2
La schematizzazione dell’inquinamento dei corpi idrici superficiali nell’area oggetto di studio
che può essere ottenuta tramite il modello D.P.S.I.R. è rappresentata nella tabella 1.1.
Tabella 1.1. Applicazione del modello D.P.S.I.R. all’inquinamento dei corpi idrici superficiali
nell’area oggetto di studio.
Drivers Pressures State Impacts Responses
agricoltura
zootecnia
artigianato/
industria
settore
civile
scarichi
inquinanti in
corpi idrici
caratteristiche
fisiche e chimiche
dell’ecosistema
acquatico
struttura delle
comunità biotiche
qualità dell’acqua
eutrofizzazione
deossigenazione
effetti tossici
regolamentazione scarichi
e controlli
incentivi per sviluppare
fasce di rispetto non
coltivate intorno ai canali,
fasce tampone,
fitodepurazione e
“autodepurazione”
incentivi per una gestione
agronomica più sostenibile
educazione
Per quanto riguarda la qualità dell’acqua sono stati presi in considerazione:
ξ i nutrienti azoto e fosforo, che in quantità eccessive diventano causa di eutrofizzazione;
ξ la sostanza organica, che ha un effetto indiretto sulla disponibilità di ossigeno in
quanto viene consumato dai processi di decomposizione;
ξ i solidi sospesi, in quanto possono costituire dei vettori per il trasporto di metalli pesanti
eventualmente adsorbiti.
L’inquinamento idrico può essere distinto in due macrocategorie in base alla tipologia delle
fonti da cui deriva, che possono essere suddivise in:
ξ puntiformi
ξ diffuse
Alle fonti puntiformi vengono ricondotti gli scarichi industriali e gli scarichi civili provenienti
da abitazioni ed edifici commerciali nei centri urbani e convogliati nei condotti fognari.
L’inquinamento da fonti diffuse è invece legato all’attività agricola ed agli spandimenti
zootecnici. Le acque di dilavamento dei terreni coltivati si arricchiscono di materiale organico
e di nutrienti derivanti dalle concimazioni, nonché dei pesticidi presenti sulle coltivazioni e
3
sui suoli; queste acque raggiungono quindi in parte i corpi idrici superficiali ed in parte si
infiltrano nel sottosuolo, contaminando la falda sottostante.
Una differenza sostanziale tra questi due tipi di sorgenti è che, mentre quelle puntuali sono di
facile individuazione ed intercettazione, quelle diffuse risultano molto difficili da localizzare.
Ne consegue che le fonti puntuali sono facilmente convogliabili ad impianti per
l’abbattimento degli inquinanti, mentre non esistono ancora metodi consolidati per
l’intercettazione e il trattamento dei carichi di origine diffusa (Provini et al., 1998). Per quanto
riguarda il Bacino del Po, il 33% dei 114 milioni di abitanti equivalenti presenti sono dovuti
al settore agro-zootecnico; ne deriva che la tutela delle acque superficiali e di falda dalle
sorgenti di tipo diffuso costituisce un problema prioritario.
1.2. Il sistema dei canali di bonifica
La rete dei canali di bonifica è un sistema artificiale di corpi idrici che ha due principali scopi:
l’approvvigionamento e la distribuzione di acqua per soddisfare la richiesta irrigua e la difesa
idraulica del territorio mediante la laminazione delle piene.
I canali possono essere quindi distinti in tre categorie:
ξ canali di adduzione: la loro finalità è quella di trasportare l’acqua che viene utilizzata a
scopi irrigui; di solito sono di grandi dimensioni e hanno portate elevate in particolare
durante il periodo estivo;
ξ canali di scolo: hanno funzione di scolo e di laminazione delle acque in caso di eventi di
piena; di solito sono di piccole dimensioni e presentano una portata modesta;
ξ canali ad uso promiscuo: hanno funzionalità sia di adduzione che di scolo.
I canali di bonifica sono particolarmente suscettibili ai carichi di origine diffusa in quanto
sono di fatto i principali recettori della pianura delle acque di drenaggio provenienti dai
terreni agricoli.
