United States it ranged from 16 to 24 m. The EUREAU, the European federation of national associations of drinking water suppliers and waste water services, suggests that buffer strips should be at least 5 m, preferably 10 m. Those buffers should either be used as extensive grasslands or be without agricultural use. Literature studies suggest there is no easy answer as to how wide a buffer strip should be for nutrient trapping and retention. The extreme variability of riparian ecotones, especially in relation to hydrological and biochemical processes, makes it difficult to predict their efficiency as buffer strips. Several Authors analyzed the relationships between several environmental factors suggest that catchment hydrology, subsurface biogeochemistry and soil type, represent influential key factors through cumulative effects on the main biological process responsible for nitrate removal in riparian zones such as the microbial denitrification. In Italy, nowadays, there is little experimental investigations on river and riparian areas and only few results for the Lombardy region from which policy makers can establish guidelines and optimize the management for the naturalization of rivers banks in terms of water protection. Despite the several studies in many northern European countries can be a valuable starting point, they are not exactly extrapolated to the Italian situation. The Italian river systems are not comparable to northern Europe, especially with regard to climatic aspects, soils characteristics, vegetation and hydrological aspects. Furthermore in Italy, in extremely agricultural catchments such as the flat portions of the Po basin a realistic proposal for creation of buffer strips can only provide for the use of very limited space. For that reasons this study gives a significant contribution in this respect. In particular obtained results can contribute to verify riparian strip effectiveness in nitrogen and pesticides removal from agricultural sources in Italian ecosystems. Therefore we focused our studies on springs and fontanili, a particular river type characteristic of the Lombardy landscape mostly characterized by problems of diffuse pollution. We selected nine sites representative of the different types of fontanili differing for the width and slope of the riparian strip and for different geomorphological features. This project aims to investigate the role of riparian strips in reducing pesticides and nutrient loads in the river network of the lower Po Valley, particularly in designated vulnerable areas. This specific objectives are to quantify the main biogeochemical processes active in removing nitrogen with particular reference to denitrification, to measure the concentrations of some pesticides in groundwaters, to develop an environmental descriptor which can briefly describe the functionality of riparian strips of springs, to assess a model for predicting nitrogen and pesticides flows in subsurface waters in different environmental conditions. Nitrogen and pesticide removal in riparian areaa of fontanili The project has provided field activities in experimental sites equipped with piezometers for groundwater monitoring and samplings of water for nitrogen and pesticides determination in different seasons. Obtained results show that nitrogen input from cropfields can be generated either from fertilization practises and pluviometric regime. Soil features, subsurface hydrology and crop type can affect the magnitude of this input. Indeed only two areas of the six ones cropped with maize show a net increase of nitrate during late spring summer 33 47 mgN/l , at the entrance of the riparian zone. Furthermore rainfall can determine surface runoff that washed the adjacent fields enriching nitrate groundwater content as we observed in almost two sites 20 30 mg/l . In the other sites where we don t observe a peak of nitrate during the fertilizer application we could hypothesize that nitrate is efficiently uptaken by crops and / or removed by biological processes, such as denitrification in deeper layers, or that simply dilutes. Nitrogen pattern was different in the different riparian strips. In some cases we can observe differences between shallow and deep soils, in other ones nitrate concentrations don t change in the whole riparian buffer. Nitrate removal is complete only in two sites, is partial in other sites 60 80% and almost in two sites is 0 %. A detailed analyses of nitrogen evolutions in the studied sites and the patterns of some chemical species O2, SO42 , DOC, Cl helped us to understand which processes were responsible for nitrogen depletion. We can hypothesize that denitrification can play an important role in the observed NO3 N attenuation and support the hypothesis that nitrate removal could be confined to narrow regions of the subsurface environment where suitable conditions for denitrification may occur. In some of these environments we observed also a discrete role of physical processes in nitrogen depletion such as dilution. Groundwater samples were also analyzed for pesticides content. Researched analytes were terbuthylazine TBA , terbuthylazine desethyl DET , acetoclor ACE , alaclor ALA , metolaclor MET only in the two last samplings , isoxaflutole ISO e aclonifen ACL . TBA and DET were the only compounds present in all the locations and at all the sampling dates in most of the fontanili there is a decrease of contamination, in some of them the concentration decrease was of 100%. We hypothesize that the observed reduction of terbuthylazine is due to the abundant organic carbon that retain the molecule slowing its transfer and favouring the degradation in the subsurface waters. The other compounds resulted absent in most of the samples, excepted ACL and ACE one site , that reset the concentration since 25/05/09 to 22/01/10. MET showed an increase of contamination since the penultimate date to the last one. In the three years about 500 samples are analysed. Average concentration for compound found frequently are 101 ng/l terbutiylazine, 87 ng/l per desethyl terbutiylazine, 10 ng/l per aclonifen, 15 ng/l per acetochlor e metolachlor 11 ng/l. These results contribute to gain more knowledge on nitrogen and pesticides dynamics and associated removal processes in a particular river type such as fontanili. We can summarize that the most efficient areas include large and narrow riparian zones. In all of these sites the decline of nitrogen occurred in small areas of few meters. Generally this effect was coupled with a shallow