3. I MODELLI DI QUALITÀ FLUVIALE

3. I MODELLI DI QUALITÀ FLUVIALE

I sistemi ambientali sono molto complicati, perché caratterizzati dalla coesistenza di molte componenti che pur interagendo tra di loro, si sviluppano con dinamiche differenti. Gli strumenti di modellazione utilizzati per rappresentare tali sistemi, prevedendone l’evoluzione spazio temporale, devono considerarne sia i processi che avvengono internamente che le alterazioni provenienti dall’esterno. In particolare i modelli di qualità delle acque simulano i processi biochimici che avvengono nei corpi idrici superficiali.

Sulla base della stima delle sorgenti puntuali e diffuse del bacino, è possibile prevedere la risposta del corpo idrico ricettore sottoposto a differenti scenari di carichi inquinanti. La simulazione di scenari di progetto, condotta tramite tali modelli, permette di stimare gli effetti di un intervento sul bacino, di valutarne la fattibilità e di confrontare tra loro i possibili interventi. L’utilità di tali strumenti di previsione, pianificazione e controllo, risulta evidente anche alla luce delle normative in vigore nei paesi sviluppati, che prevedono una gestione della qualità delle acque integrata a scala di bacino.

In questo capitolo sono descritti i processi simulati da tali modelli, i criteri principali da utilizzare nella scelta di un modello ed infine le potenzialità specifiche di alcuni modelli di pubblico dominio messe a confronto.

3.1. Modellazione dei processi di auto-depurazione nelle acque superficiali.

3.1.1. Processi di trasporto degli inquinanti.

La prima fase di una modellazione consiste nella valutazione della quantità e delle caratteristiche delle fonti di inquinamento di un bacino. Le sorgenti puntuali e diffuse producono degli impatti differenti sul corpo idrico ricettore. Le prime consistono in un qualunque scarico localizzato diretto in un corpo idrico, ad esempio l’effluente di un depuratore o l’immissione di un affluente nell’asta principale.

Le sorgenti diffuse consistono invece nelle sostanze inquinanti accumulate all’interno del

bacino e trasportate verso il corpo idrico ricettore attraverso il deflusso superficiale o

sotterraneo. Le aree naturali del bacino sono sorgenti di una certa quantità di base di

valutare l’entità di queste sorgenti, è quindi necessaria una conoscenza dettagliata sia degli usi del suolo che delle caratteristiche idrologiche del bacino; in particolare la loro entità dipende dal tipo di pratiche agricole, dalla gestione delle aree urbane, e dalle attività di forestazione del bacino studiato.

La simulazione dei processi di trasporto e trasformazione delle fonti di inquinamento del bacino può essere separata in due fasi:

- La prima fase rappresenta il trasporto dei carichi di inquinanti verso l’asta principale di ogni sottobacino, tenendo conto delle precipitazioni, delle infiltrazioni, del deflusso superficiale e del processo di erosione che ne consegue.

- La seconda fase simula il trasporto degli inquinanti e le reazioni biochimiche che avvengono all’interno dei corpi idrici principali del bacino.

L’aspetto di base della prima fase della modellazione è quindi rappresentato dal bilancio idrologico del bacino analizzato che può essere scritto in termini di altezze idriche medie distribuite sul bacino:

∑

−

−

−

− +

=

t

gw seep a

surf day

t

SW R Q E w Q

SW

1

0

( ) (3.1)

dove:

SW

= contenuto di acqua del terreno al giorno i-esimo (t = i) [mm H

O]

SW

= contenuto iniziale di acqua del terreno (t = 0) [mm H

O]

t = tempo [giorni]

R

= precipitazioni totali nel giorno i-esimo [mm H

O]

Q

= deflusso superficiale nel giorno i-esimo [mm H

O]

E

= evapo-traspirazione nel giorno i-esimo [mm H

O]

w

= infiltrazione nel terreno nel giorno i-esimo [mm H

O]

Q

= infiltrazione nei corpi idrici nel giorno i-esimo [mm H

O].

La soluzione dell’equazione di bilancio idrologico riferita ad un certo periodo è importante

per predire il destino delle sorgenti diffuse di un determinato bacino. Spesso una

suddivisione in aree con caratteristiche omogenee del suolo permette ai modelli di

considerarne le differenze nell'evapo-transpirazione, nella infiltrazione e nell’erosione. In

questo caso anche il deflusso superficiale è calcolato separatamente per ciascuna unità, per

poi ottenere, attraverso la trasformazione afflussi-deflussi, le portate totali nelle sezioni di

chiusura dei bacini. Altri modelli compiono un bilancio generale basato sulla differenza tra precipitazioni e deflussi misurati in un certo periodo.