La gestione dei canali di bonifica rende profondamente diverse le condizioni della rete in
estate e in inverno. Infatti durante il periodo estivo l’acqua viene trasferita artificialmente al
sistema, mediante impianti di sollevamento, per far fronte ai bisogni irrigui. Al contrario in
inverno i canali si presentano generalmente vuoti o con portate molto modeste dovute alle
acque di pioggia; in questo periodo la loro funzione principale diventa quella di laminazione
delle eventuali piene.
Le attività di gestione dei canali di bonifica sono indirizzate prevalentemente al mantenimento
di un deflusso idrico ottimale. Ciò comporta che le principali attività di manutenzione
ordinaria consistano nella eliminazione delle macrofite di riva e sommerse, nella rimozione
4
dei sedimenti superficiali e, nei casi più estremi, nella ricopertura di tratti di canale con
materiali di rinforzo o impermeabilizzanti. La metodologia tradizionale di diserbo prevede
interventi di tipo meccanico che agiscono in modo omogeneo e indiscriminato; il materiale
vegetale rimosso viene di solito triturato e lasciato a decomporre naturalmente sul posto.
Finora è stata invece trascurata la possibilità di considerare gestioni alternative in grado di
sfruttare ed incentivare alcune funzioni ecologiche proprie di questi ambienti, come ad
esempio la loro capacità di abbattimento degli inquinanti. Tale capacità “autodepurativa”
deriva dall’interazione dei tre comparti principali presenti, cioè l’acqua, il sedimento e la
vegetazione. I produttori primari (in particolare le macrofite di sponda e sommerse)
assimilano attivamente i nutrienti inorganici di cui necessitano per la crescita e li convertono
in forme organiche, alcune delle quali recalcitranti all'attacco microbico. Le macrofite
sommerse inoltre fungono da supporto meccanico per una diversificata comunità di batteri ed
organismi epifitici che operano trasformazioni sia sul materiale particellato che su quello
disciolto. Le trasformazioni batteriche avvengono anche a livello dei sedimenti, e le più
importanti sono la decomposizione della sostanza organica e i processi accoppiati di
nitrificazione e denitrificazione; quest’ultima in particolare trasforma l’azoto nitrico in azoto
molecolare gassoso che viene perso in atmosfera. Inoltre, la presenza di produttori primari e
microorganismi crea nicchie per comunità di crostacei e molluschi altamente specializzate da
un punto di vista alimentare e che rappresentano di conseguenza un secondo livello non meno
importante nell'attività di trasformazione della materia organica. In un ambiente acquatico
integro la ricchezza di specializzazioni fa sì che vengano utilizzate e trasformate tutte le forme
di risorse alimentari disponibili. Inoltre avvengono vari processi abiotici, quali la
sedimentazione meccanica dei solidi sospesi e la precipitazione e l’adsorbimento di composti
(es.: di ortofosfato in condizioni ossidanti), che risultano in una loro immobilizzazione nei
sedimenti superficiali.
Una gestione alternativa dei canali mirata al potenziamento della loro capacità di
abbattimento potrebbe rendere questo sistema uno strumento importante per far fronte al
problema dell’inquinamento idrico, in particolare di origine diffusa. Il miglioramento della
qualità delle acque lungo la rete idrica minore può contribuire a mitigare i fenomeni di
degrado dei recettori finali, cioè il Po e il Mare Adriatico. L’importanza che potrebbe avere
questo sistema è accresciuta inoltre dall’ampia diffusione territoriale dei canali, dai grandi
volumi d’acqua trasportati e dalla loro elevata estensione lineare, che nella sola Emilia-
Romagna raggiunge quasi 19000 km.
