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UNIVERSITA’ DEGLI STUDI DI SASSARI
FACOLTA’ DI SCIENZE MATEMATICHE FISICHE E NATURALI
CORSO DI LAUREA IN GESTIONE DELL’AMBIENTE E DEL TERRITORIO
PROCESSI DI DEGRADO DA NITRATI DELLE RISORSE IDRICHE
SOTTERRANEE NELL’AREA DELLA NURRA DI ALGHERO (SARDEGNA
NORD-OVEST)
Relatore
Prof. GIACOMO OGGIANO
Correlatori:
Prof. GIORGIO GHIGLIERI
Anno Accademico 2008-2009
Tesi di Laurea di
STEFANIA TANGIANU

Indice VERIFICA CON LE MODIFICHE
1 INTRODUZIONE.................................................................................... 4
2 INQUINAMENTO DELLE ACQUE SOTTERRANEE......................................... 7
2.1 Le acque sotterranee.......................................................................................7
2.2 Inquinamento delle acque sotterranee.............................................................9
2.3 Inquinamento da nitrati ..................................................................................13
2.4 Origine e processi di formazione e/o produzione di nitrati .............................14
2.5 Fonti naturali di nitrati ....................................................................................16
2.6 Fonti antropiche di nitrati ...............................................................................17
2.7 Denitrificazione ..............................................................................................21
3 USO DELL’ANALISI ISOTOPICA NEGLI STUDI IDROGEOLOGICI E PER LA
DETERMINAZIONE DI FONTI D’INQUINAMENTO DA NITRATI NELLE ACQUE
SOTTERRANEE ........................................................................................ 23
3.1 analisi isotopiche ...........................................................................................23
3.2 Uso dell’analisi isotopica per la determinazione di fonti d’inquinamento da
nitrati nelle acque sotterranee................................................................................26
4 QUADRO LEGISLATIVO EUROPEO E NAZIONALE ..................................... 34
4.1 La Direttiva nitrati 676/91..............................................................................36
4.2 La Direttiva quadro in materia di acque 60/2000 ...........................................37
4.3 La Direttiva 2006/118/CE relativa alla protezione dall’inquinamento e dal
degrado delle acque sotterranee ...........................................................................39
4.4 Il Dlgs. 31/2001 relativo alla qualità delle acque destinate al consumo umano
40
4.5 Il Dlgs. 152/2006 recante norme in materia ambientale (parte terza norme in
materia di difesa del suolo e lotta alla desertificazione, di tutela delle acque
dall’inquinamento e di gestione delle risorse idriche..............................................40
5 AREA DI STUDIO................................................................................ 42
5.1 Inquadramento geografico e morfologico ......................................................42
5.2 Inquadramento climatico................................................................................44
5.3 Inquadramento geologico ..............................................................................46
5.4 Inquadramento idrogeologico ........................................................................49
5.5 Inquadramento pedologico ............................................................................52
5.6 Uso del suolo.................................................................................................55
5.7 Il quadro delle risorse idriche dell’area ..........................................................57
6 MATERIALI E METODI ......................................................................... 59
6.1 Rilievi idrogeologici ed idrochimici eseguiti in situ..........................................59
6.2 Analisi chimico fisiche eseguite in laboratorio................................................62
6.3 Monitoraggio novembre 2007 ........................................................................66
6.4 Monitoraggio dicembre 2008 - gennaio 2009.................................................69
7 RISULTATI E DISCUSSIONE ................................................................. 72
8 LO STRUMENTO DI ANALISI TERRITORIALE UTILIZZATO PER
L’ELABORAZIONE DATI SPAZIALI: GVSIG .................................................. 87
8.1 Generalità sui GIS .........................................................................................87
8.2 Applicazione all’area della Nurra ...................................................................89
9 CONCLUSIONI................................................................................... 91
BIBLIOGRAFIA E SITI CONSULTATI ............................................................. 94
RINGRAZIAMENTI .................................................................................. 100
2

1 INTRODUZIONE
Nell’ambito delle attività di ricerca multidisciplinari, volte a contrastare e/o a mitigare i
processi di desertificazione, un ruolo importante deve essere attribuito alle tematiche
relative ad una corretta gestione delle risorse idriche, finalizzata al controllo ed alla
conservazione quantitativa e qualitativa delle stesse.
Il degrado qualitativo e quantitativo delle acque sotterranee costituisce infatti una
seria problematica ambientale laddove l’approvvigionamento per usi civili, agricoli ed
industriali, deve tener conto anche dello sfruttamento di queste risorse. Le pressioni
di tipo antropico, legate anche alle attività produttive ed ai loro impatti (scarico
incontrollato di reflui di varia origine, apporto di sostanze chimiche per trattamenti
antiparassitari e concimazioni, sovrasfruttamento delle acque sotterranee, fenomeni
d'intrusione di acqua marina, etc.), possono produrre un degrado quali-quantitativo
di questa risorsa, rendendola inadatta ai vari usi ed in particolare a quelli più pregiati
(idropotabili ed ambientali). In tal senso il degrado delle risorse idriche sotterranee
(RIS) di un territorio, influendo negativamente sugli ambienti naturali e sulla crescita
socio-economica dell’area, costituisce un fondamentale indicatore dei processi di
desertificazione, intesi nell’accezione più generale di degrado del territorio derivante
da diversi fattori, comprese le variazioni climatiche e l’impatto antropico (UNEP,
1994), (Ghiglieri et al. 2006; 2008).
La Sardegna, per la sua particolare collocazione geografica e per il verificarsi di
eventi climatici estremi, risente della ridotta disponibilità di risorse idriche. In questi
ultimi decenni è cresciuta notevolmente la necessità d’acqua, soprattutto durante i
periodi maggiormente siccitosi, sia per effetto dell’ espansione urbana che per quella
industriale e agricola. Tutto questo, ha determinato la ricerca di nuove fonti di
4

approvvigionamento idrico di buona qualità e in quantità tali da essere sfruttate, con
conseguenze tali che in molte zone dell’isola si è verificato il deterioramento quali-
quantitativo dei principali acquiferi.
In particolare, il problema dell’inquinamento delle acque superficiali e sotterranee
provocato da nitrati è all’attenzione della Comunità Europea sin dagli anni ’70: il
Consiglio della allora CEE fissò il limite alla presenza di nitrati nelle acque a 50 mg/l,
con la Direttiva 440/75 (Qualità delle acque superficiali destinate alla produzione di
acqua potabile negli Stati Membri), e successivamente con la Direttiva Nitrati relativa
alla protezione delle acque dall'inquinamento provocato dai nitrati provenienti da fonti
agricole.
Il D.Lgs 152/06, con il quale, in Italia, viene recepita la Direttiva Nitrati 676/91,
attribuisce alle Regioni diversi compiti, fra cui quello di designare le zone vulnerabili
da nitrati di origine agricola attraverso valutazioni preliminari. In Sardegna, è in corso
dal 2002, il monitoraggio della qualità delle acque previsto dal D.Lgs.152/99 (che
precede il D.Lgs 152/2006) attraverso il Piano di Tutela delle Acque (con
coordinamento a cura dell’Assessorato Difesa Ambiente).
Attualmente la rete di monitoraggio regionale delle acque sotterranee, istituita nel
2003, consta di 53 postazioni, distribuite sui 37 complessi acquiferi considerati
significativi. Inoltre, sono state definite, a scala regionale, la vulnerabilità intrinseca e
le zone vulnerabili da nitrati di origine agricola. Queste valutazioni necessitano però
di ulteriori approfondimenti.
Questo studio rappresenta la parte preliminare di un progetto per la definizione dei
processi di degrado e l’analisi delle possibili cause all’origine dell’accumulo di azoto
nitrico nelle acque degli acquiferi della Nurra di Alghero (Sardegna NO), si da poter
attuare misure preventive di protezione o limitative per il ripristino della qualità delle
acque sotterranee, come detta la normativa in materia di piani d’azione.
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Il presente lavoro di tesi è stato supportato da:
• un progetto di più ampio respiro denominato RIADE (Ricerca Integrata per
l’Applicazione di tecnologie e processi innovativi per la lotta alla
Desertificazione), cofinanziato dal MIUR (Ministero Istruzione Università e
Ricerca), condotto dalla partnership composta da ACS S.p.a. (Advanced
Computer Systems), ENEA (Ente per le Nuove tecnologie Energia e
Ambiente), NRD (Nucleo Ricerca Desertificazione dell’Università degli Studi di
Sassari);
• un progetto, in corso di svolgimento denominato Progetto pilota di lotta alla
desertificazione nelle cinque regioni italiane maggiormente a rischio: Sardegna
–Sistemi innovativi di rilevamento e di norme tecniche per la prevenzione e/o
definizione dei processi di degrado delle Risorse Idriche Sotterranee ed in
particolare da inquinamento da nitrati nell’area pilota (Nurra di Alghero
Sardegna NO). Il progetto è finanziato dal Comitato Nazionale per la Lotta alla
Siccità ed alla Desertificazione ed è coordinato da ARPAS Sardegna e da NRD
(Nucleo Ricerca Desertificazione dell’Università degli Studi di Sassari).
Le attività di ricerca, per l’area della Nurra, sono state coordinate dal Prof. Giorgio
Ghiglieri.
Schematicamente il lavoro di tesi si è sviluppato attraverso le seguenti fasi:
- Analisi bibliografica
- Rilievi idrogeologici e idrochimici in situ;
- Analisi chimico fisiche di laboratorio;
- Analisi isotopiche;
- Elaborazione dati con software GVSIG.
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2 INQUINAMENTO DELLE ACQUE SOTTERRANEE
2.1 Le acque sotterranee
Le migliori risorse d’acqua sono quelle più facilmente ed economicamente accessibili, che
hanno una resa prevedibile, che presentano la migliore qualità e che sono soggette al
minore rischio di inquinamento per variazioni ambientali.
Svariati fattori tra cui quelli storici, economici, geografici influenzano la scelta di una risorsa
da parte delle comunità. In genere però la maggior parte degli utilizzatori conta su più fonti di
approvvigionamento idrico per coprire le proprie necessità.
È interessante notare come, ad esempio in Italia, si abbia un maggior approvvigionamento
da acquiferi nelle regioni settentrionali, a differenza di quelle meridionali.(figura 1)
Nella regione Sardegna, ad esempio, ¾ del fabbisogno idrico sono soddisfatti da acque
superficiali, perlopiù da invasi artificiali. ( APAT)
Figura 1: prelievi idrici ad uso potabile per area geografica e per tipo, fabbisogno nazionale. ( fonte APAT)
L’ acqua sotterrane è definita dalla Direttiva Quadro in Materia di Acque 2000/60/CE
e dal D.Lgs. 152/2006 come: “tutte le acque che si trovano sotto la superficie del
suolo nella zona di saturazione e a contatto diretto con il suolo o il sottosuolo” .
7