Una volta determinati i carichi trasportati fino ai corpi idrici ricettori, la modellazione è volta a rappresentare l’evoluzione delle sostanze inquinanti attraverso la rete idrica principale del bacino. L'impatto locale e la capacità di assimilazione dipendono dalla capacità di diluizione, e quindi dalla portata che in quel momento scorre nel corpo ricettore. Durante le stagioni piovose il deflusso dei fiumi è mediamente elevato, e anche se i carichi diffusi sono trasportati proprio in questi periodi, le capacità di diluizione e di assimilazione sono elevate e le concentrazioni di inquinanti risultano minori. Durante la stagione secca, invece, lo scarso deflusso di base non consente la diluizione delle sorgenti puntuali e questo, insieme alla deposizione e all'accumulo di sostanze inquinanti lungo l’alveo, determina il degrado della qualità dell’acqua. I fattori che influenzano il tempo di permanenza di un carico di sostanza inquinante in un corso d’acqua sono la forma dell’alveo, la pendenza e la scabrezza del fondo.

In generale, la dinamica delle sostanze inquinanti in un corpo idrico è un fenomeno convettivo diffusivo tridimensionale, che presenta gradienti di concentrazione sia longitudinali che laterali e verticali. Tuttavia, nei sistemi fluviali, le variazioni di concentrazione laterali e verticali possono essere spesso trascurate rispetto al gradiente longitudinale. In questi casi l'equazione fondamentale utilizzata dai modelli è un bilancio di massa monodimensionale, che può essere scritto come:

( ) ( ) ( ) ( ) ^f [ ^C ( ) ^{t x} ]

x x t D C x

x t x C t t u

x t

C , , ,

, ,

2

2

−

∂ + ∂

∂

− ∂

∂ =

∂ (3.2)

dove:

t = tempo [s]

x = ascissa curvilinea longitudinale dell’alveo [m]

C (t,x) = concentrazione della sostanza nel tempo e nello spazio [mg/l]

D = coefficiente di diffusione longitudinale [m

/s]

u(t,x) = campo di velocità dell’acqua [m/s]

f [C(t,x)] = funzione di modellazione delle cinetiche della sostanza. [mg/(l*d)]

In condizioni di moto uniforme la derivata rispetto al tempo si annulla e la concentrazione

C dipende unicamente dalla distanza x; in questo caso, conoscendo le condizioni al

contorno nella sezione di ingresso, la risoluzione dell’equazione è esplicitabile in forma analitica. Per risolvere l’equazione completa è necessario invece utilizzare un metodo numerico iterativo alle differenze finite o agli elementi finiti. Il coefficiente di diffusione longitudinale D tiene conto dell'effetto dei gradienti di velocità laterali e verticali, che causano un mescolamento dell’acqua. L'effetto della diffusione è mediamente minore dell’effetto dell’avvezione, ma diviene particolarmente evidente quando si analizzano carichi di sostanza inquinante ‘pulsanti’, ad esempio durante le piene.

L’importanza del termine diffusivo in uno specifico corso d’acqua può essere determinato attraverso la seguente procedura:

- Si calcola il coefficiente di dispersione longitudinale approssimato (Fisher et al, 1979, in USEPA 1997):

⎥⎦

⎢ ⎤

⎣

⎡

⋅

= ⋅

s m U

H W D_x U

2

* 2 2

00102 .

0

(3.3)

dove:

D

= coefficiente di diffusione longitudinale [m

/s]

U = velocità media del corso d’acqua [m/s]

W = larghezza della sezione [m]

H = altezza media dell’acqua [m)]

U* = velocità di attrito o di taglio [m/s]

(

, con i = pendenza di fondo)

- Si calcola il ‘numero dell’estuario’, cosi definito da O’Connor (Hydroscience 1971 in USEPA 1997):

-

U2

D n K^d ⋅ ^x

=

(3.4)

dove:

K

= costante di deossigenazione.

Il numero dell’estuario n e il rapporto fra le costanti di riossigenazione e deossigenazione

(Φ =K / K ) sono utilizzati nell’abaco riportato in figura 3.4 per definire l’entità degli

effetti della diffusione sulla riossigenazione dell’acqua attraverso il rapporto fra il massimo deficit di ossigeno e la concentrazione iniziale di BOD. Se il valore di n varia intorno a 0.1 siamo in corrispondenza di un torrente, mentre per valori crescenti di n si passa da un corso d’acqua nel tratto vallivo per arrivare ad un estuario. Le curve inoltre si abbassano all’aumentare del valore del parametro Φ, e quindi della costante di riossigenazione.

Figura 3.4: Capacità di riossigenazione di un fiume in funzione del numero dell’ estuario n (Equazione (3.4) ) e Φ; (Hydroscience 1971 in USEPA 1997).

L'ultimo termine dell’equazione 3.2 rappresenta le reazioni biochimiche che interessano la materia organica, descritte nel paragrafo seguente.

3.1.2. Processi biochimici.

I principali componenti di un ecosistema acquatico (figura 3.1) sono le specie biotiche che

interagiscono tra di loro e le sostanze immesse dall’esterno, definite genericamente

inquinanti. Altre componenti importanti esterne sono l’ossigeno, i nutrienti e la radiazione

solare, che sta alla base della vita acquatica. I batteri sono i principali protagonisti della

biodegradazione di molte sostanze organiche, ma le sostanze eco-persistenti per la maggior

parte non sono degradate e si accumulano nelle specie viventi all’interno della catena

alimentare.