5
1.3. Progetto di riuso delle acque reflue del depuratore di
Mancasale (RE)
Il presente studio si inserisce nell’ambito del progetto “Riuso delle acque reflue del
depuratore di Mancasale e miglioramento della qualità delle acque superficiali”, promosso dal
Consorzio della Bonifica Parmigiana Moglia-Secchia (BPMS) in collaborazione con Arpa –
Sez. Prov. Reggio Emilia, ENIA (l’azienda che gestisce il depuratore) e CIRF (Centro Italiano
di Riqualificazione Fluviale). Il progetto ha come obiettivi generali quello dell’ottimizzazione
dell’uso delle risorse idriche mediante il riutilizzo a fini irrigui delle acque provenienti dal
depuratore di Mancasale (Reggio Emilia), e il miglioramento della qualità delle acque tramite
lo sfruttamento della capacità di “autodepurazione” della rete dei canali di bonifica. Con
queste finalità il progetto si inserisce nelle prospettive indicate dal protocollo di intesa tra
Regione Emilia-Romagna e Unione Regionale delle Bonifiche per l’E.R. (siglato il 28 maggio
2003) e dal “Piano di Tutela delle Acque” della Regione Emilia-Romagna (adottato nel
dicembre 2004). L’attuazione di interventi di miglioramento della qualità delle acque
superficiali è prevista dal D.Lgs. 152/99 all’Art. 3 (Competenze): “I consorzi di bonifica e di
irrigazione, anche attraverso appositi accordi di programma con le competenti autorità,
concorrono alla realizzazione di azioni di salvaguardia ambientale e di risanamento delle
acque, anche al fine della loro utilizzazione irrigua, della rinaturalizzazione dei corsi
d’acqua e della fitodepurazione”.
1.3.2. Descrizione del progetto
In base a quanto specificato nel PTA il progetto comprende i due scenari seguenti: uno estivo
in cui l’acqua depurata sarebbe riutilizzata a fini irrigui ed uno invernale in cui l’acqua
verrebbe fatta scorrere attraverso la rete dei canali di bonifica in un percorso molto più lungo
di quello attuale.
Lo scarico del depuratore di Mancasale è attualmente recapitato nel Torrente Canalazzo-
Tassone, che è un affluente del Torrente Crostolo; questi due corsi d’acqua vengono definiti
nel PTA rispettivamente in condizioni di stato “pessimo” e “scadente” nei tratti interessati dal
progetto. Il Torrente Crostolo è valutato come “corpo idrico significativo”, per il quale
l’obiettivo di qualità individuato in chiusura di bacino è il raggiungimento dello stato
“sufficiente” al 2008 e “buono” al 2016. Lo stesso PTA afferma però che qui, per effetto di
una condizione particolarmente critica sia in termini idrologici che di carichi sversati, è
probabile che tali obiettivi non siano raggiungibili, salvo azioni economicamente non
6
sostenibili; sarà quindi probabile la necessità di una deroga, con il mantenimento di uno stato
di qualità “scadente” al 2008 e il raggiungimento di uno stato “sufficiente” al 2016. Per il
Torrente Canalazzo-Tassone, classificato come “corpo idrico d’interesse”, è stato fissato il
mantenimento di uno stato di qualità “pessimo” al 2008 con il passaggio a “sufficiente” al
2016.
2. Obiettivi
Il presente studio è parte di un progetto più ampio riguardante l’individuazione di piani
alternativi per la gestione della rete dei canali del Consorzio della Bonifica Parmigiana
Moglia-Secchia. Scopo del progetto è quello di migliorare la qualità delle acque che
raggiungono i corpi idrici principali anche mediante l’individuazione di metodiche in grado di
incentivare la naturale capacità “autodepurativa” dei canali, principali recettori delle acque di
drenaggio del sistema agricolo.
Nel presente lavoro, attraverso campionamenti ripetuti ed analisi effettuate su una griglia di
24 stazioni appositamente scelte, si è inteso:
- valutare lo stato di qualità dei canali presenti all’interno dell’area di studio;
- stimare l’attuale capacità di abbattimento dei carichi inquinanti da parte dei singoli
canali, e a livello dell’intero bacino;
- valutare la fattibilità di utilizzo della rete dei canali per il miglioramento della qualità
delle acque reflue provenienti dal depuratore di Mancasale;
- stimare il contributo delle pressioni esercitate delle varie attività antropiche presenti
(agricoltura, zootecnia, industria e comparto civile);
- proporre metodiche di gestione atte a migliorare le capacità “autodepurativa” della rete
dei canali.
4. Materiali e metodi
4.1. Stazioni di campionamento
I campionamenti dell’acqua sono stati svolti il 13 luglio 2005 e il 30 agosto 2005, in una
griglia di 24 stazioni (figura 4.1). I punti selezionati sono quelli ritenuti più significativi per la
comprensione dello stato del sistema e delle pressioni che vi si esercitano.