L’acqua sotterranea è parte integrante dell’acquifero. Un acquifero è una formazione
idrogeologica permeabile che permette il deflusso significativo di una falda idrica
sotterranea e la captazione di quantità apprezzabili d’acqua con mezzi economici
(Castany 1985). È definito pertanto dalla formazione permeabile, o serbatoio, e
dall’acqua in esso contenuta.
Nella zonazione suolo/acqua sotterranea si possono distinguere 2 zone importanti:
-la zona non satura: acqua gravifica (mobilizzabile) in transito;
-la zona satura: acqua gravifica e acqua di ritenzione (non mobilizzabile).
L’acquifero è un sistema a comportamento idrodinamico nel quale l’acqua gravifica, è
soggetta a spostamenti nello spazio e nel tempo.
Rispetto il contenuto di acqua gravifica è necessaria un’ulteriore distinzione tra
riserva e risorsa idrica. La prima è l’acqua gravifica immagazzinata in un dato tempo
in un sistema idrologico, e risulta associata al concetto di risorsa idrica non
rinnovabile; la seconda (RIS) è il volume d’acqua che può essere estratto in un dato
tempo tenendo conto dei vincoli tecnici, socio-economici e politici (Castany 1985).
Un altro fattore molto importante nello sfruttamento delle RIS è costituito dalle loro
caratteristiche qualitative. In questa ottica rivestono particolare importanza le
proprietà geochimiche delle acque sotterranee, che dipendono da quelle di
alimentazione e di ricarica e dai processi chimici che avvengono nel sottosuolo.
L’idrogeochimica, integrata dall’idrogeologia, cerca di approfondire gli aspetti
chimici, chimico-fisici e biologici delle acque sotterranee, in modo da ottenere
informazioni su acquiferi e loro alimentazione.
La composizione chimica delle acque sotterranee, al momento del prelievo, ci
permette di identificarne la “storia”, essendo il risultato di fenomeni chimico-fisici-
biologici occorsi nel tragitto che le acque compiono dalla evaporazione, alla
precipitazione, allo scorrimento superficiale, all’infiltrazione nel sottosuolo, al
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percorso idrico sotterraneo, fino al punto di captazione. In particolare, la
caratterizzazione chimica di una acqua sotterranea dipende dal tempo di contatto
acqua-roccia, dalla litologia dell’acquifero e dunque dalla permeabilità,
dall’estensione delle superfici di contatto, dalla temperatura e dalla pressione.
Già Plinio, nel 74 D.C., affermava: “ Tales sunt aquuae quales terrae per quas
fluunt” ( la composizione delle acque riflette la tipologia di rocce con cui viene a
contatto).
Il recente sviluppo delle scienze ambientali ha comportato un maggiore e migliore
utilizzo dei risultati analitici delle acque: si è capito, infatti, che essi non ci danno solo
informazioni sulla loro potabilità o sui loro potenziali usi, ma sono fondamentali per
verificare lo stato di qualità ambientale.
Possiamo quindi dedurre che ciascun parametro chimico, fisico od isotopico
misurabile nelle acque sotterranee può essere considerato quale potenziale
tracciante di una caratteristica del sistema.
2.2 Inquinamento delle acque sotterranee
“L’inquinamento può definirsi come la presenza nelle acque sotterranee di
sostanze estranee tali da causare un degrado chimico e/o fisico della qualità di base
delle acque stesse (non necessariamente tale da arrecare danno alla salute).” (Civita
2005).
La Direttiva Quadro in Materia di Acque (2000/60/CE) definisce "inquinamento"
come: l'introduzione diretta o indiretta, a seguito di attività umana, di sostanze o di
calore nell'aria, nell'acqua o nel terreno, che possono nuocere alla salute umana o
alla qualità degli ecosistemi acquatici o degli ecosistemi terrestri che dipendono
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direttamente da ecosistemi acquatici, perturbando, deturpando o deteriorando i valori
ricreativi o altri legittimi usi dell'ambiente.
Un inquinante è quindi un agente fisico, una sostanza minerale o biologica, prodotto
dall’attività umana che provoca, sotto una intensità o una concentrazione anormali,
una degradazione della qualità dell’acqua naturale (Castany 1985) .
Il potere inquinante di una sostanza è determinato dalla dose di introduzione e dalla
frequenza degli apporti (i sedimenti, così come gli esseri umani, hanno un effetto
cumulativo).
Le fonti dell’inquinamento possono essere naturali o antropiche.
Le prime sono fondamentalmente di due tipi: puntuali e non puntuali. Le fonti puntuali
sono spesso correlate con particolari assetti idro-strutturali che comportano
lisciviazione di rocce e/o minerali particolari da parte di un acquifero. Tra le fonti
inquinanti non puntuali c’è il mare, con la sua penetrazione all’interno degli acquiferi
della terra ferma, fenomeno questo, spesso provocato dallo sfruttamento intensivo
degli acquiferi costieri.
L’inquinamento antropico delle acque in genere, e di quelle sotterranee in particolare,
procede da numerose fonti puntuali dette centri di pericolo (CDP) e da altrettanto
numerose fonti diffuse di pericolo (FDP). I primi sono connessi alle attività degli
insediamenti urbani e industriali, le seconde sono d’origine, più di frequente,
connesse con l’agricoltura e la zootecnia.
Le più comuni fonti di origine antropica sono così sintetizzabili ( fig. 2) :
• fonti di origine domestica o civile in genere;
• fonti di origine zootecnica e agricola;
• fonti di origine industriale;
• discariche di rifiuti solidi urbani e industriali;
• fonti da traffico veicolare.
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Figura 2: fonti di inquinamento delle acque sotterranee ( fonte: studio idrochimico comune di Visciano)
Diffusione degli inquinanti
La propagazione e l’evoluzione degli inquinanti idroveicolati, dalla superficie del
suolo ai luoghi di utilizzazione, può avvenire in quattro fasi (figura 3)
• introduzione dell’inquinante nel suolo: fonti di inquinamento;
• propagazione ed evoluzione dell’inquinamento nell’acquifero: diluizione
e/o concentrazione;
• persistenza dell’inquinamento in falda;
• mitigazione ed evoluzione dell’inquinante nel non saturo:
autodepurazione.
La zona non satura possiede un potere di autodepurazione naturale, dovuta a
meccanismi:
- fisici;
- idrodinamici e idrocinematici;
- idrochimici;
- idrobiologici (biodegradazione);
- fisico-chimici (adsorbimento e desorzione).
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Questo potere dovrebbe essere favorito al massimo anche con il ricorso ad
opportune pratiche colturali per ciò che riguarda l’inquinamento che deriva dalle
attività agricole.
In sostanza i processi di autodepurazione che possono svolgersi nel suolo sono:
precipitazione; assorbimento – adsorbimento; scambio ionico o di base;
ossidoriduzione; biodegradazione; idrolisi; volatilizzazione; filtrazione meccanica;
filtrazione osmotica; diluizione.
In ogni caso, poiché la decontaminazione è molto difficile, prima di tutto bisogna
agire nella prevenzione contro l’inquinamento dell’acqua sotterranea (Castany 1985).
È detto difesa di punto l’insieme di provvedimenti e interventi tecnici strutturali che
serve a proteggere le captazioni di acque sotterranee di pregio. Esso comprende il
sistema di aree di salvaguardia, o fasce di rispetto, consistente in tre diverse zone
concentriche nelle quali la severità dei vincoli disposti dalla legge decresce dal centro
alla periferia.
La difesa a tutto campo comprende tutte le attività conoscitive che permettono a Enti
o Agenzie preposte alla tutela delle risorse idriche sotterranee (RIS) di decidere
scientemente i provvedimenti, gli interventi strutturali e non strutturali da mettere in
essere allo scopo di difendere la risorsa in quanto tale su tutto il territorio d’interesse.
Tra tali attività primeggia la valutazione e la cartografia della vulnerabilità intrinseca o
naturale e integrata (quando alla prima si sovrappongono via GIS, i centri di pericolo,
CDP, e le fonti diffuse di pericolo, FDP,) degli acquiferi all’inquinamento (Civita
2005).
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Figura 3: origine, trasporto ed evoluzione degli inquinanti, dalla superficie del suolo ai deflussi. ( Q= prelievi; QB= quantità di
base; t= tempo; cma= conc. minima ammissibile) fonte Civita 2005.
2.3 Inquinamento da nitrati
I nitrati sono uno dei contaminanti più comuni e più diffusi: sono sali naturalmente
presenti nel suolo, sono lo forma di azoto prediletta per la nutrizione vegetale, sono
utilizzati (E251, E252) assieme ai nitriti (E249, E250) come conservanti naturali negli
insaccati e nelle carni perché mantengono il colore rosso della carne e per la loro
azione batteriostatica, e sono, in determinate condizioni, prodotti dal nostro corpo
(presumibilmente sostanze espulse con le urine a seguito dell’azione di NO prodotto
a partire da L-Arginina).
Il consumo moderato in un adulto, secondo l’Autorità Europea per la sicurezza
alimentare, si attesta in media sui 157 mg/giorno (valore dedotto dal contenuto nei
cibi e nell’acqua considerando la media assunzione degli stessi), e non è pericoloso
dato i valori di pH dello stomaco e l’alta solubilità dei nitrati stessi, che dunque
vengono eliminati prevalentemente con le urine. Il Comitato Scientifico per
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l’Alimentazione della Commissione Europea ha valutato l’ADI, l’assunzione
giornaliera accettabile di nitrati, (valore confermato nel 2002 dal Comitato misto
FAO/OMS) in 3,7 mg/kg di peso corporeo (0,06 mg/Kg per i nitriti). La tossicità
riguarda la trasformazione dei nitrati in nitriti già nella bocca con la saliva e poi nello
stomaco. I nitriti in ambiente acido si trasformano in acido nitroso il quale legandosi
alle ammine da origine alle nitrosammine, composti dimostratesi cancerogeni. Inoltre
i nitriti si legano all'emoglobina ossidandola a metaemoglobina, riducendo quindi il
trasporto di ossigeno ai tessuti (metaemoglobinemia dei lattanti, cianosi). I nitrati
causano danni anche agli animali (vedi tab. 1).
Tossicosi acuta Tossicosi cronica
Nitriti Metaemoglobinemia
Azione vasodilatatrice
Nitrati
Irritanti e caustici ad alte dosi (istolesivi)
Azione deprimente sulla muscolatura liscia (soprattutto la vasale)
Depressione miocardica
Tabella 1 Effetti di nitrati e nitri sugli animali domestici
Ipotiroidismo
Ipovitaminosi A
Ipogalassia
I più a rischio sono i ruminanti, tra questi gli ovini sono i meno sensibili. Nei
monogastrici possono provocare fenomeni irritativi e richiami d’acqua. Nel cavallo, in
particolare, se prevale l’azione vasodilatatrice si può verificare depressione
miocardica e morte. Inoltre a livello cronico si può presentare riduzione di
performances produttive (ad esempio ipogalassia) e riproduttive.
2.4 Origine e processi di formazione e/o produzione di nitrati
In natura, la disponibilità di azoto è limitata dalla reazione biochimica detta di azoto-
fissazione, ma l’aumento dell’attività agricola, e dunque l’incremento tra gli altri
dell’utilizzo di concimi azotati, associato ad altre pratiche di tipo intensivo come
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l’irrigazione fanno si, che tale inquinante si ritrovi sempre più spesso e in quantità
sempre più elevate nelle acque sotterranee.
L’origine della presenza dei nitrati nelle acque sotterranee non è comunque da
attribuirsi esclusivamente alla attività agricole e zootecniche; infatti tra le principali
fonti inquinanti troviamo scarichi industriali e rete fognaria civile (tab. 2).
Tabella 2 Principali centri di pericolo: fonti puntuali e non puntuali di inquinamento da nitrati delle acque sotterranee (modificato
da Civita 1994).
Centri di pericolo Fonti puntuali Fonti non puntuali (diffuse)
Insediamenti industriali
Discariche di rifiuti
Insediamenti urbani
Infrastrutture di collegamento
Attività agricole
Attività zootecnica
-Stoccaggi materie prime
-Perdite di sottoservizi
-Serbatoi fuori terra e interrati
-Scarichi liquidi senza
trattamento
-Immissione nel sottosuolo di
rifiuti liquidi
-Serbatoi interrati
-Fognature
-Fosse settiche
-Scarichi di acque di lavaggio
delle attrezzature agricole
-Depositi di contenitori di
prodotti agrochimici
Raccolta deiezioni animali
(cumuli, pozzi neri, vasche e
lagoni)
Smaltimento rifiuti
-Fertilizzanti organici (letame
solido, liquido, compost)
-Fertilizzanti inorganici
-Fitofarmaci
Fonti naturali e antropogeniche Deposizioni atmosferiche
Nitriti e nitrati sono prodotti principalmente da processi ossidativi dello ione ammonio
e da fenomeni conseguenti all'impiego dei fertilizzanti azotati in agricoltura. Lo ione
nitrato è infatti presente come componente di sali molto solubili impiegati come
fertilizzanti, pertanto può passare velocemente nelle acque sotterranee per
dilavamento del suolo agricolo.
Il nitrito è invece una specie intermedia derivante appunto dall’ossidazione
dell’ammoniaca, più raramente dalla riduzione di nitrato, e la sua presenza nelle
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acque sotterranee, specie se accompagnato dalla presenza di ione ammonio, può
indicare processi ossidativi ancora in corso.
Il lungo percorso, dal suolo alle acque sotterranee, non dà sempre modo ai fenomeni
naturali di eseguire una efficace denitrificazione che consenta il ritorno di tale
elemento all’atmosfera, sua sede naturale, è dunque obbligatorio conoscere a fondo
il problema per elaborare un attenta lista di possibili soluzioni. Esistono comunque
trattamenti di potabilizzazione, che permettono di ridurre la concentrazione di nitriti e
nitrati fino alla loro totale eliminazione.
2.5 Fonti naturali di nitrati
Sono dovute a fenomeni biologici naturali di:
- Mineralizzazione;
- Fissazione azoto atmosferico.
Gli animali eliminano ed immettono nell’ambiente una grande quantità di composti
azotati in diverse forme a seconda dell’animale stesso. Ammoniaca per gli
invertebrati, composti organici azotati per i vertebrati, acido urico per serpenti e
uccelli, urea per i mammiferi. Urea e acido urico vengono mineralizzati da specifici
microrganismi con formazione di CO2 e ammoniaca. Anche la demolizione di materia
organica (piante e animali morti) fornisce ammoniaca.
La mineralizzazione di azoto organico porta alla formazione di ione ammonio (NH4 + )
a partire da composti organici (ammonificazione), e successivamente forma nitrato
per ossidazione di NH4 + (nitrificazione). La formazione di ione ammonio è associata
nel metabolismo microbico ad un eccesso di substrato azotato rispetto i fabbisogni
dei microrganismi ammonizzanti e rappresenta la fonte di energia delle reazioni
ossidative dei batteri autotrofi della nitrificazione.
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La conversione di ammoniaca in nitrato, o nitrificazione, è effettuata da due specifici
gruppi batterici chemioautotrofi aerobi obbligati, in due tappe. La prima consiste
nell’ossidazione dell’ammoniaca a nitrito, la seconda nell’ossidazione del nitrito a
nitrato: questo costituisce il principale composto azotato disponibile nel suolo per le
piante.
• Ossidazione dell’ammonio a nitrito: batteri nitrosi del genere Nitrosomonas
• Ossidazione dei nitriti a nitrati: batteri nitrici del genere Nitrobacter
I nitrati così prodotti sono poi lisciviati dalle acque piovane o di irrigazione e
trasportati in falda. Talvolta i nitrati si trovano associati a depositi o incrostazioni
calcaree, a depositi lacustri e anche a rocce ignee sotto forma di composti
d’ammonio (Chiesa, 1994).
L’azoto molecolare atmosferico può essere anche fissato da batteri simbionti delle
radici di leguminose (genere Rhizobium), associativi (Azotobacter) o liberi
(Clostridium).
Mediamente si può ritenere che le concentrazioni dovute a fenomeni naturali siano
dell’ordine di 10 mg/l (Chiesa, 1994).
2.6 Fonti antropiche di nitrati
Sono fondamentalmente di due tipi
-Fertilizzanti azotati (di origine organica o industriale) in agricoltura;
-Mineralizzazione reflui zootecnici o civili.
A questi si aggiungano i reflui delle industrie agro-alimentari.
Fertilizzanti azotati
Dopo che i lavori di Liebig, nel 1840, dimostrarono che le piante avevano bisogno di
elementi inorganici come azoto, fosforo e potassio per crescere, la chimica dei
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fertilizzanti ebbe un vigoroso sviluppo. Prima della disponibilità dei concimi azotati
artificiali la fertilizzazione dei terreni avveniva con lo spargimento dello stallatico che,
con l’industrializzazione delle coltivazioni, non fu più sufficiente per le ampie richieste
di concimazione. I fertilizzanti azotati disponibili verso la fine dell’800 stentavano
ancora a coprire il fabbisogno agricolo e l’industria chimica pensò al recupero dei
sottoprodotti. Questo fu il caso del solfato d’ammonio ottenuto come residuo nelle
distillazioni del litantrace (carbon fossile). Presto anche i recuperi non furono più
sufficienti a soddisfare la richiesta di concimi azotati e nel 1898 Crookes pensò
all’aria come fonte inesauribile di azoto.
I prodotti chimici più utilizzati (vedi fig. 4) come fertilizzanti azotati sono: solfato di
ammonio ((NH4)2SO4), nitrato di ammonio (NH4NO3), nitrato di calcio (Ca(NO3)2),
urea (CO(NH2)2), calciocianammide (CaCN2). Oltre a questi si hanno dei fertilizzanti
complessi contenenti elevate percentuali di azoto. La produzione italiana di azotati
negli ultimi anni è superiore al consumo e viene esportata in gran parte.
CALCIOCIANAMIDE
NITRATI (nitrato ammonico+ nitrato di calcio)
SOLFATO AMMONICO
UREA
ALTRI
1.462.472
7.322.134
143.866
quintali di fertilizzanti azotati 2007
5.606.719
1.688.825
Figura 4 Uso dei fertilizzanti azotati in Italia anno 2007 (dati ISTAT)
MINERALI SEMPLICI
ORGANICI SEMPLICI
ORGANOMINERALI SEMPLICI
234.521
16.224.016 2.076.884
quintali di fertilizzanti azotati in Italia 2007
Tranne il caso delle leguminose, che contengono batteri in noduli radicali, capaci di
assimilare direttamente l’azoto dell’aria, questo elemento viene assimilato sotto
forma di ione ammonio e nitrato (vedi tab. 3).
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Tabella 3 Stima del carico di nitrati da fertilizzanti minerali nei suoli agricoli, calcolata in base ai valori di azoto asportato dalle
singole colture riportate in letteratura (GIARDINI,1992; BURL, 1996; CORTINA et al., 1999), presupponendo che l’entità delle
concimazioni azotate non superi il reale fabbisogno delle piante.(elaborato per progetto Aquanet Piacenza 2004)
APPORTO DI AZOTO (Kg/ha/anno) COLTURE
0 Leguminose (soia, pisello, erba medica, ….)
1-25 Prato, melo, pero
26-100 Avena, segale, barbabietola, triticale, girasole, lino, colza, vite
100-180 Frumento, orzo, riso, patata
> 180 Mais, ulivo, pioppo 10-12° anno
Mentre i nitrati sono molto solubili e vengono facilmente dilavati dalle piogge, i sali di
ammonio sono meno solubili e vengono fissati meglio dal terreno. Poiché l’azione dei
batteri nitrificanti richiede un certo tempo, ne consegue che, mentre i nitrati sono
concimi ad azione rapida che vanno dati in primavera, i concimi ammonici devono
essere preferibilmente sparsi in autunno.
Il solfato d’ammonio, messo in commercio con un titolo di azoto del 20-21%, è
ottenuto in gran parte per neutralizzazione di acido solforico con ammoniaca ed
anche per trattamento del gesso con ammoniaca e anidride carbonica.
Il nitrato di ammonio costituisce il composto più impiegato in tutti i Paesi produttori di
fertilizzanti (eccetto forse Italia e Inghilterra): esso viene usato come tale e in miscela
(con solfato ammonico, con fosfato ammonico), ma ha l’inconveniente di una elevata
igroscopicità che rende difficile lo stoccaggio. Inoltre, il nitrato d’ammonio è
suscettibile di detonazione per la sua sensibilità al calore e agli urti: questa però
diminuisce se si mescola il nitrato d’ammonio con solfato ammonico o con carbonato
di calcio, farina fossile, argilla. Il nitrato di calcio viene preferito in alcuni Paesi per la
sua rapidità d’azione e per le caratteristiche di alcalinità, mentre incontra difficoltà in
altri per il suo basso titolo (15,5% in azoto) che rende onerose le varie manipolazioni
e il trasporto. Anch’esso è fortemente igroscopico.
L’urea è un fertilizzante molto ricco, teoricamente ha il 46,6% di azoto; il prodotto per
l’agricoltura di solito ne contiene circa il 45%. In Italia la sua produzione è cresciuta in
19

maniera notevole negli ultimi decenni. I vantaggi del suo impiego derivano dall’alto
titolo che fa diminuire i costi di trasporto, e di manipolazione, e lo rende utilissimo
nella formazione di fertilizzanti complessi, dall’assenza di tossicità, di pericolosità e
dalla relativa facilità di produzione.
La calciocianammide trova discreto favore presso gli agricoltori solo in pochi Paesi
(Italia, Germania, Giappone). Essa trova applicazione soprattutto nei terreni
compatti, poveri di calce o argillosi; la presenza di sostanze colloidali nel terreno
facilita la trasformazione in urea e l’utilizzazione da parte delle piante.
A seguire, in tabella 4, si riportano i dati sulla quantità di concimi azotati distribuiti in
Italia nel biennio 2006-2007.
Tabella 4 Fertilizzanti azotati distribuiti in Italia negli anni 2006-2007 espressi in quintali (fonte ISTAT)
TIPO DI FERTILIZZANTE
2006 2007
IN COMPLESSO
VARIAZIONI
ASSOLUTE %
MINERALI SEMPLICI 16.103.522 16.224.016 120.494 0,7
-CALCIOCIANAMIDE 124.031 143.866 19.835 16,0
-NITRATI (nitrato ammonico+ nitrato di calcio) 5.707.168 5.606.719 -100.449 -1,8
-SOLFATO AMMONICO 1.455.128 1.688.825 233.697 16,1
-UREA 7.354.874 7.322.134 -32.740 -0,4
-ALTRI 1.462.321 1.462.472 151 ..
ORGANICI SEMPLICI 1.764.686 2.076.884 312.198 17,7
ORGANOMINERALI SEMPLICI 152.690 234.521 81.831 53,6
In particolare, in Sardegna (anno 2007), è stato stimato un consumo pari a 275.923
q di fertilizzanti azotati semplici su un totale di concimi minerali, organici e organo
minerali di 739.368 q.
Mineralizzazione dei reflui civili e zootecnici.
Segue le stesse tappe viste per la mineralizzazione di materia organica nelle fonti
naturali.
20

L’azoto organico viene trasformato in ammoniaca e successivamente ossidato,
dapprima in nitrito e successivamente in nitrato.
Gli scarichi civili (fosse settiche e biologiche, pozzi neri, pozzi perdenti) contengono
mediamente 20-30 mg/l di azoto (Chiesa 1994). Non sempre essi contengono nitrati,
questi si formano in gran parte per reazioni aerobie di nitrificazione, che spesso
avvengono negli stessi impianti di depurazione e trattamento che normalmente
rimuovono solo il 30% dell’azoto. Indicativamente si possono indicare le seguenti
percentuali di forma d’azoto contenute nei reflui civili: 60% azoto ammoniacale, 35%
azoto organico e 5% nitriti e nitrati.
Il Piano di Tutela delle Acque della Regione Sardegna stima in 12 g/abitante/giorno
l’apporto di azoto dei reflui civili. Sempre nel PTA sono indicati i carichi potenziali di
azoto derivanti da reflui zootecnici (tab. 5).
Tabella 5 Carichi zootecnici potenziali (tratto da PTA Sardegna)
2.7 Denitrificazione
Specie
Azoto prodotto
(kg/animale/anno)
Bovini 54,8
Suini 11,3
Caprini-Ovini 4,9
Equini 62
Avicoli 0,48
Cunicoli 0,48
L’attenuazione del contenuto in nitrati, soprattutto nelle acque sotterranee, consiste
di due meccanismi: la diluizione e la denitrificazione (fig. 5).
21