groundwater 30 60 cm or a lower slope or a floodplain. In some cases we observed that the removal occurred also in deeper waters where suitable conditions occurred even if the organic carbon is not so abundant. The areas where any or partial removal of nitrogen occurred are characterized by the higher slopes and a similar topography. The can conclude that in these environments the water residence time is the crucial factor for an efficient nitrogen removal. Any features that can favour a greater residence time or can reduce the rate of groundwater flows , such as riparian flat morphology, lower soils permeability, etc., can improve riparian efficiency in protect the water quality and can favour removal processes already in the crop fields. In these fontanili, often characterized by steep banks, also runoff plays an important role as a source of nutrient in the riparian sites. In these cases a wider riparian area can reduce the nutrient loads in the surface water and favours infiltration in riparian soils where biological processes can deplete this inputs. It is important to note that fontanili are fed by a deep acquifer that in most parts of Po Valley is already compromised in term of nitrate pollution. The nitrate concentration in the studied springs range between 2 to 6 mg N /l. On the other hand, the processes responsible of nitrogen removal in riparian strips occurs mainly in the subsurface aquifer where root systems are present and where the bacterial denitrification processes are favoured. Therefore it is clear that the ameliorative effect that the riparian strips can have on water quality of springs can only be partial in the medium term and at a local scale, but potentially enormous on long term and at macro scale since the contamination originates on agricultural soils, and then flows through the subsurface aquifer. Thus the diffuse presence of buffer strips able to intercept the cropfield draining fluxes could at least avoid a further worsening of the surface water quality and in an optimistic and long term perspective, it could enhance quality of rivers so that water bodies can fulfil WFD aims by 2016. We can also underlain that vegetated strips improve habitat richness in the water body and consequently increase the in stream removal efficiency. This could be an additional important management strategy for protecting these river types as nowadays riparian buffers can only contribute to protect only a small portion of subsurface water feedings fontanili . An index for describing the potential of a river site in removing nitrogen For a sustainable management of agriculture practices, especially in lowland areas where fontanili are located, simple while scientifically sound tools are advocated, so that local administrators can be supported in selecting areas where buffer riparian areas can more suitably be placed or preseved. Based on literature information and on new data collected during the project, a descriptor aimed at quntifying the potential of river sites in removing nitrogen along the river transverse section, named PTNR. The descriptor can be applied separately for each bank and is based on information mainly related to the following aspects bank and banktop vegetation, width of vegetation strips, bank structure and slope, relevant habitat and vegetation types, land use, presence of artificial features limiting water surface and underground fluxes. Scores are attributed to each category, for a total of 17 distinct components 12 natural and 5 artificial , and then summed up to get the total site score. This score is usually comprised between 200 for sites with very low removal potential to 300 for sites with a high removal potential . To derive PTNR values, the recording of data observation and field form compiling is obviously separated form the phase of data interpretation score attribution and data analysis descriptor computation . This is to support a high degree of reproducibility and intelligibility of the interpretation phase. The PTNR descriptor has been outlined and set to be able to describe the potential nitrogen removal over a wide range of river types i.e. from alpine streams to mediterranean temporary rivers, thus also targeting rivers well outside the study area of the project. The PTNR descriptor is directly applicable to data collected with the CARAVAGGIO method, that is designed to characterize river habitats and local hydro morphology. Nonetheless, the descriptor can find an easy application to datasets built up from other methods, when these offer enough detail. By mean of visual, in field assessment, the CARAVAGGIO method supports an analytical description of a large variety of habitat, hydro morphological and land use features of riverine ecosystems. Many indices and descriptors can be calculated automatically for the presence, into the database, of dedicated modules. As far as PTNR calculation is concerned, a dedicated module is not yet available and the computation is presently performed by Excel macros running on the CARAVAGGIOsoft export files. In general terms, providing the PTNR value takes small time and very limited resources the field survey requires on average 2 2.5 hours and the data storage and calculation require around 2 3 hours in total. In addition, the adoption of the CARAVAGGIO protocol supports a number of other applications and, among them, the following habitat and hydro morphological classification, interpretation of biological data, selection of river reference sites for the Water Framework Directive. Fur these reasons, and because a number of Environment Agency employees are already trained for the application of the method, the use of the descriptor can be suggested for those areas where diffuse nutrients pollution contributes seriously to nitrogen loads brought to rivers. With some notable exceptions e.g. F. le Rile and Uccello , the nitrogen removal potential defined for the project study sites is not high. For the F. le Rile, the obtained value of removal potential is very high and close to the values expected for reference sites of similar areas. Such a result fits well with the outcomes of the in situ analysis of nitrogen dynamics, that effectively quantified nitrogen removal across the riparian area. In fact, the F. le Rile showed high removal capacity. Among those included in the PTNR formulation, the environmental factors that most limit potential nitrogen removal in the study sites small, lowland springs are the limited width of the vegetation on and beyond the bank