4. Metodi
4.1 Metodologie di campionamento e analisi delle acque
Il campionamento rappresenta una fase di importanza fondamentale ai fini dell’esatta caratterizzazione ed interpretazione dei fenomeni che si vogliono studiare e può definirsi come quell’operazione di prelevamento di porzioni rappresentative della matrice ambientale che si vuole sottoporre ad analisi. Il campionamento costituisce quindi la prima fase di ogni processo analitico e porta a risultati la cui qualità è strettamente correlata a quella del campione prelevato.
Per tale motivo, il campionamento è una fase estremamente complessa e delicata che condiziona i risultati di tutte le operazioni successive e che, di conseguenza, incide in maniera non trascurabile sull’incertezza totale del risultato dell’analisi.
La definizione degli obiettivi del campionamento è una fase cruciale di tutto il processo analitico, in quanto rappresenta un fattore condizionante l’intero approccio sperimentale che comprende:
la scelta del numero e della localizzazione dei punti di campionamento; la determinazione della frequenza, della durata e delle procedure di prelievo; il successivo trattamento dei campioni;
la scelta delle più adeguate metodiche analitiche da utilizzare.
Dal punto di vista analitico, la rappresentatività del risultato dipende dal numero di campioni prelevati. Tale numero può essere definito statisticamente in base a criteri dipendenti dagli obiettivi di qualità e dalla ripetibilità del metodo. Di solito, però, il numero di campioni ricavati statisticamente è poco realistico, perché porta spesso a un numero di prelievo non sostenibile rispetto alle risorse economiche, umane e laboratoristiche disponibili. Dal punto di vista pratico, un certo numero di repliche può rappresentare un compromesso tra le esigenze della rappresentatività analitica e le risorse disponibili.
Il campione, inoltre, dovrà essere:
prelevato in maniera tale che mantenga inalterate le proprie caratteristiche chimiche, fisiche e biologiche fino al momento dell’analisi;
conservato in modo tale da evitare modificazioni dei suoi componenti e delle caratteristiche da valutare.
La predisposizione di un piano di campionamento finalizzato alla raccolta di una serie di campioni rappresentativi risulta fondamentale per una corretta interpretazione del fenomeno investigato. Sono molteplici le tecniche per effettuare un campionamento con dirette
conseguenze sulla rappresentatività e sul significato dei dati analitici ottenuti dall’analisi dei campioni. La comunità scientifica internazionale ha cercato di definire delle metodiche riguardanti sia il prelievo dei campioni delle diverse matrici ambientali sia il loro trattamento in laboratorio.
Nel caso specifico, il campionamento è stato accompagnato dalla misura in situ tramite strumentazione portatile (elettrodi e potenziometria), precedentemente calibrata con opportune soluzioni standard (pH 4, 7 e 10; conduttanza elettrica 1413 e 12880 S/cm, a 25°C; Eh + 220 mV), dei parametri chimico-fisici quali temperatura dell’acqua, pH, potenziale redox, (Eh) e conduttanza elettrica (salinità). L’alcalinità è stata misurata sul campo tramite la titolazione con HCL 0.05 N e il metil-arancio come indicatore. Il campione per la misura del radon (222Rn) disciolto in acqua è stato raccolto tramite l’ausilio di Canestrini a Carboni Attivi (ACC) nel quale è stato trasferito, attraverso dispositivi di stripping (Mancini et al., 2000). Per ogni sito sono state prelevate tre aliquote di acqua (50 cc): la prima, filtrata (0.45 m) e acidificata (con HCL 6M) e conservata in bottiglie di polietilene, per l’analisi dei cationi (Ca, Mg, Na and K); la seconda filtrata (0.45 m) e conservata in bottiglie di polietilene, per l’analisi degli anioni (Cl-, Br-, SO42-
and NO3-) e la terza filtrata (0.45 m) e acidificata (con HNO3 ultrapuro 4M) e conservata in
appositi campionatori in polietilene (falcon), per l’analisi degli elementi minori e in traccia. (Sr, B, Li, As, Si, ecc.). La filtrazione si è resa necessaria al fine di eliminare il particolato, che potrebbe rimuovere alcuni costituenti disciolti, quali NH3 e SO4, oppure determinare l’occlusione
di parti di strumenti durante l’analisi di laboratorio. L’acidificazione, abbassando il pH (~2), evita l’eventuale precipitazione di metalli, permettendo di preservare la concentrazione originaria dei cationi; le condizioni di soprassaturazione in specifici sali non sono determinate solamente da variazioni di temperatura, ma anche da perdita di CO2 (che determina precipitazione di CaCO3,
da cui la necessità di analizzare le specie carbonati che direttamente in campagna o entro poche ore dal prelievo) e aumenti di Eh per ingresso di ossigeno atmosferico (che può favorire la precipitazione di idrossidi di Fe e di altri metalli di transizione). Gli anioni e i cationi sono stati analizzati tramite cromatografia ionica (Dionex DX500 e Portlab S001.2) presso il laboratorio di Geochimica dei Fluidi dell’INGV di Roma e presso il laboratorio chimico per analisi acque dell’INGV di Palermo. Gli elementi in traccia sono stati analizzati presso il laboratorio chimico per le determinazioni degli elementi in tracce dell’INGV di Palermo tramite tecnica ICP (Inducted Cumulative Plasma), utilizzando l’ICP-MS della Agilent serie 7500ce con sistema ORS (Octapole Reaction System), mentre l’analisi della silice tramite ICP-OES (Horiba Jobin Yvon mod. Ultima 2) su un campione diluito (1:10). Il bilancio tra anioni e cationi (definito come parametro di elettroneutralità), cioè la differenza tra la sommatoria degli anioni e dei
cationi diviso per la sommatoria delle somme, è sempre <5%. L’errore analitico per le analisi delle tracce è <10%.
