Studio sperimentale per la disinfezione di acque superficiali a salvaguardia della balneazione nella costa apuo-versiliese

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DIPARTIMENTO DI INGEGNERIA DELL’ENERGIA, DEI SISTEMI,

DEL TERRITORIO E DELLE COSTRUZIONI

Corso di laurea magistrale in Ingegneria Idraulica, dei

Trasporti e del Territorio

(Curriculum Idraulica)

TESI DI LAUREA

Studio sperimentale per la disinfezione di acque superficiali a

salvaguardia della balneazione nella costa apuo-versiliese

Relatore: Candidato:

Prof. Renato Iannelli Lorenzo Fosco

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Indice

1 Introduzione ... 1

2 Normativa di riferimento ... 3

2.1 Norme in materia di acque di balneazione ... 4

2.2 Monitoraggio dei corpi idrici superficiali ... 9

3 Misura dell’inquinamento delle acque ... 11

3.1 Parametri di qualità ... 11

3.1.1 Parametri fisici ed organolettici ... 11

3.1.2 Parametri chimici ... 13

3.1.3 Parametri microbiologici ... 15

3.1.3.1 Principali microrganismi ... 16

3.1.3.2 Indicatori microbiologici per la contaminazione fecale ... 18

3.1.3.3 Ricerca degli indicatori di contaminazione fecale ... 21

3.1.3.4 Rielaborazione dei dati e analisi statistiche ... 23

4 Contaminazione microbiologica delle acque: cause e provvedimenti ... 24

4.1 Reti di fognatura: generalità ... 24

4.2 Analisi delle cause di contaminazione microbiologica nel litorale apuo-versiliese 27 4.3 Controllo della contaminazione microbica ... 31

4.4 Acido peracetico (PAA) e sue caratteristiche ... 34

4.4.1 Pericoli per la salute umana e l’ambiente ... 37

4.4.1.1 Rischio per la salute umana ... 40

4.4.1.2 Rischio per l’ambiente ... 42

4.5 Modalità di utilizzo dell’acido peracetico ed efficacia della disinfezione ... 44

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4.5.2 Esperienze di trattamento con acido peracetico ... 48

5 Monitoraggio e analisi delle modalità di dosaggio ... 53

5.1 Piano di monitoraggio e punti di campionamento ... 53

5.2 Descrizione degli impianti previsti ... 56

5.3 Regolazione del dosaggio di PAA e relative problematiche ... 60

5.3.1 Considerazioni sulla scelta del sistema di controllo adottato ... 63

6 Studio delle modalità di dosaggio nelle idrovore ... 64

6.1 Verifica del dosaggio e fasi realizzative dell’algoritmo di calcolo ... 65

6.2 Studio dell’idrovora di Villa Luporini ... 68

6.3 Studio dell’idrovora di Via Fratti ... 76

7 Risultati ... 83

7.1 Fase di pre-opera ... 83

7.2 Fase di messa a punto del dosaggio ... 84

7.3 Considerazioni sull’efficienza della disinfezione ... 87

8 Conclusioni ... 91

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Indice delle figure

Figura 2.1 Aree di balneazione lungo il litorale della Versilia (ARPAT 2016) ... 7

Figura 4.1 Schema di una rete unitaria dotata di scaricatore di piena e andamento delle portate avviate alla depurazione (Bonomo, 2008)... 25

Figura 4.2 Reticolo idrografico della Versilia (ARPAT 2012) ... 28

Figura 4.3 Reazioni dell’acido peracetico con vari agenti chimici e fisici presenti nell’ambiente acquatico (Luukkonen et al., 2017) ... 37

Figura 4.4 Risultati della disinfezione con PAA nel Fosso Fiumetto negli anni 2005, 2006, 2007 ... 51

Figura 4.5 Risultati della disinfezione con PAA nel Fosso Motrone negli anni 2005, 2006, 2007 ... 52

Figura 5.1 Planimetria dei punti di prelievo relativi al Fosso dell’Abate ... 56

Figura 5.2 Serbatoio di stoccaggio (volume 7 m3_{) all’interno dell’impianto di Villa Luporini} (per disinfezione interna alla vasca di aspirazione)... 58

Figura 5.3 Misuratore fotometrico di acido peracetico con sensore di temperatura ... 59

Figura 5.4 Schema del controllo predittivo e in retroazione ... 60

Figura 6.1 Sezione della stazione di sollevamento di Villa Luporini ... 68

Figura 6.2 Curva caratteristica delle pompe sommergibili, evidenziata in giallo (modello Amacan PA4 700-470) (idrovora Villa Luporini) ... 70

Figura 6.3 Pianta e sezione della vasca di aspirazione della stazione di sollevamento di Villa Luporini ... 72

Figura 6.4 Grafico ottenuto dall’elaborazione dei dati relativi al 17/05/2017 per il confronto fra i volumi e la verifica del dosaggio di PAA (idrovora Villa Luporini)... 73

Figura 6.7 Sezione della stazione di sollevamento di Via Fratti ... 76

Figura 6.8 Curva caratteristica delle pompe sommergibili, evidenziata in giallo (modello Amacan PA4 800-540) (idrovora Via Fratti) ... 77

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Figura 6.10 Grafico ottenuto dall’elaborazione dei dati relativi al 20/05, 21/05, 22/05, 23/05 per il confronto fra i volumi e la verifica del dosaggio di PAA (idrovora Via Fratti) 80 Figura 6.11 Grafico ottenuto dall’elaborazione dei dati relativi al 25/05, 26/05, 27/05, 28/05 per il confronto fra i volumi e la verifica del dosaggio di PAA (idrovora Via Fratti) 81 Figura 7.1 Andamento degli indicatori batterici nelle idrovore in fase di pre-opera (media logaritmica e deviazione standard) ... 83 Figura 7.2 Andamento degli indicatori batterici e abbattimento logaritmico relativi al periodo analizzato (dal 11/04 al 31/05) (idrovora Villa Luporini) ... 84 Figura 7.3 Andamento degli indicatori batterici e abbattimento logaritmico relativi al periodo analizzato (dal 11/04 al 25/07) (idrovora Villa Luporini) ... 86 Figura 7.4 Andamento degli indicatori batterici e abbattimento logaritmico relativi al periodo analizzato (dal 11/04 al 09/08) (idrovora Via Fratti) ... 89 Figura 7.5 Andamento degli indicatori batterici e abbattimento logaritmico relativi al periodo analizzato (dal 07/08 al 12/10) (idrovora Villa Luporini) ... 90

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Indice delle tabelle

Tabella 2.1 Allegato 1 D.Lgs. 116/08. Valori utili per la classificazione qualitativa delle acque ... 8 Tabella 2.2 Raccolta dei principali parametri ecotossicologici ... 10 Tabella 3.1 Patogeni causa di malattie ed infezioni nell’uomo (tradotta e modificata da WHO 2003) ... 18 Tabella 3.2 Parametri microbiologici e relativi metodi analitici ... 21 Tabella 4.1 Caratteristiche dei principali disinfettanti utilizzati nel settore delle acque reflue (Bonomo, 2008) ... 33 Tabella 4.2 Potenziale di ossidazione di varie specie (tradotta e modificata da Coyle et al., 2014) ... 36 Tabella 4.3 Composizione di due formulazioni di PAA al 15% (Block, 2001) ... 37 Tabella 4.4 Valori limite per l’esposizione della popolazione generale al PAA (tradotto e modificato da NAC/AEGL Committee 2010) ... 42 Tabella 4.5 Tossicità dell’acido peracetico sugli organismi acquatici (ECETOC 2001) ... 44 Tabella 4.6 Risultati di vari studi su acque reflue o effluenti di vari stadi del processo di depurazione ... 46 Tabella 6.1 Scala livelli liquidi-sezioni orizzontali bagnate (idrovora Villa Luporini) ... 72 Tabella 6.2 Scala livelli liquidi-sezioni orizzontali bagnate (idrovora Via Fratti) ... 79

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1 Introduzione

Il presente lavoro riguarda la sperimentazione della disinfezione tramite l’utilizzo di acido peracetico (PAA) al fine di garantire la salvaguardia della balneabilità della costa versiliese mantenendo sotto controllo la contaminazione microbica. Il territorio apuo-versiliese è una zona di bonifica idraulica, interessata da una notevole rete di drenaggio che vede come terminali di sbocco a mare dell’intero reticolo idrografico della zona di bonifica la foce del Fosso dell’Abate, Fosso Fiumetto e Fosso Motrone. Questi tre corsi d’acqua risultano, quindi, di fondamentale importanza poiché considerati fattori pregiudicanti la qualità igienico-sanitaria delle acque di balneazione del litorale apuo-versiliese; infatti al loro interno avviene un trasporto tutt’altro che trascurabile di acque inquinate da episodi di contaminazione fecale (ARPAT 2012, 2013). Tale situazione ha portato ad inevitabili divieti di balneazione secondo l’attuale normativa in vigore.

L’intervento oggetto di studio, vale a dire l’installazione di un sistema di disinfezione in fase liquida basato su acido peracetico, è stato inserito all’interno dell’“Accordo di Programma per la tutela delle foci fluviali e delle acque marino costiere della riviera apuo-versiliese” (Decreto del 7 ottobre 2014 numero 148) la cui finalità è la significativa riduzione del rischio igienico-sanitario nelle acque costiere prospicienti le foci fluviali.

L’ Accordo di Programma descrive all’interno dell’Articolo 2 le così dette “Azioni prioritarie di immediata attivazione”; tra queste, unitamente ad ulteriori provvedimenti di significativa importanza, è presente anche l’intervento studiato nella presente tesi:

− interventi di ricerca e risoluzione degli eventuali allacci di scarichi di acque reflue sulle reti bianche, nonché di scolmatori delle reti nere o fognature miste sul reticolo idraulico delle acque superficiali interne, nelle aree contermini le foci fluviali del Fosso dell’Abate, Fosso Fiumetto e Fosso Motrone;

− completamento delle indagini sulle fognature nere al fine di individuare e rimuovere gli eventuali by-pass verso le fognature bianche in tutti i comuni interessati;

− attuazione degli interventi e degli impianti di abbattimento della carica batterica a monte della foce del Fosso dell’Abate, Fosso Fiumetto e Fosso Motrone.

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1 Introduzione

2 Sono, inoltre, previsti ulteriori provvedimenti definiti, sempre nell’Articolo 2 dell’Accordo di Programma, come “Altre azioni”:

− interventi di estensione e adeguamento di parti di rete fognaria nei comuni della piana apuo-versiliese;

− interventi di adeguamento funzionale (potenziamento della capacità depurativa, vasche di disinfezione) e/o dismissione di depuratori di acque reflue urbane nei comuni della piana apuo-versiliese;

− realizzazione di vasche di prima pioggia per la depurazione delle portate meteoriche in eccesso, anche con il riutilizzo dei volumi dei depuratori dismessi, e con l’eventuale abbinamento a sistemi di fitodepurazione; interventi di manutenzione ordinaria delle condotte bianche e delle condotte nere e miste;

− monitoraggio della qualità delle acque del reticolo idrografico afferente alle foci fluviali;

− coordinamento delle attività dei Comuni e del Consorzio Comprensivo n. 1 Toscana Nord nella gestione delle attività di drenaggio verso mare delle acque meteoriche intercettate dal reticolo idrografico interno.

L’insieme delle azioni sopra citate permette di osservare l’elevato numero di problematiche presenti all’interno del territorio apuo-versiliese, alle quali è naturalmente legata una notevole complessità di intervento. La sperimentazione della disinfezione tramite l’utilizzo di acido peracetico si pone, quindi, in un contesto ben più ampio; di conseguenza tale sperimentazione rappresenta una soluzione temporanea, in quanto la stessa verrà coadiuvata e sostituita da adeguamenti strutturali definitivi, elencati precedentemente e contenuti nell’Accordo di Programma.

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2 Normativa di riferimento

Normalmente, per la tutela igienico-sanitaria delle acque naturali gli scarichi che si immettono nei corpi idrici possono essere trattati con opportuni sistemi di disinfezione. In genere, la disinfezione diretta delle acque naturali non è applicata e, quindi, non è disciplinata da alcuna regolamentazione o linea guida.

Le procedure di disinfezione vengono di solito applicate alle acque destinate al consumo umano distribuite attraverso una rete acquedottistica (D.Lgs 31/2001), o alle acque reflue in previsione del loro riutilizzo in attività umane come l'acquacoltura e l'agricoltura, oppure della loro restituzione all'ambiente attraverso l'immissione nei corpi idrici (DM 2/5/2006 ai sensi dll’art.99 comma 1 D.Lgs 152/2006).

Nel caso oggetto di studio la verifica del raggiungimento degli obiettivi di tutela ambientale e igienico-sanitaria è attuata sulla base degli esiti delle attività di monitoraggio, le cui specifiche sono contenute nell’Articolo 7 (“Piano di Monitoraggio ambientale”) dell’Accordo di Programma; si riportano i punti di principale importanza:

a)_{monitoraggio delle acque marino costiere destinate alla balneazione effettuato da} ARPAT ai sensi del D.Lgs 30 maggio 2008 n. 116 (“Attuazione della direttiva 2006/7/CE relativa alla gestione della qualità delle acque di balneazione e abrogazione della direttiva 76/160/CEE”);

b)_{monitoraggio dei corpi idrici superficiali interni risultante dal monitoraggio ARPAT} in attuazione del D.Lgs 152/2006:

c)_{monitoraggio del reticolo minore delle acque interne effettuato dai Comuni di} Forte dei Marmi e di Pietrasanta;

d)_{monitoraggio degli effetti sull’ambiente e dell’efficacia della sperimentazione.} Risulta quindi evidente che durante l’intero processo di monitoraggio si farà riferimento sia al D.Lgs 30 maggio 2008 n. 116 in materia di acque di balneazione che al D.Lgs 152/2006 in relazione alle acque superficiali.

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2 Normativa di riferimento

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2.1 Norme in materia di acque di balneazione

Le più recenti conoscenze scientifiche e tecniche hanno portato alla Direttiva 2006/7/CE del 15 febbraio 2006; questa è stata recepita in Italia con il D.Lgs 30 maggio 2008 n. 116, successivamente attuato tramite il Decreto del Ministero della Salute 30 marzo 2010 che definisce i criteri per determinare il divieto di balneazione e le specifiche tecniche per l’attuazione del D.Lgs 116/08.

Il D.Lgs 30 maggio 2008 si compone di tre parti principali: una prima parte contenente le “Disposizioni generali”; una seconda parte relativa alla “Qualità e gestione delle acque di balneazione”; una terza parte riguardante lo “Scambio di informazioni”. Sono presenti, inoltre, cinque allegati contenenti informazioni di dettaglio relative ai vari concetti esposti nelle tre parti precedentemente citate.

Tale Decreto, come recepimento della Direttiva europea, si avvale di strumenti innovativi finalizzati alla tutela della salute dei bagnanti; in questo senso le attività di monitoraggio vengono a porsi come uno dei molteplici strumenti e non necessariamente il principale per importanza. In accordo con la Direttiva, il monitoraggio deve essere finalizzato all’osservazione e alla valutazione della qualità delle acque di balneazione per un periodo di tempo sufficientemente lungo, atto a garantire una classificazione realistica. Inoltre si cerca di non basarsi su semplici misurazioni e calcoli, bensì su adeguate misure di gestione e di garanzia della qualità.

A tal proposito sono stati introdotti i così detti profili delle acque di balneazione, che permettono di individuare le principali fonti di inquinamento presenti nel territorio e la loro relazione con la qualità delle acque di balneazione. Per valutare l’influenza delle varie fonti di contaminazione è necessario che siano note le caratteristiche fisiche, geografiche e idrologiche delle acque di balneazione e le relazioni tra queste e altre acque di superficie nel bacino drenante. Si riporta, per una maggiore comprensione, parte dell’Allegato III contenuto nel D.Lgs n.116, 30 maggio 2008:

Il profilo delle acque di balneazione di cui all'articolo 6 contiene:

a) la descrizione delle caratteristiche fisiche, geografiche e

idrologiche delle acque di balneazione e di altre acque di superficie nel bacino drenante delle acque di balneazione interessate, che

potrebbero essere una fonte di inquinamento, rilevanti ai sensi della presente direttiva e come previsto nella direttiva 2000/60/EC;

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b) l'identificazione e la valutazione delle cause di inquinamento che possono influire sulle acque di balneazione e danneggiare la salute dei bagnanti;

c) la valutazione del potenziale di proliferazione cianobatterica; d) la valutazione del potenziale di proliferazione di macroalghe e/o fitoplancton;

e) se la valutazione di cui alla lettera b) segnala la presenza di un rischio di inquinamento di breve durata, le seguenti informazioni: previsioni circa la natura, la frequenza e la durata dell'inquinamento di breve durata previsto,

informazioni dettagliate sulle restanti cause di inquinamento, incluse le misure di gestione adottate e le scadenze fissate per l'eliminazione di dette cause,

le misure di gestione adottate durante l'inquinamento di breve durata e l'identita' e le coordinate degli organismi responsabili della loro adozione;

f) l'ubicazione del punto di monitoraggio.

Una delle principali utilizzazioni delle informazioni derivanti da un’adeguata descrizione del profilo riguarda l’individuazione delle cause e delle condizioni che possono essere responsabili degli eventi di contaminazione di breve durata, che sono appunto quelle maggiormente responsabili di possibili effetti sulla salute dei bagnanti. Nell’Articolo 2 del D.Lgs 116/08 è definita come la contaminazione microbiologica le cui cause sono chiaramente identificabili e che si presume normalmente non influisca sulla qualità delle acque di balneazione per più di 72 ore circa dal momento della prima incidenza sulla qualità delle acque di balneazione stesse. Questa tipologia di inquinamento è legata a problematiche dovute al sistema fognario stesso o alle opere per il trattamento delle acque reflue, oppure ad eventuali eventi meteorici; viene fatto notare che la quasi totalità delle problematiche che si presentano nel territorio oggetto di studio appartengono alla categoria appena descritta.

Dall’estratto del D.Lgs 116/08 riportato in precedenza relativo ai profili delle acque è possibile notare, in corrispondenza del punto e), la necessità di riportare informazioni aggiuntive nel caso si ravvisasse la presenza di un rischio di inquinamento di breve durata. Questo tipo di rischio, quindi, viene prevenuto soprattutto con un’informazione tempestiva ai cittadini relativa al previsto peggioramento ed alla sua durata. In questi casi la balneazione può essere sconsigliata o vietata dalle autorità competenti.

Per ciò che concerne il monitoraggio, nell’Articolo 6 del D.Lgs 116/08 vengono fornite tutte le specifiche prescrizioni riguardanti lo stesso. I parametri da monitorare sono due:

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6 Enterococchi intestinali ed Escherichia coli. La potenziale soggettività di tale attività viene esclusa tramite l’introduzione di un programma di monitoraggio, fissato prima dell’inizio di ogni stagione balneare; il campionamento, quindi, dovrà essere effettuato non oltre quattro giorni dopo la data indicata nel calendario di monitoraggio.

I punti di monitoraggio e, più in generale, le acque destinate alla balneazione, nonché le aree in cui la balneazione è vietata, vengono individuate dalla Regione. L’attuale assetto è stato definito in buona parte nel 2010; in quella occasione Regione ed ARPAT, sulla base delle conoscenze territoriali e dei risultati di oltre 20 anni di controlli, individuarono le nuove aree di balneazione facendo riferimento a tratti di costa con caratteristiche naturali (geomorfologiche, idrologiche, ecc.) ed antropiche (limiti amministrativi, ambiti gestionali) sostanzialmente uniformi. Nell'ambito di ciascuna area il punto di controllo è stato posizionato laddove si concentrano gli eventuali fattori di rischio (presenza di porti, centri urbani, ecc.) o dove si erano evidenziate condizioni più critiche (campioni non a norma, concentrazioni medie di batteri fecali, ecc.) o, a parità di rischio, dove si ipotizzava il maggior afflusso di bagnanti. Inoltre, ogni anno, si procede alla revisione dell’elenco delle acque di balneazione e dei relativi punti di monitoraggio, con l’eventuale individuazione di punti aggiuntivi laddove fossero necessari approfondimenti. Per meglio inquadrare la situazione oggetto di studio viene riportata nella figura 2.1 la rappresentazione del litorale della Versilia, suddivisa in aree di balneazione sottoposte a monitoraggio secondo la normativa:

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Figura 2.1 Aree di balneazione lungo il litorale della Versilia (ARPAT 2016)

A questo punto i dati del monitoraggio vengono utilizzati per la valutazione della qualità delle acque di balneazione, inserendo la stessa valutazione all’interno di una classifica suddivisa in base a categorie di qualità: scarsa, sufficiente, buona, eccellente. Si riportano nella tabella 2.1 le informazioni contenute nell’Allegato I del D.Lgs 116/08, vale a dire i valori soglia utili per la valutazione:

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Tabella 2.1 Allegato 1 D.Lgs. 116/08. Valori utili per la classificazione qualitativa delle acque

Nel caso di classificazione di “qualità scarsa”, vale a dire con valori peggiori rispetto a quelli corrispondenti a “qualità sufficiente”, la Regione deve: assicurare adeguate misure di gestione, incluso l’eventuale divieto di balneazione; individuare le cause del mancato raggiungimento della “qualità sufficiente”; garantire misure per impedire, ridurre o eliminare le cause di inquinamento; informare il pubblico. Se le acque sono classificate di “qualità scarsa” per cinque anni consecutivi viene disposto un divieto permanente alla balneazione.

Risulta utile aggiungere che viene richiesta dal D.Lgs 116/08 una particolare attenzione anche in relazione a fattori di rischio diversi dagli agenti microbiologici. Tra i principali fattori di rischio vanno annoverati cianobatteri, macroalghe e fitoplancton marino.

Un ulteriore elemento utile contenuto nel D.Lgs 116/08 è la partecipazione del pubblico. Infatti è necessario assicurare che siano fornite opportunità di informarsi e di formulare eventuali suggerimenti, osservazioni o reclami. L’informazione del pubblico riveste, quindi,

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9 un ruolo fondamentale perché i bagnanti avranno tutte le informazioni necessarie sulla qualità delle acque di balneazione e dei potenziali fattori di rischio presenti. Tale questione è esposta in dettaglio nella terza ed ultima parte del Decreto (Capo III-“Scambio di informazioni”).

2.2 Monitoraggio dei corpi idrici superficiali

Il controllo dello stato di qualità dei corsi d’acqua viene garantito dall’applicazione della Direttiva Quadro Acque 2000/60/CE, recepita in Italia attraverso l’emanazione del D.Lgs 152/2006 e le successive integrazioni da parte del Ministero dell’Ambiente e della Tutela del Territorio e del Mare (DM 131/2008, DM 56/2009, DM 260/2010). La Direttiva 2000/60/CE indica, per tutte le tipologie di corpi idrici, gli elementi specifici per la classificazione dello stato ecologico, il quale rappresenta l’espressione della complessità degli ecosistemi acquatici, della natura fisica e chimica delle acque e dei sedimenti, delle caratteristiche del flusso idrico e della struttura fisica del corpo idrico, considerando comunque prioritario lo stato degli elementi biotici dell’ecosistema. Inoltre lo sviluppo di linee guida e di protocolli per i metodi di campionamento fornisce un supporto alla normativa; tale attività viene coordinata dall’Istituto Superiore per la Protezione dell’Ambiente (ISPRA) e vi partecipano rappresentanti delle Agenzie e delle Istituzioni di ricerca nazionali.

Nell’ambito delle analisi e del monitoraggio le indagini biologiche ed ecotossicologiche assumono, quindi, un ruolo centrale. In particolare l’ecotossicologia studia gli effetti tossici degli agenti chimici e fisici su popolazioni o comunità all’interno dell’ecosistema. Di conseguenza, la totalità dei test ecotossicologici mira a fornire informazioni sul significato biologico della contaminazione; il loro scopo è quello di verificare se un composto potenzialmente tossico, o un campione ambientale, causa una risposta biologica rilevante negli organismi utilizzati per i test. Il parametro osservato e misurato nei differenti gruppi di organismi, detto endpoint, può essere la mobilità, la sopravvivenza, la crescita oppure qualsiasi variabile biochimica o fisiologica quantificabile. La finalità è quella di stabilire quale tipo di relazione esiste tra endpoint e concentrazione della sostanza del campione.

Oltre alle considerazioni appena svolte, si ritiene necessario puntualizzare che nell’ambito della prima fase della sperimentazione oggetto di studio la disinfezione con PAA ha

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10 riguardato le sole idrovore afferenti al Fosso dell’Abate, le quali, costituendo dei sistemi confinati, hanno permesso di assimilare tale contesto a quello relativo alla disinfezione di scarichi, piuttosto che di acque superficiali.

Tale considerazione ha permesso l’utilizzo della Tabella 3, Allegato 5, Parte terza del D.Lgs 152/06, la quale riporta i valori limite per lo scarico di acque reflue industriali in acque superficiali. Di particolare importanza risulta il “Saggio di tossicità acuta”: il campione viene considerato tossico, vale a dire non accettabile, quando dopo 24 ore di esposizione il numero degli organismi immobili è uguale o maggiore del 50% del totale.

I principali parametri ecotossicologici considerati si distinguono in due gruppi, per acque dolci e per acque marino/salmastre, vista la variabilità della salinità rilevata alle foci dei corsi d’acqua analizzati.

Saggio acuto per acque marino/salmastre

Organismo Endpoint Parametro

ecotossicologico Metodo e tipologia saggio Vibrio fischeri (batterio bioluminescente) Inibizione bioluminescenza batterica (5’-15’-30’) Effetto > 50% oppure <50% ISO 11348-3:2007 acuto Artemia franciscana (crostaceo) Mortalità (24 h) Effetto > 50% oppure <50% APAT-IRSA 8060:2003 acuto Saggio acuto per acque dolci

Organismo Endpoint Parametro

ecotossicologico Metodo e tipologia saggio Vibrio fischeri (batterio bioluminescente) Inibizione bioluminescenza batterica (5’-15’-30’) Effetto > 50% oppure <50% ISO 11348-3:2007 acuto Daphnia magna (crostaceo) Mortalità (24 h) Effetto > 50% oppure <50% APAT-IRSA 8020:2003 acuto

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3 Misura dell’inquinamento delle acque

La qualità delle acque e le sue modificazioni sono determinate dallo sversamento dei carichi inquinanti nell’ambiente ed in particolare dalle acque di rifiuto prodotte dalle attività civili ed industriali. Una reale condizione di inquinamento si presenta nel momento in cui l’acqua risulta essere inadatta alle varie forme di utilizzo alle quali è destinata, oppure è in grado di alterare gli equilibri di vita animale e vegetale presenti.

I fenomeni di inquinamento, i quali scaturiscono dalla contaminazione delle acque naturali da parte di reflui urbani, industriali o agricoli, possono