areas, land use beyond the banktop and high bank slope locally. On the contrary, in the study area morphological alterations seem not to determine a relevant reduction of nitrogen removal potential. Nitrogen removal potential, as expressed by PTNR, is correlated to river habitat richness and quality i.e.HQA score and, to some extent, to the lentic lotic character i.e. LRD of sites, which is related to their attitude to show areas dominated by still water. Nonetheless, for none of the two aspects, a linear relationship with removal potential seem evident for their whole range of variation. Locally at some sites, even if the theoretically best conditions for nitrogen removal are not observed, some other factors seems to have an important role. Among these factors, the tendency for the site to be dominated by lentic features e.g. still water seem to play a central role. The study sites have been compared to other sites located in very different geographic contexts the Alps, lowland areas in Lombardy with reference conditions , southern Italy, Mediterranean streams in Cyprus. The project sites are well distributed along the overall PTNR gradient, with the exclusion of the lowest observed values i.e. very low nitrogen potential , only found for Alpine sites with heavy morphological modification. When included in a PTNR range larger than that observed for the project sites only, a strong negative correlation is found between removal potential and the degree of morphological degradation. This agrees with the conceptual basis of PTNR, for which it was assumed that the presence of artificial structures on the banks can limit nitrogen removal along a transverse axis. In more general terms, we have to notice that some factors known to be relevant for nitrogen removal are not recorded by the CARAVAGGIO protocol, that is mainly focused on river habitat characterization. Therefore, to proficiently estimate nitrogen removal potential in river ecosystems, features such as the soil content of organic carbon and the direction of underground water fluxes should be assessed by means of dedicated procedures. Finally, the collected information should be merged with the outcomes ot PTNR calculation. Prospective for using the PTNR descriptor, after a more strict validation will be performed, seem high in terms of local management practices and in combination with other indices based on CARAVAGGIO application. Some of the i.e. LUI, HQA, HMS are present in WFD related legislation for hydro morphological and habitat classification for the aim of selecting reference sites for all Italian stream types and PTNR can be derived in a harmonized way. Hydrogeological transport model of nutrients in groundwater In order to reproduce denitrification process in groundwater that feed, totally or partially, the springs, it was used GIS for data bank and models with distributed parameters of flux for groundwater and of transport for nitrates movement into groundwater. With nitrates modelling the processes that involve organic contaminants were studied, such as pesticides and particularly a herbicide, terbuthylazine, frequently detected in springs water. Calculation code used for flux is MODFLOW, with graphics interface GWVistas 5.01 Environmental Simulations, Inc 2000 2004. that allows an optimum management of code tridimensionality and an efficient system of transfer of matrix data related to hydrogeological, geometrical and initial features of groundwater, as well as a good link with GIS of ESRI. Transport modelling was done with the code MT3D Zheng C., 1992 MS version. This code uses the flux modeled by MODFLOW, contained in file MT3 of MODFLOW, as base to reproduce the processes of carrying of the compound object of simulation. The transport can be divided into three separate processes advection, dispersion and diffusion Denitrification index was calculated by Riparian Nitrogen Model RNM . The RNM Riparian Nitrogen Model model has been conceived and validated in Australia, and its aim is to calculate the ratio of nitrate removed by denitrification in the soil of riparian belts. About terbuthylazine the PEARL model has been used, it has been developed in the Netherlands it allows to calculate the fate of organic contaminants in the unsaturated zone. About the saturated zone the equations suggested in the FOCUS report about degradation 2006 were used. Methods and ways to simulate the nitrate movement in the aquifer subtended to the riparian strip were developed and validated using the site of Cameri NO , where a monitoring piezometer network exists, then they can be applied to a site with a more limited database, provided mainly by public data banks. Considering the conditions of Cameri, the experimental datum and the flux and transport models show almost a total decreasing of the nitrate mass in 7 meters, that is 5 7days this phenomenon is mainly due to conditions of shallow groundwater few dm and of simultaneous presence in the saturated horizon of a copious availability of organic carbon in a situation of low permeability and porosity. In this riparian area a fast degradation of terbuthylazine happens this is due to the abundant organic carbon that allows to have retardation factor of the molecule higher of some magnitudes than in a common situation; this allows the plant protection products to degrade. Then flux and transport models for Rile fontanile, located in municipality of Settala MI were implemented in order to validate the procedure for areas with datasets mainly constituted by literature data. The comparison between the nitrate concentration obtained by transport model and observed values shows a good fitting, and this confirms that the method, with its limits, can be applied to situation with and without monitoring piezometer network. Also in the other experimental sites the adopted method obtained confirmation The method is based on a first step of observation of a ground to locate areas potentially subject to denitrification. Then it is necessary to perform a survey of the area and to acquire the available data from Institution or Public data banks to outline the situation and decide if and how to plan a monitoring piezometer network with the purpose to produce input data for hydrogeological models. Monitoring piezometer networks constituted by standardized and topographically surveyed piezometers allow to build detailed local piezometric maps that point out the path of the groundwater from the field source to the fontanile target , and to produce values of significant