Effetti della Fitostabilizzazione Assistita sulla Funzionalità di un Suolo Contaminato da Rame

Le conoscenze sugli effetti cronici della contaminazione del suolo da elementi in traccia ci provengono principalmente da esperimenti di campo di lungo termine condotti in alcuni Paesi dell’Europa Occidentale. Oltre all’entità dell’accumulo di elementi in traccia, gli esperimenti di lungo termine hanno permesso di stabilire quali parametri biologici e biochimici sono influenzati negativamente dall’accumulo e potrebbero quindi essere usati come indici di stress ed eventualmente di recupero della funzionalità (Lorenz et al., 2006; Puglisi et al., 2006 Epelde et al., 2008).

Gli esperimenti di lungo termine sono stati condotti in aree contaminate da attività produttive (tipicamente industriali) o aree contaminate artificialmente con varie forme di metalli pesanti (tipicamente fanghi di depurazione). Gli esperimenti più importanti che hanno generato le migliori conoscenze sono quelli condotti presso la Stazione Sperimentale di Rothamsted (Harpenden nel Regno Unito), presso di Ultuna e Gusum (Svezia) e a Braunschweig (Germania), mentre non esistono esperimenti di lungo termine in Italia o nel bacino del Mediterraneo comparabili a quelli sopra menzionati.

Gli esperimenti di Rothamsted, hanno dimostrato che suoli trattati per circa 20 anni con fanghi di depurazione contenenti elevate concentrazioni di elementi in traccia presentano valori di biomassa microbica ridotti della metà rispetto a suoli sottoposti a concimazione minerale od organica, valori di respirazione specifica (qCO2) più alta ad indicare un metabolismo meno efficiente (Pirt 1975) perché l’energia è spesa per i processi di mantenimento e non per la crescita, ridotta capacità di mineralizzare substrati semplici, residui colturali e molecole organiche complesse (Chander e Brookes, 1991; Fließbach e Reber 1991; Burkhardt et al 1993) e minore capacità di fissazione dell’azoto rispetto (Fließbach et al 1989; Brookes 1995).

Inoltre, le osservazioni condotte dimostrarono che la contaminazione del suolo da elementi in traccia provocava la riduzione dell’attività enzimatica del suolo (Tyler, 1984; Fließbach e Reber 1990), la riduzione della mineralizzazione della lettiera dovuta al fatto che nei suoli contaminati la decomposizione della lettiera procede molto più lentamente soprattutto negli stadi terminali della decomposizione quando restano da degradare le molecole più recalcitranti (Berg 1991).

La riduzione dell’attività enzimatica nei suoli contaminati è dovuta all’interazione diretta delle frazioni più mobili degli elementi in traccia con proteine enzimatiche o coi complessi enzima-substrato o allo spostamento di cationi fisiologicamente importanti quali Ca2+ e Mg2+ dalle proteine stesse per affinità ionica. Infatti molte fostatasi e glicosidasi sono metalloenzimi (Coleman, 1992). L’ureasi necessita di Ni come cofattore. È stato anche riportato che nei suoli contaminati da elementi in traccia le comunità microbiche sottoposte a stress producono minori quantità di enzimi durante la decomposizione della sostanza organica rispetto a comunità non stressate di suoli non contaminati (Renella et al., 2005).

Dalle aree contaminate di Ultuna e Gusum sono stati ottenuti i primi dati sugli effetti della contaminazione da elementi sulla biodiversità microbica determinata con metodi colturali e microscopici e con tecniche di biologia molecolare, riportando d esempio che nei suoli contaminati i batteri Gram+ e la biomassa fungina diminuivano al crescere della contaminazione mentre i batteri Gram- erano più resistenti (Tyler 1989). Questi risultati sono stati confermati dagli studi sui profili degli acidi grassi (Frostegard et al 1993; Pennanen et al 1996).

Considerazioni analoghe possono essere fatte per le micorrize per le quali è stata notata una diminuzione generalizzata nei suoli contaminati da metalli pesanti. Sebbene di recente sia emerso il ruolo protettivo di questi funghi simbiotici verso le piante, occorre ricordare che l’infettività dei funghi può essere condizionata sia dalla concentrazione degli elementi in traccia sia da atri fattori quali pH e disponibilità di P, che sono generalmente più bassi nei suoli contaminati. La sperimentazione di laboratorio ha preceduto storicamente quella di campo ed è stata condotta trattando campioni di suolo con soluzioni di elementi in traccia in dose elevata singola o multipla.

Questo tipo di sperimentazione è sicuramente semplicistico e non riflette le conseguenze degli effetti cronici dell’inquinamento del suolo (Giller et al 1998; Renella et al 2002). Anche la filosofia alla base della legislazione è fondata sugli effetti di lungo periodo perché si vuole conoscere quale sia l’entità sia la persistenza del degrado biologico e biochimico e le possibilità di recupero delle funzioni del perso a causa della contaminazione. Allo stesso tempo, un aspetto importante è la lunghezza dei periodi di osservazione. Da questo punto di vista, gli esperimenti di pieno campo dovrebbero prevedere anche osservazioni durante le fasi iniziali sia della contaminazione sia di un eventuale intervento di recupero (dell’ordine di tempo dei mesi), per consentire un’analisi diacronica dell’evoluzione del suolo.