Figura 5 Fonti e ciclo dell’azoto
La prima è un processo fisico per cui diminuisce la concentrazione dell’inquinante ed
è funzione degli apporti d’acqua. Il secondo è un vero e proprio processo di
decontaminazione, consiste nella riduzione dei nitrati ad azoto molecolare gassoso e
avviene per opera di microrganismi in assenza di ossigeno e con un substrato
organico a disposizione.
Gli esseri viventi traggono energia dall’ossidazione di composti organici, processo
questo chiamato respirazione; normalmente l’accettore di elettroni è l’ossigeno ma in
alcuni casi, in ambiente anossico, alcuni batteri sono capaci di utilizzare il nitrato e di
eseguire una serie di due respirazioni metaboliche per cui lo ione è ridotto a nitrito, a
ossido nitroso (N2O) e quindi ad azoto molecolare gassoso che viene dunque
rimosso dal terreno e dalle acque per finire in atmosfera.
La maggior parte del nitrato è comunque ridotto ad ammoniaca da batteri fermentanti
piuttosto che ad azoto molecolare dai denitrificanti. I batteri coinvolti nella
denitrificazione si possono ricondurre a: Pseudomonas, Thiobacillus, Paracoccus e
Neisseria.
22

3 USO DELL’ANALISI ISOTOPICA NEGLI STUDI IDROGEOLOGICI E
PER LA DETERMINAZIONE DI FONTI D’INQUINAMENTO DA NITRATI
NELLE ACQUE SOTTERRANEE
3.1 analisi isotopiche
Gli isotopi sono atomi dello stesso elemento con diverso numero di neutroni, quindi
masse diverse, forze di legame diverse, comportamenti chimico-fisici diversi.
Gli isotopi radioattivi sono instabili e sono nuclidi che si disintegrano spontaneamente
per formare altri isotopi emettendo particelle α o particelle β ed in alcuni casi raggi γ.
Gli isotopi stabili non decadono nella scala dei tempi geologici, ma possono essere
prodotti durante il decadimento di quelli radioattivi.
Nelle indagini ambientali vengono utilizzati prevalentemente alcuni elementi (H, C, N,
O, S), che sono i principali elementi presenti nei sistemi idrologici, geologici e
biologici: sono leggeri e la loro differenza di massa è relativamente elevata, per cui i
frazionamenti che avvengono durante i processi fisici, chimici e biologici sono
misurabili.
Gli isotopi stabili vengono utilizzati come traccianti nei cicli dell’acqua, del carbonio,
dei nutrienti e in genere delle sostanze disciolte (D/ 1 H – 18 O/ 16 O - 13 C/ 12 C - 15 N/ 14 N -
34 S/ 32 S – 11 B/ 10 B). Gli isotopi vengono anche utilizzati per stimare l’età delle acque
sotterranee ( 3 H, 14 C, 36 Cl, ecc.). La composizione isotopica è normalmente riportata
come valore δ (delta) ed espressa in parti per mille (‰), riferita ad uno standard di
composizione nota
δ (in ‰) = (Rx / Rs - 1) x1000
23

dove R è il rapporto fra l'isotopo più pesante e quello più leggero (es. 18 O/ 16 O) ed Rx
e Rs sono rispettivamente i rapporti del campione e dello standard (tab. 6).
Tabella 6: Elementi chimici, loro isotopi, abbondanze e standard di riferimento
Elemento
Idrogeno
Carbonio
Azoto
Ossigeno
Zolfo
Isotopi
stabili
Abbondanza
naturale media
(%)
1H 99.985
2H 0.015
12C 98.892
13C 1.108
14N 99.6337
15N 0.3663
16O 99.7587
18O 0.2039
32S 95.02
34S 4.22
Valori dei rapporti
standard
2H/1H =
0.000316
13C/12C =
0.0112372
15N/14N =
0.007353
18O/16O =
0.0039948
34S/32S =
0.0450045
Standard di riferimento
internazionale
V-SMOW (Vienna –Standard Mean Ocean Water)
V-PDB (Vienna-Pee Dee Belemnite)
Carbonato di calcio fossile
AIR (Azoto dell’aria)
V-SMOW (Vienna –Standard Mean Ocean Water)
V-CDT (Canyon Diablo Troilite)
Gli isotopi sono soggetti in natura a frazionamento isotopico: ciò significa che le
proporzioni delle abbondanze relative dei vari isotopi stabili di uno stesso elemento
non sono fisse, ma cambiano in seguito a processi fisici, chimici e biologici: ad
esempio, nella condensazione del vapore acqueo gli isotopi più leggeri ( 16 O e 1 H) si
concentrano nella fase di vapore, quelli più pesanti ( 18 O e 2 H o Deuterio) nella fase
liquida.
Gli isotopi più leggeri formano legami chimici che si rompono più facilmente rispetto a
quelli degli isotopi pesanti, e reagiscono più velocemente, concentrandosi nei
prodotti; mentre, gli isotopi più pesanti si concentrano nei reagenti. Gli isotopi più
leggeri sono maggiormente utilizzati dagli organismi perché comportano un minor
costo energetico, e si concentrano nei prodotti del metabolismo; mentre, gli isotopi
più pesanti si concentrano nei substrati.
I frazionamenti (fig. 6) che avvengono durante i processi di evaporazione e
condensazione delle acque di pioggia e che coinvolgono i componenti della molecola
d’acqua (H2O), sono influenzati dalla temperatura. Infatti, ad una temperatura di
24

condensazione più bassa corrisponde un contenuto minore di isotopi pesanti,
viceversa ad una temperatura di condensazione più elevata corrisponde un maggior
contenuto di isotopi pesanti.
Le principali conseguenze della dipendenza della composizione isotopica delle
precipitazioni dalla temperatura di condensazione sono le seguenti:
- Effetto delle variazioni stagionali: le precipitazioni invernali hanno un
contenuto più basso di isotopi pesanti rispetto alle precipitazioni estive come
conseguenza del fatto che derivano da un vapore condensato a temperature
più basse;
- effetto altitudine: le piogge originate ai piedi di un rilievo sono isotopicamente
più pesanti delle piogge che cadono a quote maggiori, e che sono
isotopicamente più leggere (gradiente isotopico verticale);
- effetto continentalità: le precipitazioni sulle zone interne di un continente sono
isotopicamente più leggere rispetto a quelle che si verificano sulle zone litorali
o sub-litorali;
- effetto latitudine: la composizione isotopica delle precipitazioni ha contenuti
minimi di isotopi pesanti su aree polari e contenuti massimi su aree tropicali.
Gli isotopi stabili di Ossigeno e Idrogeno trovano applicazioni negli studi
idrogeologici: grazie al gradiente isotopico verticale è possibile stimare la quota
relativa di ricarica di una sorgente (quota di condensazione delle piogge che la
alimentano); in base all’ampiezza delle variazioni isotopiche stagionali rilevate
sull’acquifero stesso, è possibile effettuare valutazioni sulla profondità e sulla
lunghezza di un circuito idrogeologico:
- nel caso di circuiti brevi e piuttosto superficiali le variazioni isotopiche
dell’acquifero sono paragonabili alle variazioni isotopiche delle precipitazioni
atmosferiche dell’area in esame;
25

- nel caso di circuiti di portata regionale e/o di grande profondità, le acque
hanno il tempo di rimescolarsi ed omogeneizzarsi, perciò non sono più
praticamente presenti variazioni isotopiche stagionali, come nelle
precipitazioni relative (Progetto Aquanet, 2004).
Figura 6 Frazionamento dell’ossigeno
3.2 Uso dell’analisi isotopica per la determinazione di fonti
d’inquinamento da nitrati nelle acque sotterranee
La fonte dei nitrati in certi ambienti naturali può essere identificata correlando il
rapporto isotopico dell’azoto naturale tra il nitrato contenuto nell’acqua di falda e il
nitrato contenuto nei terreni a seconda della loro utilizzazione (Chiesa 1994).
Come è noto, l’azoto, nelle acque naturali, è presente come nitrato, nitrito, ione
ammonio, in forma gassosa biatomica e come ammoniaca; in forma organica come
materiale solido in sospensione.
Le reazioni possibili sono:
Ammonificazione: Org-N → NH4 + ↔ NH3 + H +
Nitrificazione: NH4 + +1/2 O2 + 2H2O → NO3 - + 8H +
26

Denitrificazione:
• Ossidazione pirite: 14NO3 - + 5FeS2 + 4H + → 7N2 + 10 SO4 - + 5Fe + + 2H2O
• Ossidazione materia organica:
5C6H12O6 + 24NO3 - → 30CO2 +24OH - + 18H2O + 12N2
L’azoto possiede due isotopi stabili 14 N e 15 N, il loro rapporto, ovvero la variazione in
della presenza rispettivamente dell’uno o dell’altro isotopo aiuta a definire
l’origine dell’azoto: da fenomeni di ossidazione di resti organici o come sale derivato
da fissazione industriale di azoto atmosferico, e utilizzato come concime.
L’utilizzo dei dati isotopici dell’azoto in questa applicazione si basa sul fatto che
l’azoto in natura si trova prevalentemente nella forma 14 N, ma è presente anche
come 15 N, isotopo pesante; l’abbondanza isotopica viene misurata rispetto a
standard internazionali di riferimento, che per l’azoto è quello atmosferico (δ 15 N=0).
Valori di δ 15 N intorno allo zero, infatti individuano i fertilizzanti azotati (fig. 7), che
vengono prodotti per sintesi partendo dall’azoto atmosferico; valori di δ 15 N compresi
tra +3 e +25 individuano liquami di origine animale, per la prevalenza di processi
biometabolici; inoltre il 14 N viene espulso con l’urina e l’ammoniaca presente nei
liquami (isotopicamente arricchita in 14 N) e volatilizza facilmente: da qui il marcato
arricchimento in 15 N.
27

Figura 7 Valori di δ15N (Modificato da Hoefs 1997 and Clark and Fritz 1997 con dati di Amberger and Schmidt 1987, Böttcher
et al. 1990, and Létolle 1980).
I fertilizzanti sintetici sono prodotti per sintesi industriale a partire dall’azoto e
dall’ossigeno atmosferico, pertanto la loro composizione isotopica rimane simile a
quella atmosferica (fig. 8); con valori per δ 15 N intorno allo 0 ‰, generalmente
compresi tra – 4‰ e +4‰; per δ 18 O = +20 ± 2 ‰ (valore medio dell’ossigeno
atmosferico 18 O = 23 ‰).
Figura 8 Contenuto in isotopi di azoto e ossigeno per le varie fonti di nitrati (Clark and Fritz, 1997)
La metabolizzazione dell’azoto lungo la catena alimentare comporta un
frazionamento sempre maggiore in proporzione al livello trofico dell’organismo.
Dunque, i nitrati provenienti dall’ossidazione di materia organica prodotta da
28

organismi superiori (concimi organici, perdite da fosse settiche) presentano valori di
15 N maggiormente arricchiti fino a valori prossimi a 20‰. Inoltre, poiché nel processo
di denitrificazione i batteri utilizzano di preferenza l’isotopo leggero 14 N, il rapporto
isotopico dei nitrati presenti nelle acque sotterranee, in presenza di tali processi,
potrebbero risultare simili sia nel caso di nitrati provenienti da fertilizzanti prodotti
industrialmente, che di quelli provenienti da mineralizzazione di sostanza organica.
Perciò viene quantificata anche la variazione dell’isotopo 18 O.
Il rapporto tra il valore del campione e il valore standard viene espresso come:
δ 15 N (‰) = ( 15 N/ 14 N) campione – ( 15 N/ 14 N) standard / ( 15 N/ 14 N) standard x 1000
- se 15 N campione > 15 N standard allora δ 15 N è positivo (arricchimento dell’isotopo
pesante nel campione rispetto allo standard);
- se 15 N campione < 15 N standard allora δ 15 N risulta essere un valore negativo
(impoverimento dell’isotopo pesante o arricchimento dell’isotopo leggero rispetto allo
standard).
La composizione isotopica dell’azoto serve dunque:
- ad individuare l’origine e distinguere i fertilizzanti sintetici dai composti organici;
- a portare in evidenza fenomeni di nitrificazione e denitrificazione e caratterizza i
processi che si svolgono nelle acque sotterranee;
- è indispensabile per distinguere un nitrato da concime organico rispetto ad uno da
fertilizzante sintetico.
Esempi di valori di δ 15N rilevati in differenti condizioni. (Roadcap et al., 2002)
-Precipitazioni
29

Le acque piovane contengono azoto nitrico e ammoniacale in quantità talmente
basse da non costituire fonte importante di contaminazione. I valori di δ 15 N si
attestano su -3‰ per analisi effettuate su precipitazioni a Pretoria in Sud Africa.
-Acque superficiali
Il range di δ 15 N è compreso tra +1‰ e +10‰. Valori più alti sono da attribuire a
fenomeni di denitrificazione in acque anossiche.
-Suolo
L’azoto è contenuto nel materiale organico potenzialmente mineralizzabile e come
risultato di ammonizzazione e nitrificazione. Se lo ione ammonio è prodotto con
sufficiente lentezza e ha un tempo di ritenzione basso, e se la volatilizzazione è
minima la nitrificazione è completa. I valori di δ 15 N vanno da +4‰ a +9‰. In uno
studio di laboratorio su 7 differenti tipi di suolo il range era compreso tra -9,6‰ e
+6,3‰, risultati probabilmente dovuti ai tempi di incubazione.
-Acque sotterranee non contaminate
Premesso che il valore di δ 15 N in studi a larga scala è estremamente difficoltoso,
studi effettuati in Minnesota hanno stabilito un quantitativo di nitrati di 1,5 mg/l
corrispondenti a valori di δ 15 N intorno a +3,9‰
-Acque sotterranee contaminate da fertilizzanti inorganici
L’azoto è contenuto nei fertilizzanti in forma di nitrato ammonico e ammoniaca anidra
e deriva dalla fissazione industriale di azoto atmosferico. I valori di δ 15 N sono
compresi tra
30

-4‰ e +4‰. Heaton (1986) indica valori pari a -1‰ e +2,5‰ rispettivamente per la
parte dello ione ammonio e per la parte dello ione nitrato. Dealy (1995) suggerisce
un range che va da +3,5‰ a +7‰ per contaminazioni derivanti dalla combinazione
di fertilizzanti azotati in suoli con materiale organico.
-Acque sotterranee contaminate da reflui animali e fosse settiche
Nitrati derivanti da reflui animali hanno valori di δ 15 N maggiori di +10‰. Il grado di
arricchimento è alto in conseguenza del tempo di esposizione diretta dei reflui
all’atmosfera. Heaton (1986) indica valori compresi tra +8‰ e +22‰.
I reflui umani sono una potenziale fonte di nitrati in piccole comunità rurali nelle quali
il numero di fosse settiche è alto. Rispetto i reflui animali, l’arricchimento isotopico
tende ad essere inferiore. Mariotti (1988) indica valori compresi tra +10‰ e 13,5‰
per fognature e fosse settiche, mentre per campioni di acque sotterranee in area
urbana in Francia si indica un valore medio di +9,9‰.
-Denitrificazione
Quando le acque sotterranee fluiscono verso la zona di riduzione, i nitrati vengono
ridotti dai batteri che li usano come accettori di elettroni. Il range va da +4,7‰ di un
acquifero calcareo in Francia dove avvengono fenomeni di adsorbimento (Mariotti e
altri 1988) a +30‰ in acquifero nel deserto del Kalahari dove la
denitrificazione è particolarmente lenta (Vogel e altri 1981).
Disponibilità di δ 18 O misurati nelle acque sotterranee.
In studi di Bottcher e altri (1990) realizzati su 10 campioni lungo un percorso di 3 km
caratterizzato da suoli agricoli e forestali in Germania, è evidente la correlazione tra
la concentrazione di nitrati e l’incremento in δ 15 N e δ 18 O. Infatti a 4 a 7 metri di
31

profondità il contenuto in nitrati subisce un decremento da 21 mg/l a 4,5 mg/l con un
incremento di δ 15 N da +9,69‰ a +37,09‰ e un incremento di δ 18 O da +6,01‰ a
+25,67‰. Altri studi condotti in Ontario da Mengis e altri (1999) sui processi di
denitrificazione indicano valori di δ 15 N tra +5‰ e +30‰ e di δ 18 O tra +0,5‰ e
+17‰.
In un’altra area di studio dove si sospetta che i fertilizzanti siano la fonte dei nitrati
Aravena e altri (1993), indicano per δ 18 O un valore di +3,5‰. Questo risulta più
basso del valore atteso (pari a +13‰) nell’ipotesi che tutto il nitrato presente
provenga dal nitrato ammonico usato per la fertilizzazione. I risultati indicano che il
nitrato non deriva appunto dal fertilizzante, ma presumibilmente da un nitrificazione
di ione ammonio presente nel letame e dalla mineralizzazione dell’azoto organico del
suolo.
Oltre gli isotopi di azoto e ossigeno può essere utile un indagine conoscitiva sugli
isotopi del carbonio (δ 13 C) contenuto nel DIC (carbonio inorganico disciolto) e dello
zolfo (δ 34 S) per determinare quali processi geochimici dominano la denitrificazione.
Ad esempio se il processo principale fosse l’ossidazione della pirite il valore di δ 34 S
sarà negativo, al contrario in caso di ossidazione della materia organica sarà
negativo il valore di δ 13 C.
Il Trizio ( 3 H) si troverà invece negli acquiferi in concentrazioni direttamente
proporzionali a quella delle piogge che li hanno alimentati, ed inversamente
proporzionali al tempo trascorso dal momento della loro infiltrazione del terreno: darà
quindi una indicazione sui tempi di residenza delle acque sotterranee. E’ presente
nelle acque a ricarica recente, caratterizzate da età inferiori ai 50 anni, dove valori di
TU (Tritium Unit) inferiori a 0.8 rappresentano una ricarica anteriore al 1952; valori
compresi fra 0.8 e 5 TU indicano un’acqua con età compresa tra 10 e 50 anni; valori
fra 5 e 15 TU, tra 1 e 10 anni; e valori maggiori di 15 TU indicano possibili casi di
32

inquinamento. Mentre il 14 C è il l’isotopo più utile per la datazione delle acque
sotterranee e del materiale organico nel range 1.000 – 50.000 anni: alte
concentrazioni denotano elevate velocità di circolazione, mentre acquiferi confinati
presentano bassa o nulla attività 14 C (progetto Aquanet, 2004).
L’isotopo δ 11 B è un buon tracciante per distinguere le fonti inquinanti di origine
animale; ma può creare problemi con processi di assorbimento in presenza di argille
Metodo d’analisi
Nelle analisi isotopiche, gli elementi di interesse come azoto e ossigeno dei nitrati
vengono trattati e convertiti in fase gassosa purificata (N2 e CO2) e attraverso uno
spettrometro di massa viene misurata la composizione isotopica. Per determinare
δ 18 O è necessario rimuovere la materia organica disciolta e gli ioni solfato per non
incorrere in contaminazioni dell’ossigeno nitrico nel campione. Successivamente i
nitrati del campione vengono estratti usando una colonna a scambio anionico.
Estratti i nitrati viene utilizzato HBr come eluente, e i nitrati vengono trasformati in
nitrato d’argento tramite ossido d’argento per congelamento a secco sotto vuoto. Il
nitrato d’argento viene dunque convertito in CO2 e N2 per le analisi di δ 18 O e δ 15 N
rispettivamente .
33