Figura 3.1: Ecosistema acquatico (Jorgensen, 1983).

I modelli di qualità delle acque devono quindi incorporare i meccanismi naturali di trasformazione di tutte le sostanze biodegradabili, dalla biodegradazione di sostanze carboniche, ai cicli dell’azoto e del fosforo ed alla crescita delle alghe (figura 3.2). Tutti questi processi dipendono dalla radiazione solare e dalla temperatura dell’acqua, ed hanno impatti sulla concentrazione dell'ossigeno disciolto, che è un indicatore importante delle caratteristiche dell’habitat acquatico.

Un’attenta modellazione deve considerare anche i meccanismi di conservazione delle

sostanze tossiche come gli insetticidi e i metalli pesanti. Questi si accumulano nelle alghe e

nella biomassa o si depositano con il materiale di fondo, causando un serio pericolo per gli

organismi acquatici. L'insieme delle cinetiche simulate da un modello è riassunto nella

figura 3.3.

Figura 3.2 Principali processi di autodepurazione di un sistema fluviale. Fonte: (Libelli et al, 2000).

Figura 3.3: Connessione fra le cinetiche simulate da un modello di qualità fluviale Fonte: (Libelli et al, 2000).

Le reazioni che coinvolgono l'equilibrio dell’ossigeno disciolto sono:

- Il consumo di ossigeno da parte della flora batterica per degradare il BOD;

- La nitrificazione;

- Il consumo di ossigeno dei sedimenti;

- La riossigenazione naturale per scambio con l’atmosfera;

- La fotosintesi e la respirazione algale;

Le prime tre reazioni rappresentano la richiesta di ossigeno necessaria per le attività dei microrganismi. Le prime due reazioni sono rappresentabili con cinetiche del primo ordine.

In particolare la prima è correlata alla concentrazione di BOD tramite:

( ) _⎢⎣ ^⎡ _⎥⎦ ^⎤

− ⋅

= l d

c mg B dt K

dc

0

1

(3.5)

dove:

c = ossigeno consumato [mg/l]

B

= BOD iniziale [mg/l]

t = tempo [d]

K

= costante di deossigenazione [d

]

L’integrazione di questa espressione porta ad un andamento esponenziale del consumo di ossigeno:

) 1

(

0

t

e

B

c = −

(3.6) La nitrificazione è una fase del ciclo dell’azoto, consistente nella trasformazione dell’ammoniaca in nitriti e poi in nitrati, compiuta da alcuni batteri aerobici e autotrofi specializzati. La costante di deossigenazione di questa reazione è più basso rispetto a quella relativa al BOD, ed entrambe dipendono dalla temperatura e dal pH.

Il consumo di ossigeno dei sedimenti (SOD) può dipendere dalla decomposizione dei solidi organici depositati sul fondo dell’alveo, dalla respirazione degli invertebrati bentonici e dalla produzione di ossigeno della fotosintesi delle alghe attaccate al fondo, rilevante nei corsi d’acqua poco profondi. Questo consumo, espresso in gO2/m

al giorno, dovrebbe essere idealmente ottenuto dalle misure in sito, ma quando questo non è possibile, può essere stimato da i dati in letteratura.

La riossigenazione è il trasferimento dell'ossigeno dall'atmosfera al fiume attraverso la

superficie di scambio. Nelle acque naturali questo trasferimento dipende dalla temperatura

e dalla turbolenza dell’acqua dovuta alla presenza di ostacoli o di salti di fondo e

secondariamente al vento che batte sulla superficie. La velocità di riossigenazione è espressa come:

⎥⎦ ⎤

⎢⎣ ⎡

− ⋅

= l d

C mg C dt K

dC

s

a

( ) (3.7)

dove:

dC/dt = velocità di riossigenazione [mg/(l*d)]

Cs = concentrazione di saturazione dell’ossigena disciolto [mg/l]

C = concentrazione dell’ossigeno disciolto [mg/l]

k

= costante di riossigenazione della corrente [d

]

Le alghe influenzano la concentrazione di ossigeno disciolto di un sistema acquatico per mezzo della fotosintesi e della respirazione. La produzione netta di ossigeno risulta:

⎥⎦ ⎤

⎢⎣ ⎡

− ⋅

= l d

R mg dt P

dC (3.8)

dove:

dC/dt = produzione algale netta di ossigeno [mg/(l*d)]

P = produzione media della fotosintesi [mg/(l*d)]

R = respirazione algale media [mg/(l*d)]

I consumi e le fonti di ossigeno, insieme al bilancio di massa, rappresentano la base dell'equazione di bilancio dell’ossigeno, la quale viene spesso utilizzata per descrivere il profilo dell’ossigeno disciolto a valle di una fonte di punto di sostanze inquinanti (sacca anossica). Gli altri processi considerati da un modello di qualità sono il ciclo delle alghe, dalla crescita all’assorbimento di nutrienti, alla morte e deposizione sul fondo. Questa modellazione permette di prevedere i fenomeni di eutrofizzazione (“Bowie et al, 1985;

Tchobanoglous e Schroeder, 1985; Thomann e Mueller, 1987; Chapra, 1997”, in Libelli et

al, 2000).