Le analisi dei gas disciolti negli acquiferi (He, H2, N2, CH4, CO2) sono state effettuate
presso il laboratorio di Geochimica dei Fluidi dell’INGV di Roma in gas cromatografia, con il metodo del gas ospite (nel nostro caso è stato usato l’Argon) proposto da Capasso e Inguaggiato (1988). La composizione dei gas disciolti (espressa in ccl/L a STP) è stata calcolata partendo dalla composizione della fase gassosa essolta che è funzione dei coefficienti di solubilità di ogni singola specie presente nella miscela. La determinazione del radon è stata eseguita presso il laboratorio di radionuclidi dell’INGV di Roma tramite spettrometria γ su canestrini a carboni attivi; la misura specifica dell’attività del radon è stata quindi effettuata attraverso la rilevazione delle radiazioni γ emesse dai suoi due figli a breve tempo di dimezzamento, 214
Pb e 214Bi (Mancini et al., 2000). La spettrometria γ è stata accoppiata a canestrini a carboni attivi (ACC) i quali assorbono il gas contenuto all’interno dell’acqua campionata. L’analisi del rapporto isotopico 3He/4He (espressa in termini di rapporto R/Ra, dove R rappresenta il rapporto 3He/4He
nel campione e Ra è il rapporto 3He/4He nell’aria, pari a 1.39×10-6) è stata eseguita presso il
laboratorio isotopico gas nobili dell’INGV di Palermo tramite spettrometria di massa.
Il carbonio inorganico totale disciolto (TDIC) e la pCO2 (pressione parziale di CO2) dei
diversi campioni di acqua sono stati calcolati utilizzando come dati di input il contenuto di bicarbonato e il pH. Si è fatto riferimento al codice di calcolo PHREEQC v. 2.18 (Parkhurst e Appelo, 1999) operando con il database del Lawrence Livermore National Laboratory (LLNL).
La relazione di riferimento che permette di calcolare la pCO2 è esposta di seguito:
CO2 + H2O H2CO3 H2CO3 H+ + HCO3-
K0 = [H2CO3] / [CO2] Eq.1
K1 = [H+][HCO3-] / [H2CO3] Eq.2
[CO2] = [H2CO3] / K0 Eq.3
[H2CO3] = [H+][HCO3-] / K1 Eq.4
[CO2] = [H+][HCO3-] / K0K1 Eq.5
log[CO2] = log[H+] + log[HCO3-] - logK0 - logK1 Eq.6
Sostituendo all’equazione: log[H+
] = - pH e χCO2 =pCO2 * KH si ottiene:
dove [HCO3-] è espresso in moli/l, K0 e K1 sono costanti di equilibrio temperatura
dipendenti, pCO2 rappresenta 1/pCO2.
L’equazione che consente il calcolo della pCO2 è la seguente:
(4.1) dove [HCO3] è espresso in moli/L, K0 e K1 sono costanti di equilibrio note dipendenti
dalla temperatura, definite come:
Le analisi isotopiche (O, H, C, Sr, T) sono state eseguite su campioni non filtrati. Per la determinazione del δD e δ18
O sono state prelevate due aliquote ciascuna da 100 mL, mentre per la determinazione del 13C sono stati prelevati 250 mL di campione; entrambi, sono stati conservati in bottigliette di PVC. Per la determinazione del rapporto isotopico 87Sr/86Sr e del trizio sono state prelevate due aliquote ciascuna da 1000 mL e rispettivamente conservate in bottigliette di PVC.
I rapporti isotopici di ossigeno e idrogeno dell’acqua (espressi con la tipica notazione δ18O e δD in ‰ vs. VSMOW) sono stati determinati in parte tramite spettrometria di massa
presso i laboratori INGV di Palermo con strumentazione Finnigan Delta Plus XP e in parte presso i laboratori dell’ISO4 di Torino utilizzando la tecnologia WS-CRDS (Wavelenght- Scanned Cavity Ring Down Spectroscopy). L’errore analitico è di ± 0.1‰ per δ18O e ± 1‰ per δD.
Il rapporto isotopico del carbonio (13C/12C) del TDIC è stato analizzato presso il laboratori dell’ISO4 di Torino utilizzando uno spettrometro di massa (Finnigan Delta Plus) seguendo la procedura descritta da McCrea (1950). I rapporti isotopici di C, O e H sono espressi, rispettivamente, come 13C ‰ vs. PDB e come 18O e D ‰ vs. V-SMOW2 (Craig 1961), seguendo la convenzione internazionale definita dalla International Atomic Energy Agency (IAEA).
Il rapporto isotopico 87Sr/86Sr è stato analizzato presso il laboratorio di spettrometria di massa TIMS dell’IGG di Pisa.
L’analisi del trizio (espresso come U.T. = Unità di Trizio) è stata eseguita presso il laboratorio isotopi radioattivi dell’IGG di Pisa utilizzando uno spettrometro Quantulus a scintillazione liquida per conteggio di campioni a basso livello di radiazioni.