4 QUADRO LEGISLATIVO EUROPEO E NAZIONALE
Già nel quarto Programma d’Azione delle Comunità Europee in materia ambientale
(1987), veniva presentata una proposta di direttiva sul controllo e sulla riduzione
dell’inquinamento idrico risultante dallo spandimento e dallo scarico di deiezioni del
bestiame o dall’uso eccessivo dei fertilizzanti, pratiche ritenute le principali
responsabili di questo tipo di contaminazione: da questa proposta nasce la Direttiva
676/91 del 12 dicembre 1991, relativa alla Protezione delle Acque dall’Inquinamento
da Nitrati provenienti da fonti agricole.
La direttiva imponeva agli Stati membri la designazione, entro due anni dall’entrata in
vigore, delle Zone Vulnerabili da Nitrati (ZVN) note all’interno del loro territorio,
prevedendo un riesame periodico di tali aree almeno ogni quattro anni. Sempre entro
due anni dall’entrata in vigore della direttiva, si dovevano predisporre uno o più
Codici di Buona Pratica Agricola ed, eventualmente, programmi comprensivi di
disposizioni per la formazione e l’informazione degli agricoltori.
Entro due anni dalla prima designazione, gli Stati membri dovevano fissare dei
Programmi d’Azione per le Zone Vulnerabili, da attuare entro quattro anni dalla loro
fissazione. Inoltre veniva fissato a 170 kg/ha/anno il quantitativo massimo di azoto da
effluenti distribuibile sui terreni e si davano indicazioni sulle modalità di
determinazione della quantità massima di fertilizzante da distribuire sulla base del
bilancio dell’azoto. La direttiva è stata recepita in Italia mediante la Legge 146 del 22
febbraio 1994 (Disposizioni per l'adempimento di obblighi derivanti dall'appartenenza
dell' Italia alle Comunità Europee).
34

Con il DM del 19 aprile 1999, che segna l’approvazione del Codice di Buona Pratica
Agricola, sono state in parte colmate alcune lacune. Il successivo Decreto Legislativo
11 maggio 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 676/91 relativa alla protezione delle acque dall’inquinamento
da nitrati provenienti da fonti agricole), sancisce la prima individuazione delle Zone
Vulnerabili ai nitrati sul territorio italiano, attribuendo facoltà alle Regioni di
individuarne di ulteriori. Viene, inoltre, conferito alle Regioni il compito di predisporre,
entro un anno dall’entrata in vigore del suddetto decreto, i Programmi d’Azione
obbligatori basati sulle indicazioni del Codice da attuare all’interno delle Zone
Vulnerabili individuate. Tali Programmi dovevano essere rivisti almeno una volta ogni
quattro anni, così come la designazione stessa delle Zone Vulnerabili. L’Italia non ha
dato seguito alle prescrizioni: l’inadempienza ha comportato una condanna da parte
della Corte di Giustizia Europea alla fine del 2001, dovuta al fatto che le istituzioni
nazionali e regionali non hanno applicato correttamente la direttiva.
Conseguentemente, alcune Regioni italiane hanno proceduto alla delimitazione delle
aree vulnerabili e alla predisposizione dei Programmi di Azione. Infine, con il DLgs 7
aprile 2006 n. 152 (Norme in materia ambientale) vengono riviste le Zone Vulnerabili
e si impone alle Regioni di definire o di rivedere, se già posti in essere, i Programmi
d’Azione entro un anno dall’entrata in vigore dello stesso decreto: in questo modo
viene data piena attuazione alla direttiva nitrati.
Attualmente la normativa di riferimento consiste sostanzialmente di tre Direttive a
livello europeo ( 676/91, 60/2000 e 118/2006) e due Decreti legge a livello nazionale
italiano (31/2001 e 152/2006). Sempre in Italia è stato inoltre proposto un Decreto
legislativo recante: «Attuazione della direttiva 2006/118/CE, relativa alla protezione
35

delle acque sotterranee dall’inquinamento e dal deterioramento» trasmesso alla
Presidenza del Senato il 23 dicembre 2008.
4.1 La Direttiva nitrati 676/91
La direttiva 676/91, evidenziando come negli anni si vi sia stato l’aumento del
contenuto di nitrati nelle acque comunitarie, indica come maggiore responsabile le
attività connesse con le pratiche agricole e detta regole in fatto di: individuazione
delle zone vulnerabili, metodi di controllo, analisi e relative misure di protezione e di
miglioramento dello stato delle acque.
In sostanza, gli stati membri, entro 2 anni, sono tenuti a: individuare tutte le zone
note vulnerabili, ovvero acque già inquinate o suscettibili di inquinamento da nitrati;
revisionarle almeno ogni 4 anni; fissare uno o più codici di buona pratica agricola;
fissare programmi d’azione riguardo le zone vulnerabili comprendenti misure
vincolanti da attuarsi entro 4 anni dalla fissazione; consegnare una relazione, ogni
quadriennio, contenente dati riguardanti la localizzazione, la qualità delle acque, le
previsioni e le misure adottate.
I programmi d’azione tengono conto dei dati scientifici e tecnici e delle condizioni
ambientali. Si tratta di scegliere dei punti di controllo appropriati e valutare il
contenuto di nitrati sia per acque superficiali che per acque sotterranee.
La designazione delle zone vulnerabili avviene misurando il contenuto in nitrati nelle
acque dolci per un anno (una volta al mese o più frequentemente nei periodi di piena
per le acque superficiali, a intervalli regolari per le acque sotterranee). Vengono
escluse le stazioni nelle quali il contenuto di nitrati risulta inferiore a 25 mg/l. Sono,
dunque, considerate zone vulnerabili tutte le acque nelle quali si rilevi, o potrebbero
essere rilevati in futuro, quantitativi uguali o superiori a 50 mg/l di nitrati (limite
stabilito per legge).
36

Nell’attuazione delle misure dei programmi d’azione si fa soprattutto riferimento alle
limitazioni nell’uso di fertilizzanti azotati siano questi naturali o di produzione
industriale, e nelle limitazioni agli spandimenti di letame, che non devono superare i
170 Kg/ha/anno (in contenuto di azoto) per le zone vulnerabili, prevedendo
appropriate dimensioni dei depositi degli effluenti, i periodi e le procedure di
applicazione nel rispetto dei codici di buona pratica agricola e tenendo conto delle
condizioni climatiche, pedologiche e di uso del suolo.
4.2 La Direttiva quadro in materia di acque 60/2000
La direttiva quadro stabilisce che: l'acqua non è un prodotto commerciale al pari degli
altri, bensì un patrimonio che va protetto, difeso e trattato come tale.
Stabilisce inoltre che gli Stati membri dovrebbero cercare di raggiungere almeno
l'obiettivo di un buono stato delle acque, definendo e attuando le misure necessarie
nell'ambito di programmi integrati di misure, nell'osservanza dei vigenti requisiti
comunitari. Ove le acque abbiano già raggiunto un buono stato, si dovrebbe
mantenere tale situazione. Per le acque sotterranee, oltre ai requisiti di un buono
stato, si dovrebbe identificare e correggere qualsiasi tendenza significativa e
prolungata all'aumento della concentrazione di sostanze inquinanti.
A tal proposito e per questo studio in particolare si definiscono "acque sotterranee":
tutte le acque che si trovano sotto la superficie del suolo nella zona di saturazione e
a contatto diretto con il suolo o il sottosuolo; "falda acquifera": uno o più strati
sotterranei di roccia o altri strati geologici di porosità e permeabilità sufficiente da
consentire un flusso significativo di acque sotterranee o l'estrazione di quantità
significative di acque sotterranee; "corpo idrico sotterraneo": un volume distinto di
acque sotterranee contenute da una o più falde acquifere; "buono stato chimico delle
37

acque sotterranee": stato chimico di un corpo idrico sotterraneo che risponde a tutte
le condizioni di cui alla tabella 2.3.2 dell'allegato V (tab. 7).
Tabella 7 Definizione di stato buono (Direttiva Quadro in materia di acque)
Elementi Stato buono
Generali La composizione del corpo idrico sotterraneo è tale che le concentrazioni di
inquinanti:
- Non presentano effetti di intrusione salina o di altro tipo
- Non superano gli standard di qualità applicabili ai sensi di altri atti normativi
comunitari, ai sensi dell’art. 17
- Non sono tali da impedire il conseguimento degli obbiettivi ambientali di cui all’art. 4
per le acque superficiali connesse ne da comportare un deterioramento significativo
della qualità ecologica o chimica di tali corpi ne da recare danni significativi agli
ecosistemi terrestri direttamente dipendenti dal corpo idrico sotterraneo
Conduttività Le variazioni di conduttività non indica intrusioni saline o di altro tipo nel corpo idrico
sotterraneo
Nei corpi idrici sotterranei selezionati il monitoraggio riguarda tutti i fondamentali
parametri seguenti:
-tenore di ossigeno;
-valore del pH;
-conduttività;
-nitrati;
-ione ammonio.
Inoltre nei piani di gestione dei bacini idrografici, per quanto concerne le acque
sotterranee, sono previsti:
- rappresentazione cartografica dell’ubicazione e del perimetro dei corpi idrici
sotterranei;
- stime dell’inquinamento da fonti puntuali;
- stime sull’inquinamento da fonti diffuse con sintesi di utilizzazione del suolo;
- stime delle pressioni sullo stato quantitativo (estrazioni comprese);
- analisi degli altri impatti antropici;
38

- mappa delle reti di monitoraggio e rappresentazione cartografica dei
programmi di monitoraggio effettuati a norma di dette disposizioni per
verificare lo stato chimico e quantitativo.
4.3 La Direttiva 2006/118/CE relativa alla protezione dall’inquinamento
e dal degrado delle acque sotterranee
Definisce i nitrati (assieme ai fosfati) come sostanze inquinanti che contribuiscono
all’eutrofizzazione. Questa direttiva risulta più specifica in quanto istituisce misure
specifiche per prevenire e controllare l'inquinamento delle acque sotterranee, ai sensi
dell'articolo 17, paragrafi 1 e 2, della direttiva 2000/60/CE.
Queste misure comprendono in particolare:
-criteri per valutare il buono stato chimico delle acque sotterranee;
-criteri per individuare e invertire le tendenze significative e durature all'aumento e
per determinare i punti di partenza per le inversioni di tendenza.
Ai fini della valutazione dello stato chimico di un corpo o gruppo di corpi idrici
sotterranei, in conformità dell'allegato V - punto 2.3 della direttiva 2000/60/CE, gli
Stati membri utilizzano i seguenti criteri:
a) le norme di qualità delle acque sotterranee di cui all'allegato I (che per i nitrati
prevede un valore massimo di 50 mg/l)
b) i valori soglia che devono essere stabiliti dagli Stati membri secondo la procedura
descritta nell'allegato II, parte A, per gli inquinanti, i gruppi di inquinanti e gli indicatori
di inquinamento che, all'interno del territorio di uno Stato membro, sono stati
individuati come fattori che contribuiscono alla caratterizzazione di corpi o gruppi di
corpi idrici sotterranei come a rischio, tenuto conto almeno dell'elenco contenuto
nell'allegato II, parte B.
39

4.4 Il Dlgs. 31/2001 relativo alla qualità delle acque destinate al
consumo umano
Disciplina la qualità delle acque destinate al consumo umano al fine di proteggere la
salute umana dagli effetti negativi derivanti dalla contaminazione delle acque,
garantendone la salubrità e la pulizia. Fornisce parametri relativi ai valori limite per la
dichiarazione di conformità al consumo umano.
4.5 Il Dlgs. 152/2006 recante norme in materia ambientale (parte terza
norme in materia di difesa del suolo e lotta alla desertificazione, di
tutela delle acque dall’inquinamento e di gestione delle risorse
idriche
Riprendendo le definizioni della normativa europea di riferimento, assegna le
competenze ai vari organismi pubblici, enti e altri soggetti.
Definisce i vari bacini idrografici presenti nel territorio italiano.
In particolare alla II sezione della III parte e all’allegato 7 vengono ripresi i punti già
visti nella normativa europea riguardanti l’individuazione delle aree vulnerabili e loro
revisione. Vengono quindi individuate le ZVN tenendo conto dei carichi (specie
animali, intensità e tipologia di allevamento e dei reflui, modalità di applicazione al
terreno, fertilizzazione in uso e colture) e dei fattori ambientali.
I fattori ambientali dipendono dalle caratteristiche litostrutturali, idrogeologiche e
idrodinamiche, dalle capacità di attenuazione del suolo, dalle caratteristiche
climatiche e idrologiche, dall’ordinamento colturale e dalle pratiche agricole. Infine
40

stabilisce le limitazioni già note riguardo il quantitativo massimo permesso di azoto
che si attesta su 170 kg/ha/anno.
In tabella 8 la sintesi legislativa.
Tabella 8 Sintesi legislativa
Sintesi legislativa
Europa Italia
Direttiva nitrati 676/91
Direttiva quadro 60/2000
DL 152/2006
Direttiva 118/2006 Proposta di DL del dicembre 2008
41

5 AREA DI STUDIO
5.1 Inquadramento geografico e morfologico
L’area pilota, oggetto di studio della presente tesi, (fig. 9) è il bacino idrografico e
idrogeologico sotteso allo stagno del Calich, individuata nella zona nord occidentale
della Sardegna, nella regione della Nurra (provincia di Sassari).
Figura 9 Area di studio (fonte progetto RIADE)
Il bacino ha una estensione di 433 km 2 e ricade nei territori comunali di Alghero, Ittiri,
Olmedo, Putifigari, Sassari, Uri e Villanova Monteleone. Nell’area sono compresi gli
stessi agglomerati urbani (tessuto residenziale compatto) e le borgate (tessuto
42

esidenziale rado) Guardia Grande, Villa Assunta, Tottubella, Santa Maria La Palma,
La Corte. Il bacino è compreso nei fogli IGM (in scala 1:50000) n. 440, 441, 458, 459,
478, 479.
Si possono distinguere due grandi aree: la piana di Alghero, con paesaggi
pianeggianti, nella porzione centro settentrionale del bacino; la parte meridionale del
bacino, costituita da paesaggi collinari che da Alghero si spingono verso Villanova
Monteleone.
La vicinanza dei rilievi alla costa non consente la formazione di corsi d’acqua di una
certa importanza; le precipitazioni si raccolgono in modesti compluvi e defluiscono
direttamente a mare. In generale, il reticolo idrografio del bacino è impostato con
orientamento verso il Golfo di Fertilia. Le linee principali di deflusso sono a raggiera
e, solo in parte, legate a direttrici tettoniche. Il fiumi principali il Rio Barca (principali
affluenti Rio Filibertu, Sassu e Serra), il Riu di Calvia e il Canale Urune: questi
alimentati da una serie di torrenti confluiscono nello stagno costiero del Calich. Sono
tutti a carattere torrentizio stagionale fatta eccezione del tratto finale del Rio Barca il
quale avendo in questa zona il fondo dell’alveo ad una quota minore del livello medio
del mare risente nei periodi estivi dell’influenza della marea.
All’interno del bacino sono presenti due invasi artificiali, corrispondenti alle dighe del
Cuga e di Surigheddu (fig. 10).
43

Figura 10 Area di studio (fonte progetto RIADE)
Il primo, gestito dal Consorzio di bonifica della Nurra, raccoglie le acque superficiali
utilizzate attualmente in gran parte per scopi irrigui ed, in minima parte, per scopi
idropotabili; il secondo, gestito dall’ERSAT, è attualmente inutilizzato. Sono inoltre
presenti diversi laghetti collinari.
5.2 Inquadramento climatico
Il clima è caratterizzato da grande variabilità, con estate siccitosa e primavera e
autunno con andamenti di temperature e precipitazioni irregolari. In riferimento alle
temperature medie mensili, per i dati del trentennio 1961-1990, si può notare che le
temperature più basse si registrano nei mesi di gennaio e febbraio con 6,3°C e quelle
più alte nei mesi di luglio e agosto quando sfiorano i 30°C (fig. 11).
44