3.2. Classificazione dei modelli.

I modelli di qualità possono essere classificati in due categorie fondamentali riferite alle fasi di modellazione descritte precedentemente (USEPA, 1997):

- Modelli utilizzati per la valutazione delle sorgenti diffuse e del trasporto verso i corpi idrici ricettori. Questi modelli sono spesso integrati con dati georeferenziati tipo GIS (Geographycal Informatic System), al fine di rappresentare dettagliatamente le caratteristiche geomorfologiche del bacino. Sono inoltre spesso supportati da modelli di ausilio per la simulazione idrologica del bacino.

- Modelli che simulano i processi idraulici e biochimici dei corpi idrici ricettori, valutando gli impatti provocati delle sorgenti di inquinanti puntuali e diffuse. Si possono differenziare in base al numero e tipo di indicatori di inquinamento analizzati, al carattere statico o dinamico delle simulazioni ed al livello di dettaglio raggiunto.

Negli ultimi anni questa differenziazione è stata parzialmente superata: molte agenzie (es.

EPA) hanno infatti elaborato sistemi intergrati in grado di simulare entrambe le fasi in modo organico, ottenendo utili strumenti per la gestione e la pianificazione dei bacini.

D’altro canto la gestione di tali sistemi richiede grandi sforzi per il monitoraggio dei corpi idrici ed il continuo reperimento di dati.

La scelta del modello da utilizzare per uno specifico studio può essere compiuta utilizzando vari criteri, tra cui il livello di dettaglio dei dati a disposizione e le finalità della ricerca. Uno studio preliminare del bacino è comunque necessario per definirne l’assetto idrogeologico e inquadrarne le maggiori problematiche ambientali. Questo studio dovrebbe includere un calcolo preliminare del bilancio di massa ed una valutazione, attraverso equazioni analitiche, dell'interazione fra i vari componenti dell’ecosistema acquatico, assicurandosi che il modello scelto ne rappresenti adeguatamente le cinetiche. Risulta inoltre importante un corretto monitoraggio del corpo idrico, consistente in misurazioni dei parametri di qualità nelle sezioni principali, per esempio a monte ed a valle di una confluenza con un affluente.

3.2.1. Schematizzazione dimensionale dei modelli.

Come menzionato sopra, la maggior parte dei modelli di qualità fluviale rappresentano il

verticalmente. Questa semplificazione sottintende che la stratificazione verticale della temperatura, che può giocare un ruolo dominante nella qualità dell’acqua nei laghi e nei serbatoi, è in questo caso trascurabile per gli scopi pratici. L'errore commesso è piccolo se si considera una sezione sufficientemente lontana da sorgenti puntuali, dove invece il processo di mescolamento dell’acqua genera molte differenze da un punto ad un altro della stessa sezione. Un'analisi a due dimensioni può essere richiesta nei fiumi profondi o nei laghi. L'analisi a tre dimensioni ha bisogno di molti dati e di una taratura molto accurata e può essere utilizzata per studiare effetti locali della corrente.

3.2.2. Modelli statici e modelli dinamici.

L’ analisi preliminare delle caratteristiche idrologiche del bacino si deve concentrare sulla individuazione del periodo critico in cui la qualità del corpo idrico è peggiore. L'impatto locale prodotto dalle fonti di sostanza inquinante e la capacità di assimilazione dipendono dalla portata del corpo idrico ricettore e dalle sue fluttuazioni. Durante la stagione delle piogge la portata è generalmente elevata, permettendo una più alta capacità di trasporto e di assimilazione. Al contrario, durante la stagione secca il basso deflusso di base consente l'accumulazione e la deposizione di sostanze inquinanti nel letto del fiume con la conseguente degradazione dei parametri di qualità dell’acqua. Quindi l'analista deve scegliere l'intervallo di tempo che deve essere usato nell'analisi di qualità dell’acqua. In questo ambito i modelli possono essere raggruppati in tre categorie:

- Modelli stazionari;

- Modelli quasi stazionari, tra cui modelli che considerano:

o Carichi costanti – portata del fiume variabile o Portata del fiume costante – carichi variabili - Modelli dinamici;

I modelli stazionari considerano soltanto l'effetto di una fonte di inquinamento costante

sulla qualità del corpo idrico ricettore durante periodi di lunga durata. I modelli quasi

stazionari considerano l'effetto di carichi variabili durante brevi periodi (2-3 giorni). Infine

i modelli dinamici considerano un'evoluzione continua e dinamica alternata fra periodi

piovosi e di magra.