7
Figura 4.1. Stazioni di campionamento.
In particolare le stazioni A ed I e le stazioni L e Z costituiscono rispettivamente le due entrate
e le due uscite del sistema. In questi stessi punti è stato effettuato da Arpa - Sez. Prov. Reggio
Emilia e dal Consorzio BPMS un monitoraggio della qualità dell’acqua durante l’estate del
2004 (v. paragrafo 5.3. “Confronto con i dati pregressi”). Una schematizzazione delle stazioni
di campionamento e delle loro interconnessioni è rappresentata nella figura 4.2.
8
Figura 4.2. Rappresentazione schematica della rete delle stazioni di campionamento. Le due entrate (A
ed I) e le due uscite (L e Z) sono evidenziate con un cerchio.
4.2. Determinazioni analitiche
I campioni di acqua sono stati prelevati appena sotto la superficie utilizzando una bottiglia del
volume di 1 litro fissata ad un’asta di lunghezza opportuna. In situ mediante sonda
multiparametrica sono stati misurati temperatura dell’acqua, pH, concentrazione dell’ossigeno
disciolto e conducibilità. In laboratorio un’aliquota compresa tra 70 e 200 ml è stata filtrata
9
per la successiva determinazione della concentrazione dei nutrienti inorganici disciolti
(fosforo reattivo solubile, fosforo totale disciolto, azoto ammoniacale, nitroso e nitrico, azoto
totale disciolto). Sul materiale trattenuto dai filtri sono state determinate le concentrazioni di
solidi sospesi, azoto totale particellato e fosforo totale particellato. Sull’acqua non filtrata è
stata misurata la concentrazione del COD.
I metodi analitici utilizzati sono riportati di seguito:
ξ azoto nitrico (N-NO
3
-
): spettrofotometria di assorbimento molecolare, visibile a 420
nm, metodo con salicilato di sodio (Rodier, 1978);
ξ azoto nitroso (N-NO
2
-
): reazione di copulazione e diazotazione, spettrofotometria di
assorbimento molecolare, visibile a 543 nm (A.P.H.A., 1981);
ξ azoto ammoniacale (N-NH
4
+
): reazione dello ione ammonio con formazione di
indofenolo, spettrofotometria di assorbimento molecolare, visibile a 690 nm (A.P.H.A.,
1981);
ξ azoto totale disciolto (TDN) e particellato (TPN): reazione con miscela ossidante,
seguita da determinazione dell’azoto nitrico (A.P.H.A., 1981) mediante misura di NO
2
-
dopo riduzione con cadmio (A.P.H.A., 1981);
ξ fosforo reattivo solubile (SRP): formazione del complesso fosfomolibdico in ambiente
riducente, spettrofotometria di assorbimento molecolare, visibile a 882 nm (Valderrama,
1977);
ξ fosforo totale disciolto (TDP) e particellato (TPP): ossidazione a 120°C e per 2 h,
seguita da determinazione del fosforo reattivo solubile (Valderrama, 1977);
ξ domanda chimica di ossigeno (COD): ossidazione con bicromato di potassio in
ambiente acido a 120°C seguita da retrotitolazione dell’eccesso di ossidante (A.P.H.A.,
1981);
ξ solidi sospesi: metodo gravimetrico.
A partire dai valori determinati per via analitica si sono calcolati:
ξ azoto inorganico disciolto (DIN): somma di azoto nitrico, nitroso e ammoniacale;
ξ azoto organico disciolto: differenza tra azoto totale disciolto e azoto inorganico
disciolto;
ξ azoto totale: somma di azoto totale disciolto e azoto totale particellato;
ξ fosforo organico disciolto: differenza tra fosforo totale disciolto e fosforo reattivo
solubile;
ξ fosforo totale: somma di fosforo totale disciolto e fosforo totale particellato.
10
I carichi in transito attraverso i singoli canali (espressi in grammi per giorno) sono stati
successivamente calcolati moltiplicando le concentrazioni per i valori di portata. Questi ultimi
sono stati stimati per le varie stazioni di campionamento utilizzando le dimensioni delle
sezioni fornite dal Consorzio BPMS, unitamente alle profondità dell’acqua e alle velocità
determinate al momento del campionamento mediante l’utilizzo di un correntimetro.