35
30
25
20
15
10
5
0
GENNAIO
FEBBRAIO
MARZO
APRILE
MAGGIO
GIUGNO
LUGLIO
AGOSTO
SETTEMBRE
Figura 11 Andamento delle temperature medie mensili
OTTOBRE
NOVEMBRE
DICEMBRE
TEMPERATURE MEDIE
MASSIME
TEMPERATURE MEDIE MINIME
Le precipitazioni medie annue sono pari a 600 mm/anno e si concentrano nel periodo
autunnale. Il mese con maggiore scarsità di precipitazioni è luglio con una media di
5,1 mm mentre, quello a maggiore intensità di precipitazione è novembre che, di
media registra 103,7 mm (fig.12).
120
100
80
60
40
20
0
GENNAIO
64,5 67,7
FEBBRAIO
MARZO
51,2 44,7
APRILE
MAGGIO
24,7
GIUGNO
12,9
PRECIPITAZIONI mm
LUGLIO
Figura 12 Andamento delle precipitazioni medie mensili
5,1
AGOSTO
11,9
SETTEMBRE
38,9
OTTOBRE
75,9
NOVEMBRE
103,7
DICEMBRE
89,1
PRECIPITAZIONI
Di seguito (tab. 9) sono riportati i dati (medie mensili) rilevati nella stazione
meteorologica di Alghero, per il trentennio di riferimento 1961-1990 (fonte
Aeronautica Militare).
45

Tabella 9: Medie mensili del trentennio di riferimento 1961-1990 (fonte AM)
5.3 Inquadramento geologico
TMIN
°C
TMAX
°C
PRECIPITAZIONI
mm
GENNAIO 6,3 13,9 64,5
FEBBRAIO 6,3 14,1 67,7
MARZO 7,1 15,1 51,2
APRILE 8,9 17,5 44,7
MAGGIO 11,8 21,5 24,7
GIUGNO 15,3 25,4 12,9
LUGLIO 17,7 28,9 5,1
AGOSTO 18 28,8 11,9
SETTEMBRE 16,2 26,2 38,9
OTTOBRE 13,1 22,3 75,9
NOVEMBRE 9,7 17,6 103,7
DICEMBRE 7,4 14,7 89,1
La Nurra è una regione pianeggiante nella quale sono presenti una grande varietà di
litologie interessate da complessità strutturali: essa costituisce un alto strutturale,
delimitata verso est da un semigraben miocenico del bacino di Porto Torres. I
depositi miocenici del semigraben trasgrediscono, con rapporti onlap, nel quale i
terreni più antichi affiorano progressivamente verso ovest. La trasgressione si
realizza al di sopra di vulcaniti oligo-aquitaniane e talvolta direttamente sopra le
coperture carbonatiche mesozoiche ad ovest delle quali sulla costa affiora il
basamento metamorfico varisico. Verso sud la regione confina con il Mejlogu: un
area caratterizzata da plateaux ignimbritici miocenici variamente incisi. Ad ovest la
46

Nurra è delimitata dal bacino balearico e a nord dal golfo dell’ Asinara. L’attuale
assetto strutturale che controlla la distribuzione e la giacitura dei terreni in
affioramento si è delineato con molta probabilità a partire dall’Oligo-Miocenico
inferiore anche se in alcuni tratti strutturali, che interessano le coperture mesozoiche,
possono essere riferiti a fasi tettoniche del Cenozoico inferiore e del Mesozoico
(Ghiglieri et al. 2006; Funedda et al. 2000). La grande varietà di litologie coinvolte, in
una strutturazione solo apparentemente priva di complessità, rende problematica la
ricostruzione della circolazione idrica sotterranea e le geometrie dei serbatoi.
In figura 13 è riportata la carta geologica della Nurra, così come riportata dagli autori
(Ghiglieri et al. 2006) nell’ambito del progetto RIADE.
47

Figura 13 Carta geologica della Nurra (fonte progetto RIADE)
48

5.4 Inquadramento idrogeologico
Da un punto di vista idrogeologico, sono state identificate 5 Unità Idrogeologiche
principali che a loro volta sono state suddivise in 7 Complessi Idrogeologici o
Acquiferi, caratterizzati da livelli di produttività medio-alta:
- Acquifero ospitato nelle formazioni del Trias (dolomie, marne, gessi, argille,
calcari dolomitici, etc) scarsamente produttivo e caratterizzato da valori di
conducibilità elettrica elevati, generalmente superiori a 3000 µS/cm: la
salinizzazione sembrerebbe dovuta a fenomeni naturali legati alla
composizione chimica delle rocce che compongono la matrice dell’acquifero
(presenza di livelli evaporitici);
- Acquifero ospitato nelle formazioni del Giura (calcari, calcari dolomitici, marne
ecc) molto produttivo e con valori di conducibilità elettrica bassi compresi tra
1000 e 2000 µS/cm;
- Acquifero ospitato nelle formazioni del Cretaceo (calcari, calcari dolomitici,
marne ecc) mediamente produttivo e con valori di conducibilità elettrica
intermedia compresi tra 2000 e 2500 µS/cm, attribuibile alla presenza di
marne;
- Acquifero ospitato nel complesso vulcanico Oligo-Miocenico (rioliti, riodaciti,
tufi ecc) mediamente produttivo e caratterizzato in alcune aree da elevati
valori della conducibilità elettrica
- Acquifero ospitato nelle alluvioni recenti del Quaternario, localmente e
scarsamente produttivo, caratterizzato in prossimità della costa da valori di
conducibilità elettrica elevati generalmente superiori a 3000 µS/cm. In questo
acquifero si segnalano in alcuni casi quote piezometriche inferiori al livello
49

medio del mare indicativo di fenomeni di sovrasfruttamento degli acquiferi
(Ghiglieri, et al. 2006).
- Acquifero del Paleozoico: flussi generalmente sub superficiali che tendono a
confluire nel sistema carbonatico.
- Acquifero del Miocene: per la nostra area non costituisce un acquifero
importante, mentre è da considerarsi strategico per la zona del sassarese
dove raggiunge spessori importanti.
Lo schema idrogeologico è riportato in figura 14, dove sono anche rappresentate le
direzioni di flusso principali relative ai complessi idrogeologici identificati (Ghiglieri et
al. 2006; Ghiglieri et al. 2009).
50

Figura 14 Carta idrogeologica della Nurra (fonte progetto RIADE)
51

5.5 Inquadramento pedologico
In accordo con la Carta dei Suoli realizzata nell’ambito del progetto RIADE sono di
seguito descritte le unita di paesaggio ( tab. 10) per l’area in studio:
Tabella 10 Formazioni e relativi suoli (Progetto RIADE)
Unità di paesaggio Relativi suoli dominanti
1. Formazioni metamorfiche del paleozoico
(filladi, filladisericitiche, quarzoscisti, quarziti
ecc) e relativi depositi di versante
2. Formazioni calcaree cristalline del
mesozoico e relativi depositi di versante
3. Formazioni effusive acide del mesozoico e
relativi depositi di versante
4. Formazioni sedimentarie del cenozoico e
relativi depositi di versante
5. Alluvioni mio-plioceniche e pleistoceniche
6. Depositi eolici dell’olocene
7. Alluvioni recenti e attuali
8. Aree urbanizzate
1. Lithic dystrocherepts e lithic xerorthents
2. Lithic e typic rhodoxeralfs
3. Lithic e typic haploxerepts
4. Lithic e typic haploxerepts con inclusioni di
calcic haploxerepts
5. Typic, aquic e calcic palexeralfs
6. Lythic quartzpsamments
7. Typic xerofluvents
Sulle formazioni del paleozoico si sviluppano associazioni di entisuoli e inceptisuoli di
ridotto spessore (< 50 cm) a regime di umidità xerico. Nelle formazione del
mesozoico si possono incontrare alfisuoli di tipo terre rosse (sui calcari cristallini) e
52

inceptisuoli (sulle formazioni effusive acide). Su formazioni sedimentarie del
cenozoico si trovano inceptisuoli tipici di ambienti mediterranei. Sulle alluvioni mio-
plioceniche e pleistoceniche alfisuoli di tipo più antico. Sui depositi eolici dell’olocene
suoli a tessitura sabbiosa ad elevato contenuto in quarzo, di ridotto spessore, inadatti
all’uso agricolo. Infine su alluvioni recenti entisuoli, sviluppatisi su alluvioni fluviali,
aventi spessore anche maggiore di 100 cm, gli unici adatti ad agricoltura intensiva
(fig. 15).
53

Figura 15 Carta pedologica del bacino idrografico (fonte progetto RIADE)
54

5.6 Uso del suolo
L’area è caratterizzata da intensa attività agricola (tab. 11), sviluppatasi soprattutto
nella porzione pianeggiante, dove si rilevano, dalla cartografia dell’uso del suolo (fig.
16) realizzata nell’ambito del progetto RIADE, circa 12500 ha coltivati (INEA, 2005):
di questi, circa 2000 ha, risultano condotti in irriguo, con l’adozione quindi di tecniche
colturali intensive (maggiori apporti di concimi, fitofarmaci etc.).
Tabella 11 Aziende sul territorio dell’area in studio (IV e V censimento agricoltura ISTAT)
Comune
Numero aziende Superficie tot ha Superficie SAU ha
1990 2000 1990 2000 1990 2000
Alghero 1424 1715 19656 10546 13661 7567
Ittiri 856 725 15449 9513 14357 7551
Olmedo 158 279 2551 2423 2113 1421
Putifigari 134 114 3189 3243 2630 1716
Uri 475 503 4681 3257 3257 2650
Villanova Monteleone 448 379 22546 18532 22234 11381
Le superfici coltivate, localizzate soprattutto nell’area pianeggiante della Nurra (zona
centro settentrionale del bacino) occupano circa il 60% del territorio. In particolare, i
seminativi (non irrigui, semplici e orticole in pieno campo) si estendono su una
superficie di 188 km 2 corrispondente al 43,4% del totale. Le colture arboree, per lo
più oliveti (3,4%) e vigneti (2%), occupano una superficie di circa 23 km 2 ; i prati
artificiali l’8,1% si estendono per 35 km 2 . le zone agricole eterogenee 3,2%. Le zone
arbustive e arboree (macchia mediterranea ecc) pari a 23,4% si trovano soprattutto
nell’area Sud-Est, dove vi sono anche le zone boscate (3,8%), e le aree a pascolo
naturale (6,8%). Le aree urbanizzate ed industriali coprono 1,9%. Le aree naturali
55

2%. Le acque 0,8%. Le zone verdi artificiali non agricole 0,8%. Le aree estrattive
0,3%.
Nella zona collinare è diffuso l’allevamento semi-estensivo della specie ovina e
bovina, con il ricorso sistematico al pascolamento, per tutto o per gran parte
dell’anno. Anche nell’area pianeggiante sono presenti diverse aziende zootecniche,
alcune delle quali praticano l’allevamento semi-intensivo della razza bovina.
Nell’entroterra, a Nord-Est di Alghero, hanno sede alcune imprese produttive
tipologicamente riconducibili ad attività industriali, terziarie e quaternarie. Negli ultimi
anni si è assistito ad una forte espansione urbanistica lungo la fascia costiera, con la
costruzione di diversi insediamenti turistici e infrastrutture urbane.
56

Figura 16 Carta dell’uso del suolo del bacino idrografico (fonte progetto RIADE)
5.7 Il quadro delle risorse idriche dell’area
L’approvvigionamento idrico delle attività produttive e degli usi civili è per la maggior
parte garantito da risorse idriche invasate ed alternativamente, in particolare durante
periodi siccitosi, dallo sfruttamento delle risorse idriche sotterranee. Nelle aree
57

collinari del bacino, non servite dalla rete consortile, le RIS rappresentano la
principale fonte di approvvigionamento delle aziende zootecniche.
L’approvvigionamento idrico, da risorse idriche superficiali, dell’area compresa nel
bacino del Calich avviene da:
- l’invaso del Rio Cuga a Nuraghe Attentu (Uri) facente parte dello schema
Temo-Cuga ha una capacità di invaso di 34,9 Mm 3 ed è gestito dal Consorzio
di Bonifica della Nurra; l’utilizzazione delle acque prelevate è irrigua e
potabile;
- l’invaso del Rio Surigheddu a Sa Misericordia (Alghero) gestito dall’ERSAT ha
una capacità di invaso di 1,9 Mm 3 offre acqua per utilizzazione irrigua.
I prelievi dalle traverse fluviali sono relativi a:
- Rio Sette Ortas a Ponte Valenti (Putifigari) per utilizzazione industriale e
irrigua
- Rio Badde Jana (Putifigari) per utilizzazione industriale e irrigua
Per quanto riguarda i prelievi da acque sotterrane: allo stato attuale non si ha un
quadro conoscitivo aggiornato.
- Nella zona di piana servita anche dalle reti del Consorzio di Bonifica della
Nurra, sono presenti pozzi in grande quantità (90 % abusivi), che vengono
utilizzati in particolare durante i periodi maggiormente siccitosi, per uso
agricolo e civile.
- Nella parte collinare le risorse idriche sotterranee costituiscono l’unica fonte di
approvvigionamento idrico. In tutta l’area comunque sono in attività già da
tempo, alcuni pozzi con discrete portate di esercizio (pozzo Berti ≈50 l/s;
pozzo Sella & Mosca circa 120 l/s) che vengono utilizzati per usi idropotabili e
per l’agricoltura.
58

6 MATERIALI E METODI
Come è stato scritto in precedenza, il lavoro di tesi è inserito nelle attività di un
progetto più ampio. Attraverso tale progetto si vogliono definire con maggior dettaglio
le problematiche relative ai fenomeni di degrado delle acque sotterranee con
particolare riferimento alla tracciabilità di inquinanti azotati, utilizzando anche
tecniche di impiego di isotopi naturali. L’obiettivo non è solo quello di fornire delle
stime assolute e quantitative della concentrazione di nitrati in falda, quanto quello di
individuare l’origine dei nitrati (agricoltura, zootecnica, reflui urbani).
Il lavoro sperimentale sviluppato per la presente tesi riporta alcune fasi importanti del
citato progetto e pertanto ne rappresenta solo una parte. Pur con questo limite, si
sono potute seguire alcune importantissime fasi.
Sulla base del modello idrogeologico e della rete di monitoraggio ottimizzata delle
acque sotterranee, definiti nell’ambito del Progetto RIADE, sono stati eseguiti due set
di rilievi idrogeologici. Il primo è stato effettuato, dal 12 al 29 novembre 2007 ed il
secondo nel dicembre 2008.
6.1 Rilievi idrogeologici ed idrochimici eseguiti in situ
I rilievi idrogeologici ed idrochimici eseguiti direttamente in situ sono consistiti in:
• misura del livello piezometrico su pozzi;
• misura delle portate delle sorgenti;
• determinazione, su un campione di acqua, dei parametri: temperatura (°C) e
conducibilità elettrica a 25°C ( µS/cm), pH (con un pHmetro-conduttimetro portatile
WTW pH-cond 340i) ossigeno disciolto (mg/l) mediante ossimetro digitale
59

Aqualytic OX24; potenziale di ossido riduzione (potenziale redox) per via
potenziometrica con un pHmetro portatile dotato di elettrodo per la misura del
potenziale di ossido-riduzione pH Meter HD 8705.
Il prelievo del campione (fig. 17), nei pozzi dotati di pompa sommersa, è stato
sempre preceduto da un pompaggio di alcuni minuti, in modo da rendere il campione
il più possibile rappresentativo dell’acquifero. Nei pozzi privi di pompa, prima di
provvedere al campionamento mediante un campionatore in polietilene, si è
proceduto allo spurgo del pozzo mediante un sistema dotato di pompa e gruppo
elettrogeno, che veniva montato all’occorrenza.
Figura 17 Campionamento e redazione scheda di campagna
I campioni sono sempre stati conservati in contenitori plastici in una borsa termica a
bassa temperatura e conferiti il giorno stesso del prelievo al laboratorio chimico del
Dipartimento d’Ingegneria del Territorio (Sez. di Geopedologia e Geologia Applicata)
dell’Università di Sassari. I valori rilevati in situ sono stati riportati in un’apposita
scheda (fig. 18)
60

ID POZZO
Rilevatori Data Profondità m da
Figura 18 Esempio di scheda di campagna
Liv.
Din. T °C Conducibilità pH O.D. Eh
PC PR acqua mS/cm mg/l mV
prelievo
da
61

