Un modello per la stima della capacità autodepurativa di un corpo idrico superficiale. Applicazione al caso di studio di un bacino scolante in Laguna di Venezia.

più elevate concentrazioni di nitrato, la forma di azoto generalmente prevalente nei 
corpi d’acqua dolce, si registrano di solito in aree di pianura, dove è frequente la 
vicinanza di zone urbane ed industriali, di terreni agricoli e di allevamenti intensivi 
di bestiame, considerati per questo la causa principale di inquinamento delle acque 
(e.g. Rekolainen, 1989; Jordan et al., 1997; Wade et al., 2005).  
Nei sistemi terrestri la maggior parte delle sostanze inquinanti sono legate alla 
matrice solida del terreno o al più disciolte nell’acqua interstiziale. Per questo motivo 
i tempi di trasporto di dette sostanze sono decisamente elevati ed un’eventuale 
situazione di alterazione resta per lo più limitata alla zona interessata dall’evento 
contaminante. Nei sistemi acquatici invece, e nei corsi d’acqua in particolare per 
questo studio, gli inquinanti scaricati si trovano in forma disciolta o sospesa e sono 
quindi molto mobili. Questo, se da un lato permette un veloce ripristino delle 
condizioni precedenti all’evento inquinante, dall’altro causa il trasferimento del 
problema a valle, dove alcuni ecosistemi particolarmente sensibili possono risentirne 
negativamente. Un eventuale apporto eccessivo di nutrienti dall’esterno può, infatti, 
provocare una situazione di stress ambientale che coinvolge non solo la zona 
interessata dallo sversamento, ma anche i grandi fiumi (Meade, 1995), i laghi 
(Vollenweider et al., 1974) e le zone di foce, con effetti spesso visibili pure in 
ambiente marino (Rosenberg et al., 1990; Vollenweider et al., 1992). Le conseguenze 
principali, ed evidentemente negative di ciò, sono il degrado della qualità dell’acqua 
dei fiumi e la cosiddetta eutrofizzazione delle zone marino-costiere (Billen et al., 
1991; EEA, 1995; Garnier et al., 2002), di cui la Laguna di Venezia ne rappresenta 
un esempio (Figura 1.1).  
Le lagune sono ambienti di transizione tra ecosistemi terrestri e marini, da 
entrambi fortemente influenzate e per questo anche particolarmente delicate. 
L’equilibrio biologico rischia di rompersi se l'uomo modifica le caratteristiche fisiche 
del luogo (diversione di fiumi che ivi sfociano, costruzione di moli, chiusura di 
eventuali sbocchi sul mare) e soprattutto se vi immette i prodotti, diretti o indiretti, 
delle sue attività (nutrienti nel caso di questo lavoro). 
 6 
Figura 1.1: La Laguna di Venezia vista dal satellite Landsat 1. 
Il termine “eutrofia”, dal greco eutrophia (eu = buon, trophòs = nutrimento), 
indica lo stato trofico caratterizzato dall’abnorme proliferazione o “bloom” di 
biomassa vegetale (soprattutto microalghe) in laghi, aree di foce e zone costiere. Con 
l’espressione “eutrofizzazione” in origine s’intendeva, in accordo con la sua 
etimologia, il complesso dei processi di fertilizzazione delle acque naturali che 
portano all’eutrofia; oggi viene invece correntemente usato per indicare le fasi 
successive del processo biologico conseguente a tale arricchimento, ossia come 
sinonimo di eutrofia. Le conseguenze di questo fenomeno sono molteplici e spesso 
deleterie per l’ambiente: 
• Man mano che la comunità algale si sviluppa, la trasparenza dell’acqua si 
riduce e con essa anche la zona fotica. Se si raggiunge lo stato ipertrofico 
l’effetto di copertura delle alghe è talmente imponente che le piante 
acquatiche non riescono più ad assimilare efficacemente l’alta quantità di 
nutrienti presente, provocando una progressiva riduzione nella biodiversità 
 7
dell’ecosistema acquatico, che in condizioni estreme si può modificare 
sensibilmente (Schönborn, 2003). 
• La notevole quantità di sostanza organica biodegradabile (piante, alghe) 
genera una richiesta, alla loro morte, di ossigeno per l’attività batterica di 
decomposizione, attività che in casi particolarmente severi può portare 
all’esaurimento dell’ossigeno disciolto, produzione di tossine, moria di pesci 
e al collasso dell’intero ecosistema (OECD, 1982). 
• Le attività che dipendono dagli ecosistemi acquatici, quali pesca e turismo, 
possono subire gravi danni economici derivanti dalla non fruibilità 
dell’ambiente acquatico stesso. 
• Si pensa che possa influenzare il fenomeno delle mucillagini, presente da 
svariati anni nel Mar Adriatico, agendo sul rapporto azoto/fosforo 
(Manganelli e Funari, 2003). 
 
Finora ci si è soffermati solamente sugli aspetti concernenti il trasporto dei 
nutrienti, i quali sono tuttavia soggetti, lungo tutto il loro percorso, anche a numerosi 
processi di ritenzione (retention) che tendono a ridurne la concentrazione in acqua e 
che non possono essere ignorati qualora si consideri il bilancio totale di un nutriente 
(Billen et al., 1991; Behrendt, 1996). Questi processi sono controllati da fattori fisici, 
chimici e biologici ed avvengono lungo tutto il ciclo dell’acqua (Kronvang et al., 
2004): 
 
Nel terreno 
• Rimozione e immagazzinamento in zone tampone lungo terreni soggetti ad 
erosione, in aree umide e zone golenali in occasione di eventi di piena. 
 
Sotto la superficie terrestre 
• Rimozione di azoto nelle acque sotterranee. 
 8 
• Seppellimento, preceduto da eventuale adsorbimento, di fosforo negli strati 
sotterranei di suolo. 
 
Nelle acque superficiali 
• Rimozione di azoto in torrenti, fiumi, laghi e bacini artificiali. 
• Immagazzinamento di fosforo in torrenti, fiumi, laghi e bacini artificiali. 
 
Numerosi studi hanno dimostrato come le aree umide, i bacini di riserva, le aree 
golenali e le zone vegetate lungo i fiumi siano particolarmente efficienti nella 
rimozione dei nutrienti, in quanto aree con caratteristiche spesso riducenti, ampie 
superfici per la sedimentazione delle particelle, tempi di residenza elevati e che, nel 
caso delle zone golenali, ricevono grandi quantità di nutrienti durante gli eventi di 
piena (Dillaha et al., 1989; Jenssen et al., 1994). Ad esempio, in Billen e Garnier 
(2000) la capacità di rimozione delle zone riparie presenti nel bacino della Senna, 
stimata in 70-110 × 10
3
 ton di azoto l’anno, è risultata molto maggiore di quella della 
sola rete idrica, stimata in 24-32 × 10
3
 ton l’anno. In Kronvang et al. (1999) è stata 
invece valutata la capacità di rimozione di un bacino in Danimarca prima e dopo 
degli interventi di ripristino ambientale quali la ricostituzione di zone umide: il 
risultato è stato di un aumento della rimozione da 38.8 a 81.4 ton l’anno per l’azoto e 
da 0.80 a 0.90 ton l’anno per il fosforo. È stato comunque osservato che 
normalizzando le quantità di nutrienti rimosse sulla portata scaricata, essendo 
quest’ultima una misura indiretta del tempo di residenza, tutti i corpi idrici mostrano 
capacità di rimozione confrontabili (Saunders e Kalff, 2001). 
Nel corso degli anni l’uomo ha cercato di sottrarre all’ambiente quanta più 
superficie possibile da utilizzare per le attività agricole e, a tale scopo, sono state 
realizzate numerose opere di bonifica e recupero di zone riparie, le aree umide sono 
state distrutte o ridotte a semplici fossati e molti corsi d’acqua sono stati sostituiti da 
canali artificiali. Tali azioni hanno sostanzialmente ridotto l’area disponibile per la 
 9
trasformazione degli inquinanti, con la conseguenza di una notevole diminuzione 
della capacità autodepurativa dell’ambiente (Kronvang et al., 1999). 
Nell’ottica di sviluppo di piani di tutela e per il raggiungimento di obiettivi di 
qualità ambientale per i bacini idrici è quindi importante quantificare, accanto alle 
pressioni e al loro impatto, anche la rimozione di nutrienti in modo da stabilire un 
bilancio completo e tale da poter individuare le fonti di nutrienti più importanti. Una 
quantificazione di questo tipo è evidentemente possibile solo se basata su un 
consistente set di misure effettuate sull’area, misure che tuttavia richiedono molto 
tempo e sono spesso assai costose. Per questo la ritenzione di nutrienti è solitamente 
valutata mediante l’applicazione di modelli matematici, come discusso nel seguito.  
1.2. Stato attuale degli studi e obiettivi della tesi 
Il comportamento e le trasformazioni cui vanno incontro i nutrienti all’interno 
del ciclo idrologico sono state già ampiamente studiate ed analizzate da diversi 
decenni. Inizialmente l’attenzione degli studiosi era rivolta essenzialmente agli 
ambienti lacustri, che per i loro alti tempi di residenza e i volumi in gioco erano e 
restano tuttora particolarmente esposti al pericolo di eutrofia. 
Il primo modello non puramente teorico, ma utilizzabile anche nella pratica e che 
sarà alla base di tutti i futuri modelli concepiti per descrivere i processi di rimozione 
e rilascio di nutrienti all’interno di un lago, è stato infatti pubblicato da Vollenweider 
già alla fine degli anni ’60 (Vollenweider, 1969). Parte delle conoscenze acquisite 
sugli ambienti lacustri sono state trasferite più o meno direttamente allo studio della 
ritenzione di nutrienti nei sistemi fluviali, che per i problemi esposti nel paragrafo 
precedente rappresenta oggi un argomento di particolare interesse sia dal punto di 
vista ambientale, sia da quello strettamente modellistico. 
In genere i primi studi si sono sempre occupati della rimozione di azoto in 
piccole sezioni di fiume, non dando in tal modo informazioni circa le quantità 
rimosse in tutta la complessa ed estesa rete di corsi d’acqua che costituiscono il 
 10 
cosiddetto bacino scolante. Un approccio globale (e.g. Garnier et al., 1995a; 
Behrendt, 1996; Smith et al., 1997; Alexander et al., 2000), ossia a scala di bacino, è 
invece necessario qualora si voglia valutare l’effettiva capacità di autodepurazione e 
comprendere come la quantità di nutriente scaricata alla foce dipenda da fattori quali 
la dimensione del bacino, la dislocazione di fonti puntuali o diffuse e la 
configurazione della rete fluviale. 
I modelli sin qui proposti in letteratura mettono in relazione la quantità di 
nutrienti scaricati con caratteristiche fisiche, idrologiche e climatiche del bacino e 
variano da un approccio di tipo statistico (Grimvall and Stålnacke, 1996; Behrendt 
and Opitz, 2000; De Wit, 2000) ad uno di tipo fisico-concettuale (Billen et al., 1995; 
Arheimer e Brandt, 1998). I più significativi sono presentati qui di seguito. 
In Seitzinger et al. (2002) è stata studiata la rimozione di azoto nei fiumi in 
funzione dei seguenti fattori: ordine del fiume, portata scaricata, uso del suolo, carico 
di azoto in uscita, tempo di residenza dell’acqua, rapporto tra profondità e tempo di 
residenza (water displacement, che rappresenta l’altezza della colonna d’acqua che 
annualmente viene allontanata dal corpo idrico ed è quindi una misura del tempo 
utile all’azoto disciolto e particolato per reagire con i sedimenti). I risultati hanno 
dimostrato come la relazione più forte (seppur in termini del solo coefficiente di 
determinazione R
2
) sia quella tra azoto rimosso (
N
E
R ), normalizzato sul carico 
residuo totale, e water displacement, secondo la seguente relazione: 
 
N
E
D
R
T
β
α
⎛⎞
=⋅
⎜⎟
⎝⎠
(1.1) 
dove D è la profondità espressa in metri e T è il tempo di percorrenza (time of travel) 
in anni, calcolato mediante il rapporto tra lunghezza del fiume e velocità. Questo 
modello deriva tuttavia da studi riguardanti laghi o brevi tratti di fiumi con 
profondità e tempi di percorrenza relativamente uniformi, pertanto nel momento in 
cui si voglia utilizzarlo per un bacino idrografico completo, l’equazione sopra 
riportata dovrà essere applicata singolarmente ai vari tratti della rete idrica.  
 11
Il modello di Howarth et al. (1996), derivato a sua volta da quello di Kelly et al. 
(1987), mette in relazione la rimozione di azoto (
N
E
R , normalizzata sul carico 
residuo totale) col cosiddetto carico idraulico (HL, definito come il runoff annuale 
diviso per la superficie d’acqua del bacino idrico, dimensionalmente uguale al water 
displacement): 
 
N
N
E
N
S
R
SHL
=
+
 (1.2) 
dove S
N
 è un coefficiente di trasferimento medio di massa espresso in m/a. 
Il passo successivo è stato fatto in Behrendt e Opitz (2000), dove è stata messa in 
relazione la rimozione di azoto e fosforo ( , normalizzata sul carico sversato) col 
rapporto tra carico residuo (E
,NP
L
R
N,P
) e carico sversato (L
N,P
) attraverso la seguente 
equazione: 
 
,
,
,
1
1
NP
NP
NP L
L
ER
=
+
 (1.3) 
Ossia:  
 
,
,
,
1
NP
NP
L
NP
E
R
L
= −  (1.4) 
Considerare il rapporto tra carico residuo e sversato è un modo per eliminare 
l’influenza dell’area del bacino qualora si confrontino bacini differenti, come 
dimostrato in Behrendt (1996). Il termine di ritenzione, R
L
, può essere descritto dal 
seguente modello statistico: 
 
,NP
b
L
R ax= ⋅ (1.5)
dove x è la variabile che regola la ritenzione dei nutrienti, che può essere a seconda 
dei casi il runoff specifico (ossia il runoff diviso per l’area del bacino), il carico 
idraulico (Behrendt, 1996) o il tempo di residenza (Howarth et al., 1996). Va 
sottolineato come il tempo di residenza sia probabilmente il migliore indicatore della 
ritenzione a scala di bacino; purtroppo la stima di questo parametro per i sistemi 
fluviali è tuttora un problema, di conseguenza si fa solitamente riferimento al runoff 
 12 
specifico o al carico idraulico, come del resto fatto per il modello presentato in 
questa tesi. 
Si può notare come tra il termine R
E
 e R
L
 sussista la seguente relazione: 
 
1
L
E
L
R
R
R
=
+
(1.6)
Confrontando quindi tra loro l’equazione (1.2) e la (1.6) si ha: 
 
N
L
S
R
HL
=  oppure 
L
a
R
HL
=  con a = S
N
(1.7) 
che risulta identica alla (1.5) ponendo b = -1. I due modelli sono perciò direttamente 
confrontabili, e i risultati ottenuti da Howarth et al. (1996) possono essere comparati 
con quelli ottenuti tramite l’equazione (1.5), se si pone b = -1. 
Il modello di Behrendt e Opitz (eq. 1.3) è tuttora alla base di molti studi sulla 
rimozione dei nutrienti nelle reti fluviali (e.g. Billen e Garnier, 2000; de Wit, 2000; 
Venohr et al., 2003), ed è spesso parte anche di modelli più complessi che mirano per 
esempio a realizzare un bilancio di massa di nutrienti a scala di bacino 
determinandone le fonti diffuse e appunto la ritenzione. Ne sono esempi il modello 
MONERIS presentato in Behrendt et al. (2000), in seguito applicato anche al bacino 
del fiume Po in Palmeri et al. (2005), e il modello SWAT elaborato da Grizzetti et al. 
(2003), che tuttavia utilizza un approccio diverso e usa l’equazione (1.3) 
semplicemente come elemento di confronto con i propri risultati. Un approccio 
ancora diverso consiste nel modellare il carico inquinante derivante da fonti diffuse 
senza includere esplicitamente un termine di rimozione. Un esempio in tal senso è il 
modello MRF (Mass Response Function) presentato in Rinaldo e Marani (1987), che 
permette di calcolare la quantità di soluto scaricato in risposta alle precipitazioni a 
scala di bacino. Questo tipo di modello si basa sulla definizione di una mass response 
function, una funzione definita come un flusso di massa (soluto) variabile nel tempo 
e generato in risposta ad un evento piovoso di intensità e durata unitaria che si 
considera uniformemente distribuita sul bacino. Basandosi sul concetto di unità 
idrografica inoltre, il bacino risulta costituito da una sequenza di “sottobacini” 
 13
all’interno dei quali i due principali meccanismi di generazione del flusso 
(immagazzinamento e propagazione) possono essere adeguatamente modellati. 
Tentativi anche recenti di mettere in relazione la rimozione di nutrienti con altre 
caratteristiche fisiche dei bacini hanno dato risultati non del tutto soddisfacenti. In 
Vassiljev e Stålnacke (2003) la ritenzione è stata espressa come funzione della sola 
area del bacino, rendendo poco affidabile questa parte del modello in particolare per 
il fosforo. 
Anche se la rimozione di nutrienti è stata oggetto in molti studi, una valutazione 
generale su base stagionale è estremamente difficile ancorché interessante, dato che 
molti processi sono stagionali. Per esempio, il fosforo viene accumulato nelle piante 
e nei sedimenti soprattutto durante i mesi estivi, per poi subire una rimobilizzazione 
in occasione di eventi di piena durante l’inverno, quando i sedimenti non sono 
coperti da macrofite. Un tentativo in tal senso si trova in De Klein (subm.), citato in 
Kronvang et al. (2004), dove i carichi mensili residui di quattro fiumi sono stati 
confrontati con i corrispondenti scaricati. I carichi mensili sono stati derivati da 
quelli annuali mediante la seguente formula: 
 
12
i P
iD
t
Q L
ML
Q
=⋅+ (1.8) 
dove: M
i
 = carico residuo mensile (kg/ha) 
 i = indice del mese 
 Q
i
 = portata media mensile (m
3
) 
 Q
t
 = portata media annuale (m
3
) 
 L
D
 = carico residuo annuale d’origine diffusa (kg/ha) 
 L
P
 = carico residuo annuale d’origine puntuale (kg/ha). 
In Van Gils e Constantinescu (2002), ideatori del modello DWQM (Danube 
Water Qualità Model) e DDM (Danube Delta Model), i carichi medi su cinque anni, 
ottenuti mediante applicazione del modello MONERIS, sono stati convertiti in valori 
giornalieri sfruttando dati sulla portata istantanea e sulle variazioni stagionali. 
Non mancano infine modelli dove le cinetiche dei diversi processi inerenti la 
rimozione di nutrienti, come sedimentazione, rilascio di fosfato e ammonio, consumo 
 14 
di ossigeno, nitrificazione, denitrificazione e adsorbimento, sono derivate 
principalmente da dati sperimentali (RIVERSTRAHLER, Billen et al., 1994; Garnier 
et al., 1995a). 
In questo quadro la presente tesi si propone di raggiungere i seguenti obiettivi:  
• Valutare la quantità di nutrienti rimossi per autodepurazione dalla rete idrica 
superficiale di un bacino scolante nella Laguna di Venezia. 
• Elaborare un modello matematico che, sulla base delle caratteristiche 
idrologiche del bacino, possa stimare tale ritenzione. 
• Modellare la variabilità stagionale del processo di ritenzione. 
1.3. Normativa 
Nel corso degli anni la tutela e la gestione delle acque sono state oggetto di 
numerosi interventi legislativi che, pur regolandone i vari aspetti, hanno impedito il 
formarsi di un quadro legislativo unitario. Oggi pertanto, considerando anche la 
presenza dell’Italia all’interno della Comunità Europea, ci troviamo di fronte ad una 
serie di disposizioni che dobbiamo inquadrare ed interpretare tenendo ben presenti i 
rapporti gerarchici e le interazioni che necessariamente vengono a formarsi tra norme 
nazionali, regionali e comunitarie. Vengono qui di seguito presentate le principali 
norme di settore. 
La normativa sulla tutela delle acque attualmente in vigore in Italia ha, come 
riferimento principale, il D.Lgs. 11/05/1999 n. 152, “Disposizioni sulla tutela delle 
acque dall'inquinamento e recepimento della direttiva 91/271/CEE concernente il 
trattamento delle acque reflue urbane e della direttiva 91/676/CEE relativa alla 
protezione delle acque dall'inquinamento provocato dai nitrati provenienti da fonti 
agricole”, a sua volta modificato dal D.Lgs. 18/08/2000 n. 258, recante “Disposizioni 
correttive e integrative del D.Lgs. 11/05/1999 n. 152”. Il decreto riguarda la tutela 
delle acque superficiali e sotterranee, il raggiungimento di determinati obiettivi di 
qualità ambientale per i corpi idrici, compresi quelli a specifica destinazione d’uso, 
 15
nonché la disciplina degli scarichi. Quest’ultima era stata finora basata sulla 
definizione di rigidi limiti di scarico in base alla L. n. 319/1976 (meglio nota come 
“Legge Merli”), mentre ora il decreto considera il singolo scarico come parte di un 
sistema più ampio, calibrando l’azione di prevenzione e di risanamento sulle 
esigenze e sulle caratteristiche quali-quantitative del corpo idrico e imponendo valori 
limite in relazione al corpo idrico recettore e ai summenzionati obiettivi di qualità. 
Attraverso la Direttiva sui Nitrati recepita dalla suddetta legge inoltre, la 
Commissione Europea ha stabilito i limiti di applicazione per i fertilizzanti, 
responsabili dell’inquinamento diffuso provocato dai nitrati di origine agricola. 
Il D.Lgs. 152/99 ha individuato nel Piano di Tutela delle Acque, piano stralcio 
del Piano di Bacino (si veda avanti), il principale strumento per la gestione delle 
risorse idriche. Il Piano rappresenta uno “strumento di pianificazione a scala di 
bacino idrografico, redatto dalle Regioni, in cui deve essere definito l’insieme 
complessivo delle misure quantitative e qualitative necessarie alla prevenzione e alla 
riduzione dell’inquinamento, al miglioramento dello stato delle acque e al 
mantenimento della capacità naturale di autodepurazione dei corpi idrici affinché 
siano idonei a sostenere specie animali e vegetali diversificate” (Regione del Veneto, 
2004). Il raggiungimento degli obiettivi di qualità, così come previsto dal D.Lgs. 
152/99, non deve avere ripercussioni sulla qualità delle acque e deve consentire un 
consumo sostenibile, garantendo altresì il rispetto delle priorità d’uso come dalla L. 
n. 36/1994 (“Legge Galli”). Per fare ciò, sono state previste delle misure generali e 
specifiche, andando quest’ultime a regolare in particolare aree sensibili, zone 
vulnerabili da nitrati di origine agricola e/o da prodotti fitosanitari, aree di 
salvaguardia e il riutilizzo delle acque reflue. 
La L. 18/05/1989 n. 183, Norme per il riassetto organizzativo e funzionale della 
difesa del suolo, modificata con le leggi n. 253/1990, n. 493/1993, n.61/1994 e n. 
584/1994, ha come obiettivi la difesa del suolo, il risanamento delle acque, la 
fruizione e la gestione del patrimonio idrico. 
 16