4.3. Calcolo dei carichi teorici
I carichi delle sostanze inquinanti (in particolare azoto totale, fosforo totale e BOD
5
), espressi
come quantità per unità di tempo, si suddividono in due categorie:
ξ carichi generati, cioè quelli potenzialmente introducibili nell’ambiente in seguito alla
presenza dell’uomo e delle sue attività su di un determinato territorio;
ξ carichi sversati, cioè quelli realmente immessi nell’ambiente e più in particolare nei
corpi idrici superficiali; generalmente il carico sversato è inferiore a quello generato in
quanto viene depurato attraverso sistemi di abbattimento come ad esempio i depuratori
per acque reflue.
Per il calcolo dei carichi generati sono stati utilizzati coefficienti di conversione, che verranno
specificati in seguito e che sono stati stimati da vari enti. Per quanto riguarda la sostanza
organica (BOD
5
) è stato utilizzato come riferimento l’abitante equivalente (AE).
Per la stima dei carichi sversati si è fatto riferimento al lavoro effettuato da Arpa Emilia-
Romagna per il completamento del quadro conoscitivo in vista del “Piano Regionale di Tutela
delle Acque” (ottobre 2004); questo studio ha riguardato tutti gli scarichi dell’Emilia-
Romagna e risulta molto dettagliato ed aggiornato.
4.4. Rappresentazione cartografica
Mediante l’utilizzo del programma ArcView GIS 3.2 si è proceduto ad un’elaborazione
cartografica sull’area di studio e sui vari fattori ambientali ed antropici di interesse. Nel
progetto creato sono stati sia inseriti degli shapefiles già disponibili, sia creati ulteriori
shapefiles inerenti al presente studio. Come base topografica sono state utilizzate le CTR in
varie scale (1:5000, 1:25000 e 1:50000), in modo da poter scegliere quella più appropriata in
base al grado di dettaglio desiderato. Per avere un quadro ambientale del territorio sono stati
aggiunti gli shapefiles relativi alla pedologia (scala 1:250000) e alla geologia (scala 1:250000)
11
disponibili sul sito internet della Regione Emilia-Romagna. Da questo sito sono state tratte
anche le delimitazioni relative all’uso reale del suolo mediante gli shapefiles uso del suolo.shp
(scala 1:25000, anno di rilevamento 1994) e corine.shp (scala 1:100000, anno di rilevamento
1992); quest’ultimo si riferisce al programma Corine Land Cover che è parte del più ampio
progetto CORINE (COoRdination of INformation on the Environment) della
Commissione Europea. Sono inoltre state aggiunte le ortofoto a colori fornite da Arpa – Sez.
Prov. Reggio Emilia.
Più specifico per il presente studio risulta l’inserimento del reticolo idrografico minore fornito
dal Consorzio della Bonifica Parmigiana Moglia-Secchia, che fornisce varie informazioni
quali il nome e l’uso dei canali (irriguo, di scolo o promiscuo). Dal Consorzio è stato inoltre
fornito lo shapefile riportante i punti di campionamento del monitoraggio avvenuto nell’estate
del 2004.
Dall’aggiornamento del catasto degli scarichi realizzato dalla Regione Emilia-Romagna in
vista della realizzazione del PTA (2003) è stata tratta la georeferenziazione degli scarichi
industriali, civili e dei depuratori presenti (a volte la localizzazione si riferisce in realtà
all’attività che produce lo scarico). Per quanto riguarda le fonti di inquinamento è stata
inserita anche la localizzazione degli allevamenti di bovini e di suini (fornita da Arpa – Sez.
Prov. Reggio Emilia); nelle tabelle relative sono presenti varie specificazioni tra cui il numero
di capi allevati.