6.2 Analisi chimico fisiche eseguite in laboratorio
I campioni, pervenuti presso il laboratorio sono stati filtrati con filtri di carta porosa;
una parte del campione è stata ulteriormente microfiltrata per la lettura degli anioni in
HPLC. Tutti i campioni sono stati conservati alla temperatura di 4 °C.
Sono stati determinati i principali parametri fisico-chimici: conducibilità elettrica diluita
a 18 °C ( µS/cm); residuo fisso a 110 °C e a 180 °C (mg/l); sa linità (mg/l); durezza
totale (mg/l CaCo3); anioni: cloruri (mg/l), solfati (mg/l), nitrati (mg/l), nitriti (mg/l),
bromuri (mg/l), fluoruri (mg/l), fosfati (mg/l); silice (mg/l); cationi: calcio (mg/l),
magnesio (mg/l), sodio (mg/l), potassio (mg/l); ammoniaca (mg/l); ferro (mg/l), litio
(mg/l), zinco (mg/l), manganese (mg/l), cadmio (mg/l), piombo (mg/l), nichel (mg/l) e
rame (mg/l).
Conducibilità elettrica diluita
La conducibilità elettrica diluita dell’acqua è stata determinata in laboratorio, sul
campione filtrato, con un conduttimetro dell’Analytical Control Model 120
microprocessor Conductivity Meter; i dati sono stati espressi in µS/cm alla
temperatura di riferimento di 18 °C.
NH4 +
Per la determinazione dello ione ammonio è stato utilizzato il metodo colorimetrico
associato a uno spettrofotometro portatile (Fotometro Aqualytic PCCOMPACT –
Ammoniaca). La determinazione su ciascun campione è stata effettuata in
laboratorio dopo qualche ora dal prelievo, previa stabilizzazione dello stesso. Ogni
campione è stato trattato con due pastiglie contenti il reattivo di Nessler, che
62

sviluppano un complesso colorato dosato alla lunghezza d’onda di 660 nm. I risultati
sono stati espressi in mg/l di N ammoniacale.
Ione bicarbonato
Il contenuto di ioni bicarbonato nelle acque è stato determinato con il metodo
potenziometrico con un titolatore Analytical Control ORION 950, mediante una
titolazione acido base con una soluzione di HCL 0.05 N.
Cationi principali: calcio, magnesio, sodio, potassio
La determinazione dei cationi è stata eseguita mediante assorbimento atomico con
aspirazione diretta in fiamma con uno spettrofotometro Perkin Elmer mod AAnalist
200 ( fig.19). La taratura dello strumento è stata sempre realizzata con delle soluzioni
standard certificate. Per ogni campione, preventivamente filtrato, sono state
preparate delle diluizioni, di modo che la concentrazione dei cationi ricadesse
all’interno dell’intervallo di taratura dello strumento, con l’aggiunta di 1 ml su 100 ml
di cloruro di lantanio al 20%.
Cationi minori: Zinco, Ferro, Litio, Manganese, Cadmio, Piombo, Nichel e Rame
La determinazione dei cationi minori è stata eseguita mediante assorbimento
atomico con aspirazione diretta in fiamma, utilizzando uno spettrofotometro Perkin
Elmer mod AAnalist 200, sul campione preventivamente filtrato.
63

Figura 19 Spettrofotometro Perkin Elmer AAnalist 200
Anioni: fluoruri, cloruri, nitriti, bromuri, nitrati, fosfati, solfati
La determinazione degli anioni è stata effettuata con il metodo della cromatografia
ionica, con un cromatografo composto da:
• pompa programmabile Waters mod. 590;
• rilevatore conduttometrico Waters mod. 431;
• soppressore chimico Alltech mod. 335 spcs;
• colonna anioni Alltech mod allsep anion 7 µ lunghezza 100 mm;
• software Peak simple 3.21 (SRI) per la visualizzazione, integrazione del
cromatogramma ed elaborazione dei dati.
La taratura dello strumento è stata effettuata con soluzioni standard certificate. Il
campione microfiltrato, è stato diluito con acqua milliQ. Come eluente è stata
utilizzata una diluizione (x200) di una soluzione di carbonato-bicarbonato di sodio.
Silice
La silice è stata determinata con il metodo colorimetrico al blu di molibdeno dosata
spettrofotometricamente a 650 nm con uno spettrofotometro Perkin Elmer mod 554.
64

Residuo Fisso a 110 °C e a 180 °C
Il residuo fisso è stato determinato con riscaldamento di 50 ml di campione in
termostato (fig.20) rispettivamente a 110 °C e 180 °C e pesando le capsule.
Figura 20 Termostato e capsule per la determinazione del residuo fisso
Si riporta di seguito una scheda riassuntiva(tab. 12) con le principali attività
sperimentali eseguite in campo ed in laboratorio, per la presente tesi.
Tabella 12 Scheda riassuntiva analisi effettuate in campo e in laboratorio
IN CAMPO
- Livello di falda o piezometrico o misura di
portata delle sorgenti
- Dati costruttivi dell’opera
- Coordinate chilometriche
- Quota
- Sui campioni d’acqua prelevati:
- pH
- T °C
- Conducibilità elettrica a 25°C µS/cm
- Ossigeno disciolto
- Eh
IN LABORATORIO
SUI CAMPIONI D’ACQUA
- Prefiltrazione campioni (filtri….)
- Microfiltrazione campioni HPLC (filtri…)
-
Cloruri
Solfati
Nitrati
Nitriti
Fluoruri
Bromuri
Ammoniaca
- Bicarbonati
- Residuo fisso a 110°C e 180°C
- Anioni (HPLC):
65

6.3 Monitoraggio novembre 2007
Fosfati
Calcio
- Cationi (Assorbimento atomico):
Magnesio
Sodio
Potassio
- Cationi minori (Assorbimento atomico):
Ferro; Litio; Rame; Zinco;Nichel; Piombo;
Manganese
- Silice (Spettrofotometro)
Il monitoraggio idrogeologico delle acque sotterranee è stato eseguito su 62 punti di
prelievo (58 pozzi e 4 sorgenti) distribuiti su tutto il bacino idrogeologico sotteso allo
Stagno del Calich e così suddivisi tra i vari acquiferi:
• 11 pozzi nell’acquifero ospitato nelle formazioni del Trias (csc);
• 27 pozzi nell’acquifero ospitato nelle formazioni del Giura (cc);
• 8 pozzi nell’acquifero ospitato nelle formazioni del Cretaceo (ccm);
• 7 pozzi e 2 sorgenti nell’acquifero ospitato nel complesso vulcanico Oligo-
Miocenico (cpi);
• 5 pozzi e 1 sorgente nell’acquifero ospitato nel complesso marnoso-calcareo del
Miocene (cmc);
• 1 sorgente nell’acquifero ospitato nel complesso sedimentario recente del
Quaternario (csr).
In figura 21 ed in tabella 13 sono riportati i punti d’acqua campionati.
66

Figura 21 Ubicazione pozzi e sorgenti nel monitoraggio novembre 2007
67

Tabella 13 Elenco pozzi e acquiferi corrispondenti (in grassetto la selezione per il secondo monitoraggio)
ID pozzo Località Data Acquifero
1S Guardia Grande 12 nov CSC (T)
16S Guardia Grande 12 nov CC (G)
18S La Rocchetta n.75 19 nov CCM (C)
21C S. Quirico 27 nov CCM (C)
26S Regione Corea 12 nov CSC (T)
29C S. Quirico 15 nov CCM (C)
31S Reg. Corea 12 nov CSC (T)
32C Sa Segada 15 nov CCM (C)
34S Reg. Corea 12 nov CSC (T)
36S Campo sportivo Olmedo 29 nov CC (G)
39S S.M. La Palma 29 nov CC (G)
41S Monte Doglia 29 nov CC (G)
43S Fighera Casasea 29 nov CC (G)
47C Arenosu 15 nov CC (G)
48S Crabolu 13 nov CSC (T)
56S Predda Bianca La Corte 13 nov CSC (T)
63C Sa Segada 22 nov CC (G)
66C Zirra S.M. La Palma 12 nov CSC (T)
72S Monte Nurra 14 nov CC (G)
73S Donna Ricca 13 nov CC (G)
75S Monte Reposu 13 nov CSC (T)
77C Zona industriale S. Marco 15 nov CC (G)
81C Nuraghe Biancu 28 nov CC (G)
81S Su Pegurile 14 nov CC (G)
90S Monte Uccari 14 nov CC (G)
93C Pedru Espe 13 nov CSC (T)
107C Surigheddu 20 nov CC (G)
114S Monte Uccari 15 nov CC (G)
118C Punta Moro 19 nov CCM (C)
120S S Bainzu Arca 20 nov CC (G)
121C Tanca Farrà 15 nov CC (G)
125S Brunestica 19 nov CCM (C)
128S S’Orzale 14 nov CC (G)
131C Mattearghentu 27 nov CC (G)
139S Cuile Porcu 20 nov CCM (C)
143S Bonassai 14 nov CC (G)
145C S. Lucia 19 nov CCM (C)
165S Sa Bigalva 21 nov CPI (OM)
167S Sa Rocca Ruja 21 nov CPI (OM)
174S Cannedu 23 nov CPI (OM)
178S Chiscia 21 nov CPI (OM)
68

186C Campanedda (pozzo ESAF) 29 nov CC (G)
187C Li Tunnicori 20 nov CMC (MC)
192S Monte Unturzu 21 nov CPI (OM)
197S Seddonai 22 nov CPI (OM)
200C Sa Tanca Noa 26 nov CMC (MC)
201C Pedre Longa 26 nov CMC (MC)
205C Tanarighes 26 nov CMC (MC)
205S Baddè Mela 21 nov CPI (OM)
208C Tropu Ilde 26 nov CMC (MC)
209C Monti di Gesgia 26 nov CMC (MC)
210C Monte Casteddu 20 nov CC (G)
212C Liori 20 nov CC (G)
215C Serra Longa Monte Nurra 20 nov CC (G)
217C S.Agostino 27 nov CC (G)
218C Sa Londra 27 nov CSC (T)
219C Barrate 27 nov CSC (T)
220C La Purissima 27 nov CC (G)
S11 Valverde 22 nov CPI (OM)
S16 Pianu Cubaddu 22 nov CPI (OM)
S109 Funtana Iventi 21 nov CMC (MC)
S124 Piscina Desauda 14 nov CSR (Q)
6.4 Monitoraggio dicembre 2008 - gennaio 2009
La seconda fase di monitoraggio è stata realizzata con finalità differenti. Poiché i
nitrati possono variare nel tempo e nello spazio, ovvero sono inquinanti non
conservativi, si è deciso di osservarne la dinamica. Per evidenziare le eventuali
variazioni dei nitrati, sono stati selezionati 11 punti di prelievo dei quali 7,
nell’acquifero ospitato nelle formazioni del Giura, 3 nell’acquifero del Cretaceo,
ubicati lungo un transetto tracciato perpendicolarmente alle linee di flusso delle
acque sotterranee, e uno rappresentativo della zona per l’attività agricola
nell’acquifero dell’Oligo-Miocene (fig. 22).
69

Questa fase prevede le stesse misure e analisi, sia in situ che in laboratorio,
attraverso un monitoraggio a cadenza mensile (durata 6 mesi), a partire da dicembre
2008.
Figura 22 Selezione di punti di prelievo monitoraggio dicembre 2008 e gennaio 2009
Inoltre, sui campioni prelevati si è deciso di eseguire alcune analisi isotopiche (azoto,
ossigeno, deuterio e trizio) per la definizione delle zone di alimentazione degli
acquiferi ed il tasso di rinnovamento delle acque, per la definizione dell’origine dei
nitrati ed il tracciamento delle fonti d’inquinamento. Riguardo questo studio, sono
stati presi in esame gli isotopi e relativo rapporto isotopico dell’azoto, dell’ossigeno,
dell’idrogeno (deuterio e trizio). Le analisi, affidate al Centro di Chimica e
Geochimica Isotopica di Trieste ed al Laboratorio Chimico-Isotopico del C.N.R.
70

Istituto di Geoscienze e Georisorse di Pisa, consentiranno la distinzione dei nitrati su
base organica o chimica e le dinamiche dei flussi sotterranei (aree di ricarica, tempo
di permanenza, etc).
Ad oggi, i dati del monitoraggio ed i dati isotopici analizzati per la presente tesi, non
sono ancora resi disponibili.
71

7 RISULTATI E DISCUSSIONE
Poiché il progetto è ancora oggi in corso, vengono qui di seguito riportati i primi
risultati e le elaborazioni preliminari della ricerca. In particolare, si riferisce sulla
distribuzione del contenuto di nitrati nei campioni d’acqua prelevati dagli acquiferi in
esame. I risultati delle analisi chimiche di laboratorio, riferite a novembre 2007 sono
riportati nelle tabelle 14 e 15. La rappresentazione iconografica dei risultati
dell’operazione di classificazione delle acque sotterranee del bacino del Calich,
effettuata sulla base del contenuto in nitrati, è riportata nella figura 23. Allo scopo di
evidenziare la presenza quantitativa e la diffusione negli acquiferi di tali composti
azotati, si è proposto un sistema di classificazione delle acque sotterranee che
utilizza otto classi di qualità.
72

Figura 23 Rappresentazione sinottica delle concentrazioni di nitrati nelle acque sotterranee
73

Tabella 14: Risultati analisi laboratorio per i 58 pozzi e le 4 sorgenti monitorati nel novembre 2007
COND
ID _DIL R_FIS R_FIS_ Ca Mg Na K HCO3 Cl SO4 F Br PO4 SiO2 Fe Li Mn Zn Pb Cd Ni Cu
POZZO
1S
16S
26S
31S
34S
36S
39S
41S
43S
48S
56S
72S
73S
75S
81S
90S
114S
120S
125S
128S
139S
143S
165S
167S
174S
178S
192S
197S
205S
18C
21C
29C
32C
47C
63C
66C
77C
81C
93C
107C
118C
121C
131C
145C
µS/cm
4030
2285
2145
8220
2760
1158
1708
1684
1472
8560
3330
1182
730
2975
1064
936
899
766
1560
1128
3510
4560
3510
1114
4290
1835
2400
3175
378
2585
1236
780
1174
1174
1196
4700
2225
3930
1242
1124
5310
_110
3080
1460
1220
5360
1680
760
1220
1120
980
5700
2220
880
420
2240
680
580
500
360
1100
780
2180
760
3020
2040
760
2940
1280
1080
660
1540
1980
260
1960
860
500
780
760
800
3040
1340
2440
820
660
3340
180
2820
1420
1180
4800
1640
700
1080
1020
880
5100
2100
760
400
2120
660
540
460
360
1060
780
2000
700
2640
1940
720
2480
1140
1060
660
1500
1960
220
1780
780
460
700
720
780
2780
1280
2420
760
640
3280
(mg/l)
520,00
190,00
1,40
166,00
10,90
160,00
186,00
184,00
172,00
156,00
186,00
165,00
86,00
342,00
158,00
114,00
114,00
74,00
177,50
111,00
154,00
118,00
156,00
82,00
39,50
142,00
40,00
95,00
60,00
187,50
144,00
28,50
262,00
124,00
78,00
174,00
122,00
160,00
102,00
54,50
184,00
112,00
112,00
107,00
(mg/l)
117,50
60,50
53,50
200,00
21,10
30,60
47,00
42,00
39,00
240,00
78,60
19,10
18,90
92,00
27,20
30,60
27,60
22,40
27,50
48,70
129,50
45,00
86,00
83,00
10,10
124,00
28,40
54,80
50,50
44,00
68,00
7,45
64,60
21,60
14,10
16,00
38,80
26,00
125,00
30,60
73,00
27,60
35,80
124,00
(mg/l)
205,00
215,00
345,00
1240,0
560,00
80,00
170,00
145,00
120,00
1300,0
420,00
75,00
53,00
265,00
64,00
60,00
53,00
56,00
105,00
80,00
450,00
75,00
800,00
550,00
205,00
610,00
185,00
260,00
215,00
340,00
430,00
38,00
210,00
124,00
66,00
94,00
92,00
100,00
720,00
360,00
500,00
136,00
82,00
880,00
(mg/l)
19,75
16,75
17,50
51,50
15,00
4,50
7,00
11,20
8,60
51,00
10,00
5,50
2,20
6,25
2,90
2,40
3,10
4,00
6,10
9,90
15,50
3,60
18,25
12,25
11,25
13,00
10,60
7,30
23,00
7,25
28,00
4,80
8,50
16,75
3,00
4,30
3,60
5,30
21,00
20,50
13,00
3,00
3,40
45,00
(mg/l)
373,50
438,00
90,31
360,50
300,20
452,60
459,90
454,90
450,80
275,60
342,70
373,50
254,80
384,60
369,10
426,60
424,00
288,00
506,70
522,70
485,80
346,30
163,50
194,10
333,60
172,30
79,20
228,70
120,40
537,20
518,90
91,30
276,90
377,60
316,20
436,70
426,40
451,90
218,10
240,00
582,40
534,20
434,10
594,60
(mg/l)
484,81
458,05
636,40
2785,4
694,75
174,80
363,80
350,52
275,83
2901,7
783,92
171,05
98,71
402,58
120,64
113,91
96,34
109,96
213,85
152,98
975,34
163,24
1479,8
1074,0
207,72
1277,5
309,24
476,63
444,41
453,22
669,01
72,52
241,95
182,00
84,74
138,64
155,53
150,38
1501,3
594,54
848,88
124,75
140,47
1336,6
(mg/l)
1173,32
227,12
18,57
158,76
164,93
50,48
111,95
120,96
84,96
351,08
297,72
50,24
42,41
675,46
117,35
37,33
27,39
25,19
78,79
20,77
138,49
50,49
168,42
117,28
41,67
179,69
33,39
72,33
78,97
174,32
260,36
15,94
665,78
59,99
42,33
64,91
65,44
48,50
185,47
88,06
242,68
100,39
45,95
220,80
(mg/l)
n.r.a.
3,28
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,91
1,34
n.r.a.
n.r.a.
3,32
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
10,88
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
6,57
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
9,41
(mg/l)
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
16,74
n.r.a
n.r.a.
n.r.a.
9,24
8,01
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
4,67
2,80
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
4,90
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
2,65
2,56
n.r.a
5,00
n.r.a
n.r.a
6,90
13,40
3,55
n.r.a
n.q.
(mg/l)
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
(mg/l)
14,13
13,71
5,01
12,44
7,66
16,70
9,93
8,28
11,18
15,48
22,15
17,75
10,01
13,66
11,83
11,83
12,02
20,39
18,86
15,02
49,62
8,28
52,18
51,92
70,23
45,35
55,30
56,34
75,95
23,26
32,83
5,41
17,70
20,61
11,39
11,60
14,98
14,77
10,47
61,40
32,36
18,64
12,44
61,40
(mg/l)
0,03
0,04
n.r.a.
0,04
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,10
0,03
0,03
n.r.a.
0,04
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a
0,03
0,08
0,10
n.r.a.
0,03
n.r.a.
0,03
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,05
(mg/l)
0,11
0,02
0,12
0,97
0,41
0,01
0,01
0,01
0,01
0,03
0,04
0,01
n.r.a.
0,02
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,01
0,01
0,01
0,02
n.r.a.
0,05
0,01
0,04
0,03
0,01
0,01
0,01
0,02
0,06
n.r.a
0,03
0,01
0,01
n.r.a
n.r.a
0,01
0,03
0,01
0,02
0,01
n.r.a
0,03
(mg/l)
0,02
0,02
n.r.a
0,14
0,02
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a
0,52
0,02
n.r.a.
n.r.a.
0,02
0,02
n.r.a.
0,64
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,03
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,23
n.r.a
0,02
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
(mg/l)
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,02
0,04
0,05
n.r.a.
n.r.a.
0,03
0,03
0,00
0,04
n.r.a.
n.r.a.
0,08
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,03
n.r.a.
0,02
n.r.a
0,02
0,08
n.r.a
0,02
0,02
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,02
n.r.a.
0,07
n.r.a.
n.r.a.
0,04
n.r.a.
0,03
n.r.a.
n.r.a.
0,18
n.r.a.
0,02
0,09
(mg/l)
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,1
0,1
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,2
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,1
n.r.a.
n.r.a
0,1
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
(mg/l)
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,1
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,1
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,1
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
(mg/l)
0,07
0,05
n.r.a
0,02
0,03
0,05
0,02
0,03
n.r.a
0,13
0,02
0,05
0,06
0,04
0,06
0,04
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,05
0,08
0,06
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,05
0,06
0,04
n.r.a.
0,03
n.r.a.
0,04
0,06
n.r.a.
0,02
n.r.a.
0,03
n.r.a.
(mg/l)
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,03
n.r.a.
0,03
0,02
n.r.a.
0,03
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,02
n.r.a.
n.r.a.
0,02
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,02
n.r.a.
n.r.a.
0,02
n.r.a.
n.r.a.
n.r.a.
0,03
0,03
n.r.a.
n.r.a.
74