hydrogeological parameters, particularly the permeability of deposits. Moreover it is possible to collect samples of groundwater in order to have hydrochemicals data for the calibration. If a site specific monitoring piezometer network is present, it is possible to produce a model calibrated using site specific data about flux and transport, in case of piezometer network implementation; if a site specific monitoring piezometer network does not exist, it is possible to produce a model not calibrated in the area of the fontanile. The capacity of reproducing the nitrates path in the groundwater depends on the moving field of the groundwater, on the solution of the flux problem and on the chemical and physical features of the environment. Because of the extreme variability of these factors, it is essential to build a special model for each site, in order to reproduce nitrates transport and the denitrification process with good reliability. The data necessary to implement a flux and transport model are reported below oCartographic base of detail oPiezometer head level and fontanile level absolute value oPiezometric level oStratigraphy oPermeability or well test oNitrates concentration value oChlorides concentration value oRoot system depth oStructure of control piezometers oPresent crop oPrecipitations If the available data base of some sites is not so copious, it is possible to build an approximate model using data from Municipality, Province, Region and other Territorial institutions. Once the flux and transport method is carried, it is possible to obtain the removal rate of nitrates analyzing the mass balance The method confirms that the premises of denitrification are Alignment of source of nitrates fields , path riparian belt , target springs along the same hydraulic gradient; Minimum width of the riparian belt of 2 4m ; Piezometric level close to ground floor level; Presence of significant plants; Permeability of the deposits host the aquifer where reduced denitrification processes happen, lower than 1x10E 05 m/sec; Reduced hydrogeological gradient, lower than 0.5%; Reduced effective porosity. Although the quality of the datum produced by the model depends heavily on the quality of the introduced datum, models are a simplification of reality. It is necessary to consider costs and benefits about the costs of the introduced datum and the time necessary to get ready the model, considering the aim of the model it is the reproduction and the check of the denitrification process from the source to the target, it is not the accurate reproduction of each variability of the process in the time and in the space about a site. The model have to be an instrument of quite easy application through a standard coding of the introduced data, of their processing and of the modelling step. All these phenomena are limited to the most superficial share of the aquifer, where dense network of root systems are present the riparian belt has to be considered in its tridimesionality. At greater depths nitrate does not degrade significantly and the riparian belt does not perform any function. The built model is a revealing tool that can reproduce a phenomenon on the basis of hydrogeological and hydrochemicals considerations. L impiego delle fasce tampone vegetate per mitigare gli effetti dell inquinamento da nutrienti derivanti dalle pratiche agricole e una strategia di gestione che sta suscitando l interesse del mondo scientifico e degli enti locali regioni, province, comuni,consorzi irrigui, autorita di bacino . Nel panorama internazionale le fasce tampone rappresentano in molti paesi un importante Best Management Practice BMP per il controllo dell inquinamento diffuso di origine agricola. Questa tematica e oggi di grande attualita anche in Italia dove l impiego fasce tampone e previsto nelle misure di pianificazione regionale attuali e future per lo sviluppo di un agricoltura piu sostenibile. Anche in Italia sono previste forme di finanziamento, nei Piani di Sviluppo Rurale 2007 2013, per sostenere la realizzazione e il mantenimento di strutture vegetate con finalita ecologiche salvaguardia e incremento della biodiversita e di tutela della qualita delle risorse idriche superficiali e profonde. Tuttavia, i legislatori e gli enti gestori, hanno la necessita di conoscere quali siano i fattori chiave che determinano la funzionalita delle fasce tampone e di stabilire linee guida per ottimizzarne la creazione e la gestione. Nonostante un uniformita di intenti, vi e ad oggi una grande eterogeneita nelle linee guida stabilite a livello locale. In alcuni casi viene indicata solo la necessita di proteggere i corridoi ripari, senza alcun riferimento specifico all ampiezza, mentre in altri casi vengono fornite indicazioni piu specifiche. In Canada, ad esempio, sono previste fasce tampone lungo i fiumi con un ampiezza di circa 14 44 m, mentre negli Stati Uniti si suggeriscono ampiezze di 16 24 m. L EUREAU, la Federazione Europea delle associazioni nazionali dei fornitori di acqua potabile e di servizi delle acque reflue, suggerisce che le fasce tampone debbano essere almeno di 5 m, preferibilmente 10 m. Tali fasce possono essere utilizzate come prati stabili o lasciate incolte. Nonostante i numerosi studi disponibili in letteratura ancora oggi dal mondo scientifico non si hanno risposte semplici riguardo l indicazione dell ampiezza ideale che una fascia tampone deve avere per rimuovere e/o trattenere efficacemente i nutrienti. L estrema variabilita degli ecotoni ripariali, soprattutto in relazione ai processi biochimici e idrologici, rende difficile prevedere la loro efficienza come fasce tampone. Numerosi autori hanno analizzato le relazioni esistenti tra fra diversi fattori ambientali indicando come l idrologia, le caratteristiche biogeochimiche del comparto sotterraneo e il tipo di suolo, rappresentino i fattori chiave in grado di influenzare simultaneamente i principali processi biologici, in primis la denitrificazione batterica, responsabili della rimozione dei nitrati nelle fasce riparie. In Italia, ad oggi, le ricerche sperimentali effettuate sulle fasce riparie sono ancora limitate e, in particolare in Lombardia solo disponibili solo pochi studi scientifici da cui i responsabili delle politiche regionali possano stabilire linee guida e ottimizzare la gestione e la rinaturalizzazione dei fiumi come strategia per la protezione delle acque. Nonostante i numerosi studi condotti in paesi del nord Europa possano costituire un importante punto di partenza, spesso i risultati non sono