Per i campionamenti dell’acqua sono state create due rappresentazioni relative rispettivamente
alla data di luglio e a quella di agosto. In entrambe le cartine sono presenti e quindi attivabili
gli shapefiles relativi a stazioni di campionamento, rete dei canali, uso del suolo e sorgenti di
inquinamento. Mediante tabelle che associano i punti di campionamento georeferenziati ai
rispettivi valori di concentrazione e di carico, sono stati creati gli shapefiles puntuali relativi
ai vari parametri che ne mostrano i valori in ogni stazione. I punti che costituiscono questi
shapefiles possono essere visualizzati per mezzo di simboli a dimensione differente a seconda
del livello raggiunto dal parametro. Nella realizzazione di questa raffigurazione è possibile
scegliere sia il numero di classi in cui saranno suddivisi i valori sia i limiti delle classi stesse.
La maggior parte delle cartine presentate nella tesi sono ricavate esportando un layout di
stampa opportunamente preparato.
12
5. Risultati
5.1. Caratteristiche fisico-chimiche della colonna d’acqua
[…] I valori delle concentrazioni dei nutrienti inorganici disciolti sono riportati nelle tabelle
5.3 e 5.4 rispettivamente per i campionamenti di luglio e di agosto. Le concentrazioni sono
risultate estremamente variabili tra stazioni e tra le date di campionamento. La concentrazione
dell’azoto nitrico è compresa tra un minimo inferiore a 50 µg N/l e valori massimi di ~1500
µg N/l (luglio) e ~1900 µg N/l (agosto). Le concentrazioni medie dello ione nitrato sono
risultate di 980 µg N/l in luglio e di 668 µg N/l in agosto. L’azoto nitroso costituisce la forma
dell’azoto inorganico disciolto meno abbondante (mediamente ~10% in luglio e <2% in
agosto), anche se presenta concentrazioni a volte non trascurabili. Valori superiori a 200 µg
N/l sono infatti stati determinati nelle stazioni M, P, Q, T, U, V, W e Z in luglio e nelle
stazioni O, R, T e U in agosto. L’azoto ammoniacale presenta concentrazioni generalmente
elevate, con picchi di ~1300 µg N/l in luglio e di ~35800 µg N/l in agosto, quando questa è
risultata la forma prevalente dell’azoto inorganico disciolto. Valori estremamente alti sono
stati determinati in agosto per le stazioni A, M e P (13600-35800 µg N/l). Complessivamente
la concentrazione dell’azoto inorganico disciolto (DIN), riportata in figura 5.1, è risultata
estremamente più elevata nel mese di agosto; valori particolarmente rilevanti sono stati
determinati a livello della stazione A e M (~36 e 25 mg N/l rispettivamente). Nel mese di
luglio invece la concentrazione del DIN è risultata compresa tra ~75 e 2500 µg N/l. […]
Alcuni bilanci a livello dell’intero bacino sono stati effettuati confrontando i carichi in
ingresso e in uscita; per fare ciò sono stati sommati e quindi confrontati i valori dei carichi
riscontrati nelle due stazioni di entrata (A ed I) e quelli relativi alle due stazioni di uscita (L e
Z). A titolo di esempio nei grafici di figura 5.12 vengono riportati i bilanci relativi ad azoto
totale, fosforo totale e COD. Dall’analisi grafica è possibile notare come i carichi in uscita
siano sempre maggiori rispetto a quelli in entrata per entrambe le date di campionamento.
Tale andamento è risultato comune per tutti i parametri messi a confronto ad eccezione
dell’azoto ammoniacale in luglio e dell’azoto nitrico e dei solidi sospesi in agosto (dati non
rappresentati). Inoltre, come si può notare dai grafici, in agosto non risultano significativi i
dati delle stazioni A e L a causa della modesta portata rilevata e dei conseguenti bassi valori
di carichi calcolati. Il confronto tra le due date di campionamento mette anche in evidenza
come nella data di agosto i carichi risultino meno elevati.