186C 1220 800 720 172,00 32,60 74,00 2,00 469,60 152,72 83,08 n.r.a. 4,88 n.r.a. 9,31 n.r.a. 0,01 n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a. 0,02 n.r.a.
187C 3470 2620 2540 380,00 78,50 210,00 7,00 394,10 546,85 201,54 n.r.a. n.r.a n.r.a. 1,19 0,06 0,02 n.r.a. 0,07 n.r.a. n.r.a. 0,08 n.r.a.
.200C 980 600 600 150,00 16,40 70,00 3,40 363,20 134,57 30,77 n.r.a. n.q. n.r.a. 19,08 n.r.a. 0,01 n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a. 0,00 n.r.a.
201C 1194 780 740 146,00 30,20 90,00 8,00 364,30 175,62 33,85 n.r.a. 2,98 n.r.a. 21,27 0,03 0,01 n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a. 0,03 n.r.a.
205C 1670 920 880 90,00 47,20 225,00 16,10 425,90 370,20 74,11 n.r.a. 3,54 n.r.a. 21,27 n.r.a. 0,01 n.r.a. 0,03 n.r.a. n.r.a. 0,02 n.r.a.
208C 782 480 460 124,00 7,00 54,00 2,10 315,60 70,57 18,30 n.r.a. 3,84 n.r.a. 10,76 n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a n.r.a.
209C 1555 1080 940 220,00 26,80 102,00 2,90 333,50 327,58 28,88 n.r.a. 2,93 n.r.a. 17,99 n.r.a. 0,01 n.r.a. 0,02 n.r.a. n.r.a. 0,03 n.r.a.
210C 1222 740 740 150,00 27,40 68,00 64,00 444,90 140,37 69,59 n.r.a. 4,14 n.r.a. 17,70 0,12 0,01 n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a. 0,06 n.r.a.
212C 3035 2280 2280 390,00 37,50 105,00 136,0 366,30 454,94 140,40 n.r.a. 7,30 n.r.a. 15,63 0,03 0,01 n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a. 0,09 n.r.a.
215C 1206 740 740 186,00 17,80 58,00 4,30 445,40 146,36 36,26 n.r.a. 3,13 n.r.a. 15,84 0,03 n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a.
217C 1476 940 940 126,00 36,20 138,00 10,00 446,60 241,29 51,54 n.r.a. 5,58 n.r.a. 45,10 n.r.a. 0,01 n.r.a. 0,14 n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a.
218C 2010 1340 1300 150,00 32,60 260,00 13,00 357,70 323,47 268,56 n.r.a. n.r.a. n.r.a. 37,07 n.r.a. 0,01 0,03 0,18 n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a.
219C 3425 2900 2160 296,00 88,00 340,00 18,00 318,20 942,27 182,51 n.r.a. 6,76 n.r.a. 19,73 0,04 0,04 0,04 0,54 n.r.a. n.r.a. 0,05 n.r.a.
220C 1665 1020 1000 202,00 40,40 124,00 40,50 463,90 308,49 71,31 n.r.a. 6,81 n.r.a. 32,13 0,03 0,01 n.r.a. 0,02 n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a.
S11 1460 900 900 55,00 36,20 245,00 11,25 92,20 444,19 44,87 n.r.a. n.r.a. n.r.a. 79,76 n.r.a. 0,01 n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a.
S16 780 520 520 23,00 23,70 108,00 8,00 22,50 210,65 46,07 n.r.a. n.r.a. n.r.a. 87,60 n.r.a. 0,01 n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a. 0,04 n.r.a.
S109 770 440 440 118,00 7,25 31,00 2,30 309,40 81,26 23,37 n.r.a. n.r.a. n.r.a. 23,48 n.r.a. n.r.a. n.r.a. 0,02 n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a.
S124 1196 800 700 146,00 33,90 87,50 3,50 466,40 177,20 47,46 1,08 n.r.a. n.r.a. 15,48 n.r.a. 0,01 n.r.a. n.r.a. n.r.a. n.r.a. 0,06 n.r.a.
75

Dal monitoraggio svoltosi nel novembre 2007 sui 62 punti di prelievo risultano:
- 27 punti di controllo con nitrati inferiori ai 25 mg/l;
- 17 punti di controllo con un quantitativo di nitrati compreso fra 25 mg/l e 50
mg/l;
- 18 punti di controllo con nitrati superiori ai 50 mg/l.
Dei 18 punti con concentrazione di nitrati > 50mg/l (limite massimo imposto per
legge), 4 risultano contenere circa 100 mg/l, mentre 6 superano i 150 mg/l.
Confrontando i dati relativi alla ubicazione dei punti di prelievo, al contenuto di
nitrati e l’uso del suolo sovrastante si può notare che non esiste una correlazione
diretta e immediata tra i Centri di Pericolo e la contaminazione da nitrati (tab. 14).
Questo in quanto gli acquiferi presenti nell’area non sono superficiali, ma come
spiegato in precedenza, sono delle strutture idrogeologiche complesse. Ovvero,
le aree di alimentazione (dove si infiltrano le acque) sono ubicate anche a diversi
chilometri rispetto alle zone di prelievo.
76

Tabella 15 Contenuto nitrati, nitriti e azoto ammoniacale del complesso dei punti di prelievo
ID pozzo Località Acquifero Data mg/l nitrati mg/l nitriti mg/l N-NH3 Classificazione Uso del suolo
.1S Guardia Grande CSC (T) 12 nov 31,34 n.r.a. 0,17
16S Guardia Grande CC (G) 12 nov 31,98 n.r.a. 0,10
Solfato-alcalinoterrosaCloruro-alcalinoterrosa
Azienda agricola
Azienda agricola
18C La Rocchetta n.75 CCM (C) 19 nov 38,80 n.r.a. n.d. Cloruro-alcalina ______
21C S. Quirico tanca Las Figas CCM (C) 27 nov 0,62 n.r.a. 0,14 Cloruro-alcalina Azienda zootecnica
26S Regione Corea CSC (T) 12 nov 1,71 n.r.a. 1 Cloruro-alcalina Azienda zootecnica
29C S. Quirico 55 CCM (C) 15 nov 1,09 1,03 n.r.a.
31S Reg. Corea CSC (T) 12 nov 3,04 26,54 0,46
32C Sa Segada podere 143 CCM (C) 15 nov 224,43 n.r.a. 0,08
34S Reg. Corea CSC (T) 12 nov 1,66 n.r.a. 0,14
Bicarbonato-alcalinoterrosaCloruro-alcalinoterrosaCloruro-alcalinoterrosaCloruro-alcalinoterrosa
Azienda agricola
Azienda agricola
Azienda agricola
Azienda agricola
.36S Campo sportivo Olmedo CC (G) 29 nov 29,65 n.r.a. n.r.a. Cloruro-alcalina Abbanoa
39S S.M. La Palma CC (G) 29 nov 32,25 n.r.a. n.r.a. Cloruro-alcalina Abbanoa
41S Monte Doglia CC (G) 29 nov 33,74 n.r.a. n.r.a.
43S Fighera Casa-Sea CC (G) 29 nov 27,11 n.r.a. n.r.a.
47C Arenosu 40, podere 14 CC (G) 15 nov 96,39 n.r.a. n.r.a.
48S Crabolu CSC (T) 13 nov 1,59 n.r.a. 0,25
56S Predda Bianca La Corte CSC (T) 13 nov 132,12 n.r.a. 0,03
63C Sa Segada CC (G) 22 nov 3,98 n.r.a. n.r.a.
66C Zirra S.M. La Palma CSC (T) 12 nov 53,77 n.r.a. n.r.a.
Bicarbonato-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosaSolfato-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosa
Abbanoa
Abbanoa
Casa civile abitazione
Azienda zootecnica
Casa civile abitazione
Casa civile abitazione
Azienda gricola
77

72S Monte Nurra CC (G) 14 nov 92,76 2,45 n.r.a.
73S Donna Ricca CC (G) 13 nov 10,75 n.r.a. 0,02
Bicarbonato-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosa
Azienda zootecnica
Azienda zootecnica
75S Monte Reposu CSC (T) 13 nov 79,90 n.r.a. 0,06 Cloruro-alcalina Azienda zootecnica
77C Zona industriale S. Marco CC (G) 15 nov 26,53 n.r.a. n.r.a.
Bicarbonato-alcalinoterrosa
81C Nuraghe Biancu CC (G) 28 nov 52,61 3,24 n.r.a. Cloruro-alcalina Aeroporto
81S Su Pegurile CC (G) 14 nov 24,05 2,34 0,25 Cloruro-alcalina --------
90S Monte Uccari CC (G) 14 nov 31,70 2,27 n.r.a. Cloruro-alcalina Cavalli
93C Pedru Espe CSC (T) 13 nov 0,86 n.r.a. 0,02 Cloruro-alcalina Vivaio
107C Surigheddu CC (G) 20 nov 5,74 n.r.a. n.r.a. Cloruro-alcalina -------
114S Monte Uccari CC (G) 15 nov 0,62 n.r.a. 0,02 Cloruro-alcalina Azienda agricola
118C Punta Moro 48 CCM (C) 19 nov 49,37 10,80 n.r.a. Cloruro-alcalina Privato
120S S Bainzu Arca CC (G) 20 nov 9,13 n.r.a. 0,04 Cloruro-alcalina Azienda agricola
121C Tanca Farrà CC (G) 15 nov 4,67 n.r.a. 0,05 Cloruro-alcalina Ex conigliera
125S Brunestica CCM (C) 19 nov 61,95 5,16 n.r.a.
128S S’Orzale CC (G) 14 nov 4,88 4,41 0,62
131C Mattearghentu CC (G) 27 nov 30,39 4,39 n.r.a.
139S Cuile Porcu CCM (C) 20 nov 13,74 n.r.a. n.r.a.
143S Bonassai CC (G) 14 nov 36,22 4,35 0,46
145C S. Lucia 122 CCM (C) 19 nov 226,88 n.r.a. 0,05
165S Sa Bigalva CPI (OM) 21 nov 2,82 n.r.a. 0,04
Cloruro-alcalinoterrosaSolfato-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosa
______
_____
Pascolo
Sella&Mosca
_____
Bonassai cereali
Azienda zootecnica
Azienda zootecnica
78

167S Sa Rocca Ruja CPI (OM) 21 nov 7,15 n.r.a. 0,02 Cloruro-alcalina Azienda agricola
174S Cannedu CPI (OM) 22 nov 0,21 n.r.a. n.r.a. Cloruro-alcalina Carciofaia
178S Chiscia CPI (OM) 21 nov 106,66 n.r.a. n.r.a. Cloruro-alcalina Azienda agricola
186C Campanedda (pozzo ESAF) CC (G) 29 nov 35,43 n.r.a. n.r.a.
187C Li Turriculi CMC (MC) 20 nov 654,62 n.r.a. n.r.a.
Bicarbonato-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosa
ESAF
Casa civile abitazione
192S Monte Unturzu CPI (OM) 21 nov 26,73 2,70 n.r.a. Cloruro-alcalina Azienda agricola
197S Seddonai CPI (OM) 22 nov 48,27 n.r.a. n.r.a.
200C Sa Tanca Noa CMC (MC) 26 nov 45,88 n.r.a. n.r.a.
201C Pedre Longa CMC (MC) 26 nov 101,54 n.r.a. 0,03
205C Tanarighes CMC (MC) 26 nov 3,99 n.r.a. 0,03
Bicarbonato-alcalinoterrosaCloruro-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosa
205S Badde Mela CPI (OM) 21 nov 160,73 n.r.a. n.r.a. Cloruro-alcalina _____
208C Tropu Ilde CMC (MC) 27 nov 53,12 n.r.a. n.r.a.
209C Monti di Geisgia CMC (MC) 26 nov 70,42 n.r.a. 0,03
210C Monte Casteddu CC (G) 20 nov 58,99 n.r.a. 0,70
212C Liori CC (G) 20 nov 513,95 6,09 0,17
215C Serra Longa Monte Nurra CC (G) 20 nov 80,37 n.r.a. n.d.
217C S.Agostino CC (G) 27 nov 14,42 n.r.a. n.r.a.
Bicarbonato-alcalinoterrosaCloruro-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosaCloruro-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosa
_____
_____
_____
_____
Azienda agricola
____
Oliveto
Allevamento
218C Sa Londra CSC (T) 27 nov 4,67 n.r.a. n.r.a. Cloruro-alcalina Orticole
219C Barratè CSC (T) 27 nov 0,33 7,43 n.r.a.
Cloruro-alcalinoterrosa
_____
Oliveto
Casa civile abitazione
79

220C La Purissima CC (G) 27 nov 16,98 n.r.a. n.r.a.
Cloruro-alcalinoterrosa
S11 Valverde CPI (OM) 22 nov 1,71 n.r.a. n.r.a. Cloruro-alcalina _____
S16 Pianu Cubaddu CPI (OM) 22 nov 22,31 n.r.a. n.r.a. Cloruro-alcalina _____
S109 Funtana Iventi CMC (MC) 21 nov 46,80 2,35 n.r.a.
S124 Piscina De Sa Uda CSR (Q) 14 nov 24,58 3,57 0,37
Bicarbonato-alcalinoterrosaBicarbonato-alcalinoterrosa
_____
_____
Giardino pubblico
80

Dal monitoraggio svoltosi nel novembre 2007 sui 62 punti di prelievo risultano:
- 27 punti di controllo con nitrati inferiori ai 25 mg/l;
- 17 punti di controllo con un quantitativo di nitrati compreso fra 25 mg/l e 50 mg/l;
- 18 punti di controllo con nitrati superiori ai 50 mg/l.
Dei 18 punti con concentrazione di nitrati > 50mg/l (limite massimo imposto per legge), 4
risultano contenere circa 100 mg/l, mentre 6 superano i 150 mg/l.
Confrontando i dati relativi alla ubicazione dei punti di prelievo, al contenuto di nitrati e
l’uso del suolo sovrastante si può notare che non esiste una correlazione diretta e
immediata tra i Centri di Pericolo e la contaminazione da nitrati .
Questo in quanto gli acquiferi presenti nell’area non sono superficiali, ma come spiegato in
precedenza, sono delle strutture idrogeologiche complesse. Ovvero, le aree di
alimentazione (dove si infiltrano le acque) sono ubicate anche a diversi chilometri rispetto
alle zone di prelievo.
Nei grafici resi nelle figure 24, 25, 26, 27, 28 sono riportati i valori del contenuto di nitrati
sui punti di prelievo, distinti per acquifero.
218C
219C
93C
75S
66C
56S
48S
34S
31S
26S
1S
0,33
0,86
4,67
1,59
1,66
3,04
1,71
31,34
53,77
79,9
Figura 24 Contenuto nitrati (mg/l) dei punti di prelievo dell’acquifero del Trias (novembre 2007)
132,12
81

118C
139S
125S
145C
32C
29C
21C
18C
1,09
0,62
13,74
38,8
49,37
61,95
Figura 25 Contenuto nitrati (mg/l) dei punti di prelievo dell’acquifero del Cretaceo (novembre 2007)
226,88
224,43
82

220C
217C
215C
212C
210C
186C
143S
131C
128S
121C
120S
114S
107C
90S
81S
81C
77C
73S
72S
63C
47C
43S
41S
39S
36S
16S
16,98
14,42
4,88
4,67
9,13
0,62
5,74
10,75
3,98
35,43
36,22
30,39
31,7
24,05
26,53
27,11
33,74
32,25
29,65
52,61
31,98
80,37
58,99
92,76
96,39
Figura 26 Contenuto nitrati (mg/l) dei punti di prelievo dell’acquifero del Giura (novembre 2007)
513,95
83