esattamente estrapolabili alla realta italiana. Spesso i sistemi fluviali italiani non sono paragonabili a quelli del nord Europa, soprattutto per quel che riguarda gli aspetti climatici, le caratteristiche del suolo, la vegetazione e gli aspetti idrologici. Inoltre in Italia, nelle zone caratterizzate da un intensa attivita agricola, ad esempio la Pianura Padana una proposta realistica per la creazione di fasce tampone non puo che prevedere l uso di spazio molto limitato. In quest ottica il presente studio puo fornire preziose indicazioni e in particolare i risultati ottenuti possono contribuire a verificare l efficacia delle fasce riparie nella rimozione di azoto e fitofarmaci provenienti da fonti agricole in ambienti tipici dell italia settentrionale. Si e quindi deciso di focalizzare il presente progetto su risorgive e fontanili che costituiscono un tipo fluviale ampiamente presente in Lombardia e sono spesso interessati da problemi di inquinamento diffuso. Abbiamo selezionato nove siti rappresentativi di diversi tipologie di fontanili che si diversificano tra loro per l ampiezza, la pendenza della zona riparia e per le caratteristiche geomorfologiche. Con questo progetto si intende verificare il ruolo delle fasce riparie nella riduzione dei carichi di nutrienti e fitofarmaci nel reticolo idrografico minore della Pianura Padana, in particolare nelle zone designate vulnerabili. Gli obiettivi specifici sono la quantificazione dei principali processi biogeochimici attivi nella rimozione dell azoto con particolare riferimento alla denitrificazione; la misura delle concentrazioni di alcuni fitofarmaci nelle acque sotterranee, la selezione di indicatori ambientali in grado di descrivere sinteticamente la funzionalita delle fasce riparie dei fontanili, lo sviluppo di un modello in grado di prevedere i flussi di azoto e pesticidi in diverse condizioni ambientali. Rimozione dell azoto e dei fitofarmci nelle fasce riparie dei fontanili Il progetto ha previsto un attivita sperimentale in aree allestite con piezometri per il monitoraggio della falda e il prelievo di campioni di acqua sotterranea per la determinazione analitica di composti azotati e fitofarmaci nelle diverse stagioni. I risultati ottenuti hanno evidenziato come gli input di azoto provenienti dai campi agricoli possano derivare sia dalle pratiche di fertilizzazione sia dal regime pluviometrico. Le caratteristiche del suolo, l idrologia delle acque sotterranee e il tipo di coltura posso poi influenzare l entita di questi input. Nel nostro caso solo due delle sei aree coltivate a mais hanno mostrato un netto aumento del nitrato nella tarda primavera estate 33 47 mg N/l , nella acqua sotterranea all ingresso della fascia riparia. Le precipitazioni, inoltre, possono generare un deflusso superficiale che dilava ulteriormente i campi adiacenti arricchendo di nitrati le acque sotterranee, come abbiamo osservato in almeno due siti sperimentali 20 30 mg N/l . Negli altri siti in cui non e sono stato osservato un picco di nitrati successivamente all applicazione dei fertilizzanti possiamo ipotizzare che il nitrato sia stato efficientemente assorbito dalle colture e/o che sia stato rimosso da processi biologici, come ad esempio la denitrificazione negli strati piu profondi del suolo coltivato, o che si sia semplicemente diluito. La distribuzione dell azoto e risultata differente nelle diverse fasce riparie considerate. In alcuni casi si sono osservate differenze tra i suoli superficiali e quelli profondi, in altri le concentrazioni di nitrati sono rivelate omogenee in tutta la fascia riparia. La rimozione dei nitrati e risultata completa in due siti fontanile Fontanin Cameri, e fontanile Rile Settala , parziale in altri 60 80% e nulla in almeno due siti. Un analisi dettagliata della distribuzione e delle variazioni dell azoto nei siti studiati e l andamento di alcune specie chimiche O2, SO42 , DOC, Cl ci hanno permesso di ipotizzare e individuare quali sono stati i processi responsabili delle diminuzioni dei livelli di azoto. Possiamo, quindi, affermare che la denitrificazione svolge un ruolo importante nella attenuazione osservata per i nitrati e sostenere l ipotesi che tale processo batterico possa avvenire anche in porzioni limitate della fascia riparia hot spots dove sussistano le condizioni idonee cioe scarse concentrazioni di ossigeno disciolto, presenza di nitrato e disponibilita di carbonio organico. In alcuni ambienti studiati si e osservato anche un discreto contributo dei processi fisici, come la diluizione, nella diminuzione delle concentrazioni di azoto. I campioni di acque sotterranee sono stati analizzati anche per determinare il contenuto di alcuni fitofarmaci. Gli analiti investigati sono stati terbutilazina TBA , desetil terbutilazina DET , acetoclor ACE , alaclor ALA , metolaclor MET solo negli ultimi due campionamenti , isoxaflutole ISO e aclonifen ACL . TBA e DET sono gli unici composti presenti in tutti i siti e in tutte le date di campionamento nella maggior parte dei siti si nota una riduzione della concentrazione, in alcuni l abbattimento di TBA e risultato del 100%. Ipotizziamo che la riduzione osservata per la terbutilazina sia dovuta all abbondanza di carbonio organico che trattiene le molecole rallentandone il trasferimento e favorendone la degradazione nelle acque sotterranee. Gli altri composti ricercati sono risultati quasi sempre assenti ad accezione di ACL e ACE Fontanone che comunque dal 25/05/09 al 22/01/10, ha ridotto a zero la propria concentrazione. MET ha, invece, mostrato un aumento della contaminazione nelle ultime due date di campionamento. Negli anni 2008 10 sono stati analizzati circa 500 campioni. Le concentrazioni medie globali ottenute per ogni analita presente non sporadicamente sono le seguenti 101 ng/l per terbutilazina, 87 ng/l per desetil terbutilazina, 10 ng/l per aclonifen, 15 ng/l per acetoclor e metolaclor 11 ng/l. Questi risultati contribuiscono ad acquisire maggiori conoscenze sulle dinamiche dell azoto e dei pesticidi e dei relativi processi di rimozione nelle fasce riparie di una particolare tipologia fluviale, i fontanili. Riassumendo possiamo affermare che si sono dimostrate efficienti sia fasce riparie di dimensioni ridotte che fasce piu ampie. In tutti questi siti la riduzione dell azoto si e verificata in zone ristrette, nell arco di pochi metri. Generalmente questo fenomeno era associato ad una ridotta soggiacenza dell acqua sotterranea 30 60 cm , a una ridotta pendenza della fascia riparia o alla presenza di una zona pianeggiante tra il