13
entrate uscite
N
t
o
t
(
k
g
/
d
)
0
100
200
300
400
Luglio
A
I
L
Z
Col 1
Col 2
entrate uscite
N
t
o
t
(
k
g
/
d
)
0
100
200
300
400
Agosto
I
Z
entrate uscite
P
t
o
t
(
k
g
/
d
)
0
5
10
15
20
25
30
Luglio
entrate uscite
P
t
o
t
(
k
g
/
d
)
0
5
10
15
20
25
30
Agosto
A
I
L
Z
I
Z
entrate uscite
C
O
D
(
k
g
/
d
)
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
Luglio
entrate uscite
C
O
D
(
k
g
/
d
)
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
Agosto
A
I
L
Z
I
Z
Figura 5.12. Confronto tra i carichi di azoto totale, fosforo totale e COD in ingresso (stazioni A ed I) e
in uscita (stazioni L e Z) dal bacino oggetto dello studio. I valori dei carichi delle stazioni A ed L per il
mese di agosto sono troppi piccoli per essere rappresentati.
14
Le interconnessioni tra i canali presenti nell’area indagata sono state precedentemente
illustrate in figura 4.2. Il canale C.A.B.R. è omogeneo per sezione, profondità e caratteristiche
vegetazionali e riceve le acque di numerosi altri canali che drenano una porzione del bacino di
studio. Tale canale quindi ben si presta ad individuare l’effetto del drenaggio sull’entità dei
carichi. Le stazioni che si susseguono lungo il C.A.B.R. (nell’ordine Q, R, P, S, T, U, W, Z),
sono state appositamente scelte a valle degli immissari proprio per questo scopo.
Nelle figure 5.13 e 5.14 vengono riportati i carichi, rilevati lungo il C.A.B.R., di azoto e
fosforo totale, del COD e dei solidi sospesi, per il campionamento di luglio e agosto
rispettivamente. Nel campionamento di luglio l’andamento dei carichi dell’azoto e del fosforo
totale risulta sovrapponibile; gli incrementi di carico determinati a livello delle stazioni P, T e
W mettono bene in evidenza il contributo apportato dagli immissari a monte di queste
stazioni. Tale contributo appare evidente anche analizzando l’andamento dei carichi del COD
e dei solidi sospesi. L’andamento dei carichi dei nutrienti totali sembra correlato anche per il
mese di agosto; incrementi si verificano infatti a livello della stazione P, T e Z, per entrambi i
parametri. Per le stazioni P e Z incrementi significativi si verificano anche per il carico dei
solidi sospesi, mentre per il COD i maggiori contributi sembrano derivare dagli immissari a
monte delle stazioni P, S e W. […]
Le figure 5.13 e 5.14 mettono inoltre in evidenza come lungo il C.A.B.R. si verifichi un
aumento complessivo di carico tra la stazione Q e Z, rispettivamente quella in ingresso e in
uscita dal tratto indagato; questa osservazione è in accordo con quanto precedentemente
descritto a livello dell’intero bacino. Tuttavia, l’analisi più approfondita dell’andamento di
alcuni parametri mette in evidenza come, lungo certi tratti, il canale sia in grado di abbattere
parte del carico e lo stesso andamento è riscontrabile anche analizzando le variazioni di
concentrazione. A titolo di esempio vengono riportati gli andamenti della concentrazione
dell’azoto inorganico disciolto (figura 5.15) e del carico del fosforo reattivo solubile (figura
5.16); entrambi i grafici si riferiscono al campionamento di agosto. Per quanto riguarda il
DIN, tra la stazione Q e Z si verifica un aumento di concentrazione di circa 8 volte; tuttavia
passando dalla stazione P alla Z la concentrazione dell’azoto inorganico disciolto diminuisce
di un fattore 2. Nel caso del carico del fosforo reattivo solubile aumenti si verificano a livello
delle stazioni P, S e T (raggiungendo ~4, 5 e 8 kg/d rispettivamente); successivamente i valori
diminuiscono fino ad un valore inferiore ai 6 kg/d, calcolati nella stazione Z.
15
Figura 5.15. Andamento della concentrazione dell’azoto inorganico disciolto (NH
4
+
+ NO
2
-
+ NO
3
-
)
lungo il canale C.A.B.R.. I dati si riferiscono al campionamento di agosto.
Figura 5.16. Andamento del carico del fosforo reattivo solubile lungo il canale C.A.B.R., determinato
nel mese di agosto.
QRPSTUWZ
µ
g
/
l
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
N-NO
2
-
N-NO
3
-
N-NH
4
+
Q R P S T U W Z
k
g
/
d
0
2
4
6
8
10
P reattivo solubile
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