S11
S16
205S
197S
192S
178S
174S
167S
165S
1,71
0,21
3,99
2,82
7,15
22,31
26,73
48,27
Figura 27 Contenuto nitrati (mg/l) dei punti di prelievo dell’acquifero dell’Oligo Miocene (novembre 2007)
S109
209C
208C
205C
201C
200C
187C
3,99
46,8
53,12
45,88
70,42
101,54
Figura 28 Contenuto nitrati (mg/l) dei punti di prelievo dell’acquifero del Miocene (novembre 2007)
106,66
654,62
Nelle tab. 16 e 17 sono riportati i valori relativi ai prelievi eseguiti nei mesi dicembre 2008
e gennaio 2009. In tab. 18 e in fig. 29 un confronto tra i valori rilevati dal 2007 al 2009.
Tabella 16 Elenco pozzi e valori nitrati di dicembre 2008
ID pozzo Località Acquifero Data
nitrati
mg/l
nitriti
mg/l
N-NH3
mg/l
43S Fighera Casa-Sea CC (G) 3 dic 22,53 assenti nra
47C Arenosu 40, podere 14 CC (G) 1 dic 63,16 nra nra
63C Sa Segada CC (G) 1 dic 11,88 0,011 nra
72S Monte Nurra CC (G) 1 dic 101,88 nra nra
81C Nuraghe Biancu CC (G) 1 dic 42,03 assente nra
118C Punta Moro 48 CCM (C) 4 dic 36,08 0,029 nra
139S Cuile Porcu CCM (C) 4 dic 10,42 0,014 1,02
145C S. Lucia 122 CCM (C) 4 dic 273,23 nra nra
178S Chiscia CPI (OM) 4 dic 129,45 nra nra
186C Campanedda CC (G) 3 dic 30,53 assente nra
210C Monte Casteddu CC (G) 3 dic 62, 58 0,011 nra
84

Tabella 17 Elenco pozzi e valori nitrati gennaio 2009
ID pozzo Località Acquifero Data
nitrati
mg/l
nitriti
mg/l
N-NH3
mg/l
43S Fighera Casa-Sea CC (G) 12 gen 29,44 assenti nra
47C Arenosu 40, podere 14 CC (G) 12 gen 59,94 nra nra
63C Sa Segada CC (G) 12 gen 16,11 0,013 nra
72S Monte Nurra CC (G) 12 gen 134,20 nra nra
81C Nuraghe Biancu CC (G) 13 gen 35,92 assente nra
118C Punta Moro 48 CCM (C) 13 gen 40,12 0,948 nra
139S Cuile Porcu CCM (C) 15 gen 20,03 0,028 1,02
145C S. Lucia 122 CCM (C) 13 gen 224,41 2,31 nra
178S Chiscia CPI (OM) 13 gen 163,67 nra nra
186C Campanedda CC (G) 12 gen 40,48 nra nra
210C Monte Casteddu CC (G) 12 gen 64,13 nra nra
Tabella 18 Confronto novembre 2007- dicembre 2008- gennaio 2009
ID pozzo Data
2007
nitrati
mg/l
Data
2008
nitrati
mg/l
Data
2009
nitrati
mg/l
43S 29 nov 27,11 3 dic 22,53 12 genn 29,44
47C 15 nov 96,39 1 dic 63,16 12 genn 59,94
63C 22 nov 3,98 1 dic 11,88 12 genn 16,11
72S 14 nov 92,76 1 dic 101,88 12 genn 134,20
81C 28 nov 52,61 1 dic 42,03 13 genn 35,92
118C 19 nov 49,37 4 dic 36,08 13 genn 40,12
139S 20 nov 13,74 4 dic 10,42 15 genn 20,03
145C 19 nov 226,88 4 dic 273,23 13 genn 224,41
178S 21 nov 106,66 4 dic 129,45 13 genn 163,67
186C 29 nov 35,43 3 dic 30,53 12 genn 40,48
210C 20 nov 58,99 3 dic 62,58 12 genn 64,13
300
250
200
150
100
50
0
186C 210C 72S 63C 81C 43S 47C 139S 145C 118C 178S
Figura 29 Confronto valore nitrati nei monitoraggi di novembre 2007, dicembre 2008 e gennaio 2009
nov-07
dic-08
gen-09
85

Su 7 punti di prelievo, localizzati nell’acquifero del Giura, è stato inoltre possibile fare un
raffronto riguardo la concentrazione dei nitrati dal 2004 ad oggi. In particolare, sono stati
utilizzati i dati determinati a dicembre 2004 e a giugno 2005, nel corso del monitoraggio
per il progetto RIADE (tab. 19) ( figura 30 e 31).
Tabella 19 Contenuto di nitrati nei punti di prelievo relativi all’ acquifero ospitato nelle formazioni del Giurassico
dic-04 giu-05 nov-07 dic-08 gen-09
186C 35,43 30,53 40,48
210C 58,99 62,58 64,13
72S 162 136 92,76 101,88 134,2
63C 10 4 3,98 11,88 16,11
81C 51 58 52,61 42,03 35,92
43S 30 25 27,11 22,53 29,44
47C 105 96,39 63,16 59,94
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
dic-04 giu-05 nov-07 dic-08 gen-09
Figura 30 Variazione dei nitrati nei punti di prelievo localizzato nell’acquifero del Giura da dicembre 2004 a gennaio 2009
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
186C 210C 72S 63C 81C 43S 47C
186C
210C
72S
63C
81C
43S
47C
dic-04
giu-05
nov-07
dic-08
gen-09
Figura 31 Confronto valori nei punti di prelievo localizzati nell’acquifero del Giura lungo il transetto da dicembre 2004 a gennaio 2009
86

8 LO STRUMENTO DI ANALISI TERRITORIALE UTILIZZATO PER
L’ELABORAZIONE DATI SPAZIALI: GVSIG
8.1 Generalità sui GIS
Il termine GIS acronimo della locuzione anglosassone “Geographic Information System”
sta ad indicare sistemi informatici capaci di trattare e rappresentare in cartografia dati
georeferenziati, ossia associare agli oggetti rappresentati (punti, poligoni, linee, celle, etc.)
delle coordinate spaziali rispetto ad un sistema di riferimento scelto (Gauss Boaga, UTM,
etc.). Il GIS oltre ad essere strumento di rappresentazione cartografica è uno strumento di
analisi: questa capacità è data dalla possibilità di associare all’oggetto rappresentato un
database contenente attributi ed informazioni di diverso tipo. Le informazioni sono
organizzate ed immagazzinate sottoforma di layer o strati tematici informativi, che possono
essere messi in relazione spaziale fra loro, consentendo di compiere analisi utilizzando
informazioni fra loro diverse. Il GIS offre la possibilità di modificare in qualsiasi momento i
database che possono quindi essere aggiornati in continuo.
GVSIG è uno dei software GIS open source (senza licenza) più diffusi. Creato per gestire
informazioni di tipo geografico mediante un concorso indetto nel 2003 dalla Conselleria de
Infraestructuras y Transporte Valenciana e poi sviluppato da Universidad Jaume I e da
IVER Tecnologías de la Información S.A (impresa vincitrice del concorso). Come detto,
gvSIG è un open source e possiede un’interfaccia estremamente semplice. È disponibile
in numerose lingue (spagnolo, valenciano, inglese, tedesco, ceco, cinese, euskera, allego,
francese, italiano, polacco, portoghese e rumeno) e si distingue per un estrema flessibilità
si da consentire il suo utilizzo su diversi sistemi operativi. Soprattutto per le caratteristiche
87

della licenza GPL, gvSIG è in continuo sviluppo per cui altri utenti possono apportare
modifiche.
gvSIG è un programma orientato alla gestione dell'informazione geografica. È
caratterizzato da un’interfaccia semplice e dalla capacità di accedere agevolmente ai
formati più diffusi (raster e vettoriali). Inoltre, gvSIG è in grado di integrare in una vista sia
dati locali che remoti, mediante servizi WMS (Web Map Service), WFS (Web Feature
Service), WCS (Web Coverage Service) o JDBC (Java Database Connectivity).
È orientato verso gli utilizzatori finali dell'informazione geografica, i professionisti ed il
personale della Pubblica Amministrazione.
Risulta anche di speciale interesse in ambito universitario, per via della sua componente
R+S+I (Ricerca+Sviluppo+Innovazione).
L'applicazione è a codice aperto, con licenza GPL (General Public License) e gratuita.
gvSIG è stato studiato fin dall’inizio come un progetto basato su estensioni, in modo
tale che gli sviluppatori potessero ampliare facilmente le funzionalità dell’applicazione, ma
anche sviluppare applicazioni del tutto nuove a partire dalle librerie utilizzate in gvSIG.
Il progetto gvSIG nasce per iniziativa della Generalitat Valenciana, in particolare del
Dipartimento di Infrastrutture e Trasporti (concorso pubblico "Servizi informatici per lo
sviluppo di un'applicazione GIS per il Dipartimento di Infrastrutture e Trasporti utilizzando
software libero").
L'Università Jaume I svolge il ruolo di supervisore, affinché lo sviluppo conforme a tutti gli
standard internazionali (Open GIS Consortium).
IVER Tecnologías de la Información S. A., società vincitrice del concorso, si occupa dello
sviluppo.
L’interfaccia grafica di gvSIG (fig. 32) contiene gli elementi necessari per comunicare con il
programma, è intuitiva e facile da utilizzare, è alla portata di qualsiasi utente che ha
familiarità con i Sistemi Informativi Geografici.
88

Essa si compone di una finestra principale in cui sono collocati i vari strumenti e le finestre
secondarie utili per creare i documenti propri del programma (© 2009 Conselleria de
Infraestructuras y Transporte Pagina 11 di 500).
Figura 32: interfaccia grafica di gvSIG
8.2 Applicazione all’area della Nurra
Le informazioni territoriali (geologia, idrogeologia, uso suolo, etc) rilevati durante il progetto
RIADE, furono informatizzati utilizzando il GIS commerciale ArcGIS 9.2 della ERSI.
Durante il lavoro di tesi si è, invece, deciso di utilizzare come supporto informativo il GIS
gvSIG. I formati generati in ambiente ArcGIS sono risultati compatibili con quelli utilizzati
da gvSIG. Il formato utilizzato è lo shapefile: questo è composto da un set di file
contenente le informazioni geometriche, tabellari e il file di “raccordo” tra i primi due.
89

Gli strati informativi così prodotti sono stati utilizzati nella realizzazione di viste (view)
impiegate per la rappresentazione cartografica addotta nella presente tesi (fig. 33).
Figura 33 Schermata di GVSIG ove è rappresentata la selezione di punti di prelievo del monitoraggio dicembre 2008 e gennaio 2009.
90

9 CONCLUSIONI
La moltitudine dei centri di pericolo, produttori (reali e potenziali) di inquinamenti (puntuali
e diffusi), sparsi in aree ad elevata pressione antropica, comporta la necessità di
individuare, in modo completo e dinamico, le zone a rischio di degrado qualitativo, in modo
da disporre di uno strumento, continuamente aggiornabile, di controllo dello stato quali-
quantitativo delle risorse idriche e da consentire agli Enti Gestori di pianificare adeguate
misure di salvaguardia delle risorse stesse.
La protezione delle risorse idriche rappresenta un aspetto di fondamentale importanza
anche nel bacino del Calich, dove si fa un ampio ricorso allo sfruttamento delle acque
sotterranee, per soddisfare le esigenze di approvvigionamento dei diversi settori (civile,
idropotabile, industriale, irriguo e zootecnico). Nell’ambito del progetto RIADE (Ghiglieri et
al. 2006) e del presente lavoro si illustra e si propone un processo metodologico di
impostazione di una rete di monitoraggio delle acque sotterranee, che ottimizza lo sviluppo
e l’estensione della rete stessa attraverso la selezione dei punti d’acqua più significativi,
sulla base delle reali condizioni idrogeologiche locali e delle trasformazioni del territorio
indotte dall’attività antropica. Tenendo conto del modello idrogeologico ricostruito per
l’intero bacino del Calich, dei risultati dei rilievi idrogeologici e idrochimici effettuati
preliminarmente nei punti d’acqua disponibili e del censimento dei Centri di Pericolo
presenti nel territorio, la metodologia proposta è finalizzata principalmente a caratterizzare
la qualità delle RIS, in relazione al contenuto in nitrati, ed in particolare al tracciamento
delle fonti d’inquinamento attraverso tecniche isotopiche.
Le indagini finora effettuate nel bacino, che dovranno essere confermate nel tempo, hanno
inoltre messo in evidenza diffusi e preoccupanti fenomeni di inquinamento di tipo organico
91

(civile o zootecnico) e/o di tipo agricolo dovuti alla presenza nelle acque sotterranee di
eccessive concentrazioni di composti azotati (nitrati, nitriti ed ammoniaca).
Uno dei dati più significativi, estrapolato dal Progetto Riade, riguarda la valutazione
quantitativa in termini di riserve regolatrici (ricarica media annua) degli acquiferi presenti
nel bacino idrogeologico del Calich: questa è stata calcolata pari a 37 Mmc (Ghiglieri et al.,
2006; 2008). Dunque, il problema, oltre ad un indubbio interesse scientifico, presenta
importanti risvolti pratici se considerato, ad esempio, nell’ottica dell’applicazione delle
normative vigenti (D.Lgs. 152/06, etc) e per la salvaguardia di importanti e strategiche
risorse idriche sotterranee.
Come già scritto, il lavoro di tesi è stato inserito nel progetto, in corso di svolgimento,
denominato Progetto pilota di lotta alla desertificazione nelle cinque regioni italiane
maggiormente a rischio: Sardegna –Sistemi innovativi di rilevamento e di norme tecniche
per la prevenzione e/o definizione dei processi di degrado delle Risorse Idriche
Sotterranee ed in particolare da inquinamento da nitrati nell’area pilota (Nurra di Alghero
Sardegna NO). Il progetto è finanziato dal Comitato Nazionale per la Lotta alla
Desertificazione ed è coordinato da ARPAS Sardegna e da NRD (Nucleo Ricerca
Desertificazione dell’Università degli Studi di Sassari). Poiché, il progetto non è ancora
concluso, i risultati esposti nella tesi sono da considerarsi non definitivi.
I criteri di indagine sviluppati, una volta tarati e validati, saranno sottoposti agli Enti gestori
e utilizzatori della risorsa idrica, allo scopo di sviluppare un’azione propositiva, mediante il
suggerimento di linee guida che consentano di adeguare gli interventi di monitoraggio e di
salvaguardia alle peculiari caratteristiche della realtà territoriale ed idrogeologica nella
quale operano, al fine di prevedere e prevenire possibili fenomeni di degrado della risorsa
idrica e, quindi, possibili processi di desertificazione.
La tesi si è articolata attraverso:
- Analisi bibliografica
92

- Rilievi idrochimici e idrogeologici in situ;
- Analisi chimico fisiche di laboratorio;
- Analisi isotopiche;
- Elaborazione dati con software GVSIG.
93

BIBLIOGRAFIA E SITI CONSULTATI
Al awadi E., Quinn M., Mukhopadhyay A., Hauser A., Akber A., Al Haddad A., Al Rashedi M.
(2009). Extent and nature of hydrocarbon occurrence in the groundwater of Kuwait.
Environ. Geol. 56: 877-889.
Beller H. R., Madrid V., Hudson G. B., McNab W. W., Carlsen T., 2004, “Biogeochemistry
and natural attenuation of nitrate in groundwater at an explosives test facility”, Applied
Geochemistry 19 1483–1494
Boehm A. B., Paytan A., Shellenbarger G. G., Davis K. A., 2006, “Composition and flux of
groundwater from a California beach aquifer: Implications for nutrient supply to the surf
zone”, Continental Shelf Research 26 269–282
Castany G., “Idrogeologia principi e metodi”, 1985, Dario Flaccovio Editore
Chiesa G., “Inquinamento delle acque sotterranee”, 1994, Hoepli editore
Civita M., “Idrogeologia applicata e ambientale”, 2005, edizioni CEA
Chen D. J.Z.,. MacQuarrie K. T.B, 2004, “Numerical simulation of organic carbon, nitrate,
and nitrogen isotope behavior during denitrification in a riparian zone”, Journal of
Hydrology 293 235–254
Clark I. D., Fritz P., “Environmental Isotopes in Hydrogeology”, 1997, CRC Press
DIRETTIVA 91/676/CEE, del 12 dicembre 1991- Relativa alla protezione delle acque
dell'inquinamento provocato dai nitrati provenienti da fonti agricole
DIRETTIVA 2000/60/CE, del 23 ottobre 2000 - Direttiva quadro per l'azione comunitaria in
materia di acque. (Gazzetta ufficiale delle Comunità europee L 327/1 del 22.12.2000).
DIRETTIVA 2006/118/CE, del 12 dicembre 2006- Protezione delle acque sotterranee
dall'inquinamento e dal deterioramento
94

D.lgs. 31/2001, del 2 febbraio 2001, Qualità delle acque destinate al consumo umano
D.lgs. 152/2006, del 3 aprile 2006, TU recante norme in materia ambientale (parte terza
norme in materia di difesa del suolo e lotta alla desertificazione, di tutela delle acque
dall’inquinamento e di gestione delle risorse idriche
Feast N. A. , Dennis P. F., 1996, “A comparison of methods for nitrogen isotope analysis of
groundwater”, Chemical Geology, Chemical Geology 129 167-171
Feast N.A., Hiscock K.M., Andrews J.N., Dennis P.F., 1998, “Nitrogen isotope
hydrochemistry and denitrification within the Chalk aquifer system of north Norfolk, UK”
Journal of Hydrology 211 233–252
Ghiglieri G., Barbieri G., Vernier A., 2006, “Studio sulla gestione sostenibile delle risorse
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