campo e il fontanile. In alcuni casi abbiamo osservato una rimozione anche in acque piu profonde dove si sono verificato le condizioni adatte per i processi anche in presenza di un contenuto di carbonio organico non cosi abbondante. Le aree in cui non si e verificata alcuna rimozione, o solo parziale, sono caratterizzate da pendenze piu elevate della zona riparia e da caratteristiche topografiche simili. Si puo quindi concludere che in questi ambienti il tempo di permanenza dell acqua e il fattore chiave per un efficiente rimozione dell azoto. Tutti i fattori che possano favorire un maggiore tempo di residenza o che siano in grado di rallentare il flusso dell acqua sotterranea, come declivi con lieve pendenza, una bassa permeabilita dei suoli, etc., possono contribuire a migliorare l efficienza delle fasce riparie nel tutelare la qualita delle acque e possono favorire i processi di rimozione gia a livello di campi agricoli. Infine occorre considerare che nella tipologia fluviale studiata anche il deflusso superficiale svolge un ruolo importante come sorgente di nitrato nelle zone riparie. In questi casi, una fascia riparia piu ampia potrebbe ridurre il carico di nutrienti, in particolare il fosforo alle acque superficiali e favorire l infiltrazione nei suoli ripari dove i processi biologici possono limitarne gli apporti. È importante notare che i fontanili sono alimentati da una falda acquifera profonda che in molte zone della pianura padana risulta compromessa in termini di inquinamento da nitrati. La concentrazione del nitrato nei fontanili studiati varia tra 2 6 mg N/l. D altra parte, i processi responsabili della rimozione dell azoto nelle fasce riparie si verificano principalmente nella falda acquifera subsuperficiale dove sono presenti gli apparati radicali e sono favoriti i processi di denitrificazione batterica. E quindi evidente che l effetto migliorativo che le fasce tampone riparie possono avere sulla qualita delle acque di risorgive e fontanili puo essere solo parziale su scala locale e a medio termine, ma potenzialmente enorme nel lungo periodo e su macro scala in quanto la contaminazione, che ha origine in terreni agricoli, scorre poi attraverso la falda acquifera subsuperficiale. La presenza diffusa di fasce tampone in grado di intercettare i flussi drenati dai campi agricoli potrebbe sicuramente evitare un ulteriore peggioramento della qualita delle acque superficiali e in una prospettiva ottimistica e a lungo termine, potrebbe migliorare la qualita dei corsi d acqua in modo che i corpi idrici possano soddisfare gli obiettivi della direttiva quadro entro il 2016. Possiamo inoltre sottolineare che fasce riparie alberate arricchiscono sia qualitativamente che quantitativamente gli habitat nel corpo idrico e di conseguenza aumentano l efficienza di autodepurazione all interno del fiume stesso. Questa ulteriore funzione delle fasce riparie, spesso non valutata, aggiunge valore alle strategie gestionali che optando per la tutela, il risanamento e la realizzazione di zone riparie possono contribuire a salvaguardre e migliorare la qualita delle acque che alimentano i fontanili. Derivazione di un descrittore per valutare la rimozione potenziale dell azoto In un ottica di gestione sostenibile dell agricoltura, specialmente in aree planiziali come quella dove sono inseriti i fontanili oggetto del presente studio, sono sempre piu frequenti le richieste di strumenti semplici ma sviluppati su rigorose basi scientifiche in grado di supportare i gestori nella selezione delle aree piu idonee all introduzione o alla conservazione delle fasce riparie spondali. Sulla base di dati di letteratura e delle esperienze maturate durante il progetto, e stato derivato un descrittore in grado di quantificare il potenziale di un sito fluviale nel rimuovere l azoto lungo un percorso trasversale all asta fluviale, denominato PTNR. Esso e applicabile separatamente alle sponde destra e sinistra e si basa su informazioni relative ai seguenti aspetti principali vegetazione di sponda e sommitale, estensione delle zone vegetate, struttura e pendenza dell area spondale, presenza di habitat e di tipi di vegetazione ritenuti particolarmente utili per la rimozione dell azoto, uso del territorio, presenza di strutture artificiali che limitano i flussi superficiali e sotterranei. I punteggi attribuiti a ciascuna categoria, per un totale di 17 componenti 12 naturali e 5 artificiali , vengono sommati e concorrono alla definizione del punteggio complessivo del sito che, di norma, e compreso tra 200 siti a potenziale di rimozione molto scarso e 300 siti a elevato potenziale di rimozione . Nel calcolo del PTNR, la fase di acquisizione dell informazione di base descrizione di strutture e caratteristiche effettivamente osservate rilevamento in campo e distinta dalla fase di interpretazione dell informazione stessa attribuzione punteggi e analisi dei dati calcolo del descrittore . Cio a garanzia della riproducibilita dell applicazione e della trasparenza del processo di interpretazione dei dati raccolti. Il descrittore PTNR e stato sviluppato per poter descrivere le potenzialita di rimozione dell azoto in un ampio ambito di tipi fluviali i.e. dai torrenti alpini ai corsi d acqua temporanei mediterranei, e non solo nei corsi d acqua presenti nell area selezionata per il progetto. Il descrittore e direttamente applicabile ai dati raccolti mediante il metodo CARAVAGGIO, che consente di caratterizzare gli habitat e l idromorfologia locale di siti fluviali; esso potra peraltro essere applicato con relativa facilita a dati esistenti raccolti mediante protocolli differenti, qualora essi presentino un sufficiente livello di dettaglio. Il metodo CARAVAGGIO consente, mediante analisi visiva in campo, di descrivere e caratterizzare in modo analitico un ampia varieta di caratteristiche di habitat, idromorfologia e uso del territorio nelle aree fluviali. Utilizzando le informazioni raccolte, possono essere calcolati numerosi descrittori, per alcuni dei quali il calcolo e compiuto in modo automatico in una sezione dello stesso database. Il modulo relativo al PTNR non e ancora presente nel database, ed il calcolo e al momento effettuato mediante macro Excel sui file di export del database. Lo sforzo richiesto per il calcolo del descrittore PTNR sulla base del metodo CARAVAGGIO richiede quindi tempi e risorse molto contenuti l applicazione in campo richiede circa 2 2.5 ore, l archiviazione nel database, gia disponibile, e il calcolo richiedono circa 2 3 ore complessivamente. L applicazione del CARAVAGGIO fornisce informazioni utili per una serie di altri aspetti, tra i quali classificazione di habitat e idromorfologica, interpretazione di dati biologici, selezione di siti di riferimento per la Direttiva Quadro sulle Acque; per tale motivo, e in virtu del fatto che molti operatori di ARPA/APPA sono gia formati per l applicazione del metodo, potra costituire uno strumento molto utile soparttutto in aree dove le sorgenti diffuse di nutrienti contribuiscono in modo importante ai carichi trasferiti ai corpi idrici fluviali. I siti lombardi studiati nel presente progetto mostrano mediamente valori non molto elevati di potenziale di rimozione dell azoto, con alcune eccezioni quali il fontanile Rile e Uccello. Nel caso del F.le Rile, i valori di rimozione potenziale non si discostano di molto da quelli attesi in aree simili in condizioni di riferimento. La congruenza di tale classificazione e confermata dalle attivita sperimentali del progetto volte a quantificare l effettiva rimozione dell azoto ad opera della fascia riparia; infatti, a questo riguardo, il Rile ha mostrato ottime capacita di rimozione. I fattori che limitano la rimozione potenziale nei fontanili studiati sono da imputare principalmente alla limitata estensione delle aree vegetate nelle aree spondali, all uso del territorio oltre la sommita di sponda ed all elevata pendenza di alcune sponde. Al contrario, nell area studiata le alterazioni morfologiche dei sito non sembrano influire in modo importante sulla rimozione potenziale dell azoto. La potenzialita di rimozione dell azoto, come espressa dal PTNR, e correlata alla diversificazione degli habitat fluviali i.e. HQA e, in minor misura, al carattere lentico lotico dei siti i.e. LRD , cioe alla loro tendenza a mostrare la prevalenza di aree ad acqua ferma. Ciononostante, per nessuno dei due aspetti sembra possibile evidenziare una relazione lineare nell intero ambito di variazione osservabile. Localmente, alcuni fattori sembrano poter favorire la rimozione potenziale dell azoto, sebbene in termini generali il sito non mostri le migliori condizioni possibili. Tra questi fattori, il carattere di lenticita del sito i.e. la tendenza a mostrare dominanza di acque ferme e le caratteristiche ad esso associate sembrano avere notevole importanza. I siti studiati sono stati comparati ad altre situazioni osservate in quattro diversi contesti geografici Alpi, Lombardia in presenza di siti di riferimento, Italia meridionale, fiumi mediterranei di Cipro . I siti in esame si dispongono abbastanza omogeneamente lungo il gradiente complessivo di PTNR osservato, con l eccezione dei valori piu bassi, corrispondenti a potenzialita di rimozione modeste, osservati nelle sole Alpi in siti morfologicamente molto alterati. Quando inseriti in un gradiente piu ampio di PTNR, accanto alla relazione con la diversificazione degli habitat, come visto per i fontanili studiati, si evidenzia una forte correlazione negativa con la presenza di alterazioni morfologiche. Cio e in accordo con alcune delle premesse sulle quali il descrittore PTNR e stato derivato, secondo le quali la presenza di importanti artificializzazioni delle aree spondali impedirebbe un efficiente rimozione trasversale dell azoto. In termini ancor piu generali, non va dimenticato che alcuni fattori importanti per la rimozione dell azoto non sono rilevati mediante l applicazione del protocollo CARAVAGGIO, che e principalmente orientato alla caratterizzazione dell habitat. Al fine di stimare in modo efficace le potenzialita di rimozione dell azoto in siti fluviali, caratteristiche quali, ad esempio, la presenza di carbonio organico nel suolo o la direzione di flusso dell acqua sotterranea dovranno essere valutate mediante appositi protocolli e, se possibile, integrate ai risultati ottenuti mediante il calcolo del PTNR. Le potenzialita di utilizzo del descrittore PTNR, una volta che ne saranno stati validati in modo piu esteso i risultati, sembrano elevate, sia in termini di utilizzo nella gestione locale delle aree perifluviali sia in combinazione con gli altri descrittori calcolabili sulla base dei dati raccolti con il metodo CARAVAGGIO e.g. LUI, HQA, HMS , gia inseriti nei riferimenti normativi per la classificazione idromorfologica e di habitat ai fini della selezione di siti di riferimento fluviali. Modellizzazione idrogeologica di flusso e trasporto di nutrienti in falda Al fine di riprodurre il processo di denitrificazione delle acque sotterranee che alimentano, in tutto o in parte, i fontanili, si e fatto ricorso al GIS per la banca dati ed a modelli a parametri distribuiti, di flusso per le acque sotterranee e di trasporto per il movimento dei nitrati in falda. Accanto alla modellizzazione dei nitrati sono stati studiati i processi che avvengono a carico di contaminanti organici, quali gli agro farmaci ed in particolare di un diserbante, la terbutilazina, frequentemente ritrovata nelle acque dei fontanili. Il codice di calcolo utilizzato e il MODFLOW, con interfaccia grafica GWVistas 5.01 Environmental Simulations, Inc 2000 2004. che consente una gestione ottimale della tridimensionalita del codice ed un efficiente sistema di trasferimento dati matriciali relativi alle caratteristiche idrogeologiche, geometriche ed iniziali della falda, nonche un buon collegamento con i GIS di ESRI. La modellizzazione del trasporto e stata effettuata con il codice MT3D Zheng C., 1992 nella versione MS. Tale codice utilizza il campo di moto prodotto da MODFLOW come base per riprodurre i processi di veicolazione della sostanza oggetto di simulazione. Il trasporto, infatti, e scomponibile in tre distinti processi advezione, dispersione e diffusione; tali processi si impostano sul campo di moto contenuto nel file MT3 di MODFLOW e sono riprodotti implementando nel campo di moto stesso, le impostazioni definite nel modello di trasporto quali parametrizzazione della sorgente, della sostanza, dei processi di trasporto, fattori di attenuazione e degradazione. L indice di denitrificazione e stato calcolato tramite il Riparian Nitrogen Model RNM . Il modello RNM Riparian Nitrogen Model e stato ideato e validato in Australia, e ha come finalita il calcolo della proporzione di nitrato rimosso per denitrificazione nei suoli delle fasce riparie. Per quanto riguarda la terbutilazina e stato utilizzato il modello PEARL sviluppato in Olanda che permette di calcolare il destino di contaminanti organici nella zona insatura. Per la zona satura si sono utilizzate le equazioni proposte nel report FOCUS sulla degradazione 2006 . Lo sviluppo di metodi e tecniche per la simulazione del movimento dei nitrati nella falda sottesa alla fascia riparia sono stati sviluppati e tarati utilizzando il sito di Cameri NO per il quale esiste una rete di monitoraggio, e poi applicata ad un sito in cui la base dati fosse piu limitata, un sito, quindi, in cui i dati reperiti in banche dati pubbliche costituiscano la principale fonte di informazione. Facendo riferimento alle condizioni presenti a Cameri, il dato sperimentale e i modelli di flusso e trasporto indicano come gia in 7 metri, ovvero circa 5 7 giorni, si abbia un abbattimento pressoche totale della massa entrante; tale fenomeno e principalmente dovuto alle condizioni di limitata soggiacenza della falda pochi dm e di presenza contestuale nell orizzonte saturo di una abbondante disponibilita di carbonio organico in un contesto di bassa permeabilita e bassa porosita. In tale fascia si assiste anche ad una rapida degradazione della Terbutilazina, e questo in regione dell abbondante carbonio organico che permette di avere coefficienti di ritardo della molecola di ordini di grandezza superiori rispetto ad una condizione ordinaria, consentendo quindi al fitofarmaco di degradarsi. Successivamente sono stati implementati modelli di flusso e trasporto per il fontanile Rile, in comune di Settala MI , al fine di validare la procedura in aree con dataset prevalentemente costituiti da dati di letteratura. Il risultato del modello di trasporto dei nitrati, confrontati con i valori reali, ha dato risultati soddisfacenti, confermando quindi che i metodo, pur con i limiti del caso, e applicabile a situazioni con e senza rete di monitoraggio. Anche negli altri siti sperimentali si sono ottenute conferme della metodologia adottata. La metodologia si basa su una prima fase di osservazione del territorio al fine di individuare aree potenzialmente soggette a denitrificazione. Individuate tali aree risulta necessario effettuare un rilievo dell area, acquisire una serie di dati disponibili presso Enti o Banche dati pubbliche, al fine di ricostruire un quadro preliminare della situazione sulla quale decidere se e come impostare una rete di monitoraggio finalizzata a produrre dati di input per i modelli idrogeologici. Con le reti di monitoraggio costituite da piezometri standardizzati e rilevati topograficamente e possibile produrre carte piezometriche locali di dettaglio che evidenzino il percorso delle acque sotterranee dal campo sorgente al fontanile bersaglio , nonche produrre ricavare i valori dei parametri idrogeologici significativi, in particolare la permeabilita dei depositi. Inoltre e possibile prelevare campioni ci acque sotterranee al fine di avere dati idrochimici per la taratura. In funzione della presenza o meno di una rete di monitoraggi sito specifica e possibile produrre, nel caso di implementazione della rete, un modello calibrato con dati sito specifici sia nella componente di flusso e sia in quella di trasporto, oppure, in assenza di una rete di monitoraggio, produrre un modello non tarato nella zona del fontanile. La capacita di riprodurre il movimento dei nitrati in falda dipende dal campo di moto della falda, e quindi dalla risoluzione del problema del flusso, e dalle caratteristiche chimico fisiche dell ambiente in cui il nitrato si colloca. A causa dell estrema variabilita di tali fattori, risulta indispensabile, per poter riprodurre il trasporto dei nitrati ed il processo di denitrificazione con un ragionevole grado di affidabilita, costruire un modello ad hoc per ogni sito. I dati necessari per poter implementare un modello di flusso e di trasporto sono riportati nell elenco sottostante oBase cartografica di dettaglio oQuota testa piezometri e quota fontanile in valore assoluto oLivello piezometrico oStratigrafia oPermeabilita o prove di pozzo oValore di concentrazione dei nitrati oValore di concentrazione dei cloruri oProfondita dell apparato radicale oStruttura dei piezometri di controllo oColtivazione presente oPrecipitazioni Nel caso di siti in cui la base dati disponibile non sia cosi estesa, e possibile costruire comunque un modello, pur se approssimativo, basandosi su dati disponibili di Comune, Provincia, Regione ed altri Enti territoriali. Realizzato il modello di flusso e trasporto, e poi possibile ricavare il tasso di rimozione dei nitrati analizzando il bilancio di massa La metodologia ha confermato come i presupposti perche avvenga il fenomeno della denitrificazione sono presenza di una sorgente di nitrati a monte idrogeologico; ampiezza della fascia riparia minima di 2 4m ; soggiacenza limitata della falda freatica; presenza di una vegetazione significativa; permeabilita dei depositi ospitanti la falda in cui avvengono i processi di denitrificazione ridotta, inferiore ai 1x10E 05 m/sec; gradiente idrogeologico ridotto, inferiore dai 0.5%; porosita efficace ridotta. Sebbene la qualita del dato in uscita dal modello dipenda fortemente dalla qualita del dato in ingresso, i modelli non possono in ogni caso che essere una semplificazione della realta. Occorre quindi fare un bilancio costi benefici relativamente al costo del dato in ingresso ed al tempo necessario per la messa a punto del modello avendo ben presente la finalita del modello stesso che e principalmente quella di riprodurre, e quindi verificare, il processo di denitrificazione nel tragitto dalla sorgente al bersaglio, e non la riproduzione accurata di ogni variabilita del processo stesso nel corso del tempo e dello spazio relativamente ad un sito. Il modello deve, quindi, essere uno strumento agile di relativa facile applicazione tramite una codifica standard, per quanto possibile, dei dati in ingresso, della loro elaborazione e della fase di modellizzazione. Va comunque precisato che tutti questi fenomeni sono limitati alla porzione piu superficiale dell acquifero, ovvero quella in cui sono presenti densi reticoli di apparati radicali; la fascia riparia, quindi, va considerata nella sua tridimensionalita. A profondita maggiori il nitrato non subisce degradazioni significative, e la fascia riparia non svolge alcuna funzione. Il modello costruito rimane in ogni caso uno strumento indicativo in grado di replicare un fenomeno sulla base di considerazioni idrogeologiche ed idrochimiche. Progetto LE FASCE RIPARIE DEI FONTANILI UN FILTRO NATURALE DI NUTRIENTI E FITOFARMACI PER LA TUTELA DELLE ACQUE DELLA LOMBARDIA c_Extended_summarydefinitivoENG_ITA.doc Rapporto di ricerca Research report ARESE CRISTINA LOTTI ALESSANDRO raffaella.balestrini BALESTRINI RAFFAELLA |