3.2.3. Taratura dei modelli.

Il modello adottato va tarato al caso di studio specifico sulla base delle misurazioni compiute sul campo. La taratura viene spesso eseguita utilizzando il metodo dei minimi quadrati al fine di minimizzare gli scarti fra i dati misurati e le simulazioni. Le sezioni più valide su cui compiere la taratura sono quelle in corrispondenza delle concentrazioni minime o massime degli indicatori di inquinamento.

3.3. Confronto tra alcuni modelli.

In questo paragrafo sono esposte le caratteristiche principali di alcuni modelli di pubblico dominio, elaborati da centri di ricerca o agenzie statali per la protezione ambientale. Un primo gruppo di modelli (QUAL2K, HSPF, CE-QUAL-RIV, WASP6) è formato da modelli di qualità del corpo idrico. Sarà analizzato anche un modello a scala di bacino, mentre per altri modelli di questa tipologia, si rimanda ad altre pubblicazioni (USEPA 1992, Donigian e Huer 1991 in USEPA 1997).

3.3.1. QUAL2K

QUAL2K è un modello di qualità fluviale mono-dimensionale elaborato dall’EPA (Chapra

e Pelletier, 2004), che rappresenta la versione rinnovata di QUAL2E, uno standard a livello

mondiale per la simulazione delle reazioni biochimiche lungo un corso d’acqua ed il

calcolo dell’andamento spazio temporale di alcuni indicatori dell’ecosistema acquatico,

compreso un indicatore non conservativo definito dall’utente. Il modello è integrato

nell’ambiente di Microsoft Office

ed utilizza l’interfaccia di Excell

per la

rappresentazione dei risultati (figura 3.5).

Figura 3.5: Interfaccia grafica del modello QUAL2K.

La modellazione idraulica è di tipo stazionario e l’utente può definirne le caratteristiche definendo la geometria e la scabrezza delle sezioni o i coefficienti della scala di deflusso.

Le sorgenti inserite possono essere di tipo stazionario o varabili durante le ore del giorno.

QUAL2K rappresenta quindi lo strumento ideale per la simulazione di scenari di progetto e si presta all’utilizzo contemporaneo ad altri modelli di ausilio per il calcolo delle sorgenti diffuse.

Una interfaccia grafica inserita in un ambiente standardizzato e la presentazione diretta dei

risultati delle simulazioni rendono questo modello molto flessibile. I fogli di lavoro per la

visualizzazione dei risultati sono di due tipi: tabelle e diagrammi. Le tabelle ricapitolano i

dati sulle sorgenti ed i valori medi, minimi e massimi degli indicatori di qualità dell'acqua

e di temperatura per ogni sezione di calcolo. I diagrammi (figura 3.6) mostrano gli stessi

valori ma in grafici in cui sono riportate anche le misurazioni inserite dall'utente.

Figura 3.6: Esempio di simulazione del profilo dell’ossigeno disciolto con QUAL2K.

3.3.2. CE-QUAL-RIV

CE-QUAL-RIV è un modello mono-dimensionale completamente dinamico per le simulazioni della qualità dell'acqua dei sistemi di fluviali con deflusso altamente variabile.

La versione originale del codice del modello è stata sviluppata dall'università dell’Ohio nel 1982 su richiesta dell’EPA e successivamente modificato a nome della WES (Waterways Experiment Station).

CE-QUAL-RIV1 è sviluppato in due sottomodelli, uno di qualità dell'acqua e l’altro idrodinamico. Il secondo, RIVH1, è utilizzabile autonomamente e segue il metodo di risoluzione di Newton-Raphson per risolvere l'equazione di Saint Venant. L'output della simulazione idrodinamica è poi utilizzato per eseguire il modello di qualità dell'acqua, RIVQ1, strutturato in modo da potere effettuare una varietà di simulazioni per ogni stato di moto dell'acqua. Entrambe i sottomodelli richiedono per la taratura un file di controllo di esecuzione, che consiste nell’input fornito dall’utente sulla base delle misurazioni eseguite.

L’output di RIVH1 è riassunto in una tabella che contiene le informazioni idrauliche di tutte le aste del sistema fluviale (figura 3.7) per ogni passo temporale della simulazione.

Un file formato FORTRAN è invece l’output di RIVH1, che utilizza un metodo numerico

efficace per la risoluzione l’equazione di bilancio di massa, simulando l’effetto della

dispersione con un metodo iterativo che si aggiorna con le condizioni al contorno scendendo verso valle.

Figura 3.7: Esempio di simulazione di CE-QUAL-RIV. (Source: CE-QUAL-RIV user manual).

3.3.3. Hydrological Simulation Program-Fortran (HSPF).

HSPF (elaborato dall’ U.S. Geological Survey) è un modello completo che simula, per

periodi di tempo estesi, l'idrologia del bacino ed i processi di qualità dell'acqua dei corsi

d’acqua con corrente ben miscelata; è in grado di simulare il trasporto di un’ampia varietà

di indicatori di inquinamento attraverso il bacino e nella rete idrica ricettiva. Il

sottomodello idraulico di HSPF, calibrato sul bacino dello Stanford, è stato sviluppato

all'inizio degli anni '60, e negli anni ‘70 sono stati aggiunti i processi di simulazione degli

indicatori di qualità. In seguito il laboratorio di ricerca dell’EPA di Atene sviluppò una

versione scritta in fortran, che comprendeva parecchi sottomodelli, mentre la versione

attuale è stata sviluppata nel 1997. Ad oggi, HSPF rimane l'unico modello completo e a se

stante che permette le simulazioni integrate sia dell'idrologia del bacino che delle

interazioni che avvengono nella corrente. A scala di bacino, HSPF può simulare l’erosione, l'umidità del terreno, la stratificazione ed il rimescolamento delle acque stagnanti, il deflusso di base, la crescita e lo scioglimento dei ghiacciai, l’evapotraspirazione e la ricarica degli acquiferi.

HSPF è usato generalmente per valutare gli effetti dei cambiamenti di uso del suolo, della costruzione di opere di laminazione, delle diversioni di portata e dell’istallazione di nuovi trattamenti per le sorgenti puntuali o diffuse. Ma è molto complesso e richiede una quantità notevole di dati, quali le serie delle precipitazioni e la valutazione del evapotraspirazione potenziale per le simulazioni a scala di bacino.

3.3.4. Water Analysis Simulation Program version 6 (WASP6)

WASP6 è l’ultima versione di un modello sviluppato da molti ricercatori nel corso degli anni (Di Toro et al.,1983; Connolly and Winfield,1984; Ambrose, R.B et al.,1988 in Tim A. Wool et al. 2004). Il risultato è uno strumento per modellazioni dinamiche dei processi biochimici nei sistemi acquatici anche tridimensionali. Due sottomodelli, chiamati EUTRO e TOXI, simulano rispettivamente i processi di trasformazione dei nutrienti e delle sostanze tossiche, coinvolte in reazioni di ionizzazione, adsorbimento, assorbimento e volatilizzazione. I sottomodelli di qualità possono essere collegati con vari modelli idrodinamici (DYNYD5, RIVMOD o SED5), che forniscono una simulazione raffinata delle caratteristiche del deflusso, ma anche delle variazioni di temperatura, della salinità e del trasporto di sedimenti. Questa caratteristica permette persino di simulare le fluttuazioni degli estuari dovute alle maree. Questo modello si è rivelato molto adatto allo studio dei fenomeni di eutrofizzazione di molti laghi e dell'inquinamento di vari estuari.

Il postprocessore ed il preprocessore consentono all'utente di controllare in qualsiasi momento i parametri del modello e di confrontarli ai dati misurati per compiere la taratura.

L'output dei risultati può essere visualizzata in due modi:

- sottoforma di una griglia spaziale (figura 3.8) che rappresenta i risultati dell’intera

rete per un dato costituente e in un certo tempo, con differenti colori per ogni

concentrazione. Tramite l'utilizzo di ArcWiew

, questa griglia può essere correlata

con altre griglie in formato GIS.

Figura 3.8: Rappresentazione dei risultati di WASP6 su griglia spaziale. Fonte: EPA WASP6 manual.

- La seconda rappresentazione consiste in diagrammi tradizionali in x/y (3.9), che è un metodo standardizzato per rappresentare questo tipo di risultati.

Figura 3.9: Rappresentazione dei risultati di WASP6 sottoforma di diagramma x/y. Fonte: EPA WASP6 manual

3.3.5. Il sistema esperto STREAMES EDSS.

STREAMES è un progetto di ricerca internazionale che, sulla base dello studio di una serie di bacini del mediterraneo, ha sviluppato un sistema di supporto per le decisioni ambientali (EDSS) in grado di assistere le autorità di bacino nel compiere le scelte migliori per la riabilitazione dei corsi d’acqua. In particolare il sistema esperto è in grado di suggerire, in base delle informazioni introdotte sui carichi di nutrienti ed una serie di algoritmi decisionali interni, le soluzioni con più alta probabilità di efficacia per la riqualificazione del corso d’acqua analizzato (STREAMES 2004).

Il programma è scritto in linguaggio Java e l’interfaccia con l’utente consiste in screens che permettono di:

- definire le caratteristiche idrauliche;

- calcolare le sorgenti di nutrienti del bacino;

- definire lo stato ecologico del corso d’acqua studiato;

Il primo aspetto è simulato in modo statico attraverso la definizione della portata media annuale e delle caratteristiche dell’alveo.

Per il secondo aspetto può essere utilizzato il modello di ausilio MONERIS che compie una suddivisione generale del bacino in aree permeabili ed impermeabili. Delle prime calcola il surplus di nutrienti contenuti nel terreno in base al tipo di uso del suolo (coltivato o non coltivato). Considerando poi le caratteristiche idrologiche del bacino, MONERIS permette la stima dei carichi di nutrienti trasportati verso il corpo idrico ricettore attraverso l’erosione, il trasporto superficiale, l’infiltrazione nel sottosuolo ed il trasporto dovuto ai deflussi delle acque sotterranee. Le fonti diffuse sulle aree urbane impermeabili sono stimate in base alla deposizione atmosferica di nutrienti, al tipo di fognature presenti e alla percentuale di area servita dai depuratori. Il modello infine stima, in base al carico idrico medio del corso d’acqua, la percentuale di nutrienti trattenuta lungo l’alveo.

La definizione dello stato ecologico del corso d’acqua avviene mediante l’inserimento di informazioni qualitative sulle caratteristiche dell’alveo e sulla vegetazione delle aree riparali.

Nello screen di output del programma (figura 3.11) sono evidenziate le principali criticità

del corso d’acqua e le soluzioni proposte. In base ai dati inseriti, il sistema valuta lo stato

di qualità dell’acqua, la capacità di assimilazione e smaltimento dei carichi di nutrienti in

relazione alla portata ed alla lunghezza del corso d’acqua e ne valuta lo stato ecologico.

efficaci, propone delle soluzioni tecnologiche in base ad un albero decisionale interno, genera degli scenari di progetto e ne valuta gli effetti.

Figure 3.11: Screen dei risultati di EDSS.

3.3.6. Confronti.

I modelli dinamici descritti (CE-QUAL-RIV, HSPF e WASP 6), compiono simulazioni dettagliate e sono efficaci nel rappresentare fenomeni transitori anche di lunga durata. Se invece si vuole condurre simulazioni mediate su lungi periodi con deflusso di base pressoché costante, QUAL2K risulta uno strumento da un lato intuitivo e dall’altro riconosciuto e standardizzato in molte parti del mondo.

Le caratteristiche salienti modelli descritti in questa sezione sono riassunte nelle seguenti tabelle (3.1-3.4), che nell’ordine ne descrivono le potenzialità in termini di:

- Indicatori simulati;

- Potenzialità;

- Modellazione della riossigenazione;

- Tipo e quantità di dati necessari;

Le informazioni riportate consentono di valutare se il modello scelto simuli i processi fisici

e biochimici richiesti da uno specifico caso di studio.

Tabella 3.1: Confronto fra i modelli descritti in base ai costituenti dei sistemi acquatici simulati.

Adattato da: Technical Guidance Manual for developing Total Maximum Daily Loads, Book II;

USEPA (1997).

Costituente QUAL2K CE-QUAL-

RIV HSPF WASP6 EDSS

Temperatura ● ● ● ● ●

Ossigeno disciolto ● ● ● ● ●

BOD o CBOD ● ● ● ●

Fast o Slow CBOD ●

Nitrogenous BOD ● ● ●

SOD ● ● ● ●

Fosforo Totale ● ● ● ●

Fosforo organico ● ● ●

PO4 ● ● ● ●

Azoto Totale ● ● ● ●

Azoto organico ● ● ● ● ●

NH3 ● ● ● ● ●

NO2 ● ● ●

NO3 ● ● ● ● ●

Carbonio ● ●

Alghe ● ● ● ●

Zooplankton ● ●

Alcalinità ● ●

pH ● ● ●

Salinità ● ●

Solidi organici ● ● ● ●

Costituente definito

dall’utente ● ●

Metalli ●

Sostanze organiche

tossiche ● ●

Batteri patogeni ● ● ●

Tabella 3.2: Confronto fra i modelli descritti in base alle potenzialità. Adattato da: Technical Guidance Manual for developing Total Maximum Daily Loads, Book II; USEPA (1997).

QUAL2K CE-QUAL-

RIV HSPF WASP6 EDSS

Time scale ⁻ steady state hydraulic

− steady &

dynamic quality parameters

− Dynamic − Dynamic − Dynamic − steady state

hydraulic

− & quality

Space scale ^{− 1}

Dimensional

− 1

Dimensional

− 1

Dimensional

− 1,2 or3 Dimensional

− 1

Dimensional

Water systems ^{− channel}

networks

− rivers

− channel networks

− rivers

− watershed

− Channel networks

− rivers

− lakes

− estuaries

− reservoirs

− coastal areas

− watershed

− Channel networks

Types of loads accepted

− Multiple point sources

− Nonpoint sources

− Multiple point sources

− Nonpoint sources

− Multiple point sources

− Nonpoint sources

− Multiple point sources

− Nonpoint sources

− Multiple point sources

− Nonpoint sources

Loading rate accepted

− constant − constant − constant

− time variable

− constant

− time variable

− constant

Chemical/biological processes simulated

− firs order decay of:

NBOD, CBOD (fast

& slow), coupled DO.

− sediment oxygen demand

− setting(s)

− nutrient-algal cycle

− firs order decay of:

BOD, CBOD , coupled DO.

− setting(s)

− nutrient-algal cycle

− firs order decay of:

CBOD, coupled DO.

− hydrolysis

− sediment oxygen demand

− setting(s)

− nutrient-algal cycle

− firs order decay of:

CBOD, coupled DO.

− sediment oxygen demand

− setting(s)

− nutrient-algal cycle

− setting(s)

− nutrient-algal cycle

− anoxia

− ecological status

Physical processes simulated

− dilution

− advection

− reaeration

− heath balance

− dilution

− advection

− reaeration

− heath balance

− dilution

− advection

− reaeration

− heath balance

− dilution

− advection

− dispersion

− reaeration

− stream nutrient potential functionality

Calibration and verification parameters

− flow

− velocity

− concentration

− flow

− velocity

− concentration

− flow

− velocity

− concentration

− flow

− velocity

− concentration

− flow

− velocity

− concentration

9

12

Tabella 3.3: Confronto fra i modelli descritti in base al metodo di simulazione della riossigenazione.

Adattato da: Technical Guidance Manual for developing Total Maximum Daily Loads, Book II;

USEPA (1997).

Options QUAL2K CE-QUAL-

RIV HSPF WASP6

1 Input directly ● ● ●

2 Structural reaeration due to dams ● ●

3 Covar’s method (automatic selection

among 7, 8, and 11) ● ● ●

4 Wind driven reaeration ● ● ●

5 Calculated as a function of velocity

and depth ● ●

6 Langbien and Durum (1967) ●

7 O’Connor and Dobbins (1958) ●

8 Owens et al. (1984) ●

10 Tsivoglou and Wallace (1972) ●

11 Churchill et al. (1962) ●

13 Wilhelms and Smith (1961) ●

Tabella 3.4: Confronto fra i modelli descritti in base ai dati di input richiesti.

DATA QUAL2K CE-QUAL-RIV HSPF WASP6 EDSS

Geometric

− stream length

− connections scheme

− length of computational elements

− stream lengths

− connection scheme

− rating Tabellas

− length of computational elements

− drainage area

− channel length, width and direction

− connection scheme

− segment surface area and depth

− stream length

Meteorological

− cloud cover

− barometric pressure

− dry and wet bulb temperature

− wind speed

− evaporation coefficients

− net solar radiation

− dust attenuation coefficient

− cloud cover

− barometric pressure

− dry and wet bulb temperature

− wind speed

− dust attenuation coefficient

− solar radiation

− cloud cover

− dew point temperature

− precipitations

− potential evotranspiration

− time series of solar radiation

− wind speed and direction

− photoperiod

− temperature

− summer and winter precipitation

−

Hydrologic

− steady-state flow at all upstream boundaries

− steady-state point inflow or withdrawal

− steady-state lateral inflows and withdrawals

− upstream discharge or elevation

− downstream discharge, elevation or rating curve

− time-dependent lateral inflows

− time-dependent point inflows or withdrawals

− internally computed

− time series of headwater and tributary inflows

Computed by MONERIS model

Hydraulic

− coefficient for velocity-flow regression (optional)

− bottom roughness (Manning’s n)

− bottom width

− side and channel slope

− bottom roughness (Manning’s n)

− time series of flow

− cross-sectional geometry

− bottom elevation

− volume and discharge/ depth for each reach

− average channel slope

− variable flow series or mean flow

− velocity at mean flow

− roughness

− coefficients for velocity-flow regression (steady- state or time variable)

− cross sectional geometry

− bottom elevation

− series of segment volume, flow and bottom roughness

− bottom width

− bottom roughness

− side and channel slope

Water quality

− inflow concentrations, temperature, DO, CBOD (fast &

slow), conservative constituent.

− initial conditions at upstream boundary

− inflow concentration, temperature, DO, BOD

− initial and boundary conditions for all modeled stat variables

− inflow and runoff concentration temperature bentic demand and toxic organic pollutant

− inflow concentration, temperature, DO, BOD

− initial and boundary conditions for all modeled stat variables

− inflow, temperature, nutrient, TSS concentrations, water color and odor

Effluent ⁻ Flow rates and constituents concentration

− Flow rates and constituents concentration

− Flow rates and constituents concentration

− time series of loadings for all water quality state variables

− Flow rates and constituents concentration

Reaction rates

− rearation, oxidation and solving rate coefficients

− nutrients half saturation coefficients

− temperature correction factors

− rearation, oxidation and solving rate coefficients

− nutrients half saturation coefficients

− temperature correction factors

− rearation, oxidation and solving rate coefficients

− nutrients half saturation coefficients

− temperature correction factors

− rearation, oxidation and solving rate coefficients

− nutrients half saturation coefficients

− temperature correction factors

− internally computed

Other

− latitude, longitude and elevation of the basin

− day of the year

− computational time step

− concentration and sources of flow augmentation

− incremental inflow and outflows

− computational time steps

− latitude, longitude and elevation of basin

−

− elevation, latitude, and slope of each land area

− vegetation cover of each land area

− computational time steps

− scale/conversion factor

− SOD

− benthic nutrient fluxes

− extinction coefficient

− status of streambed, banks and riparian area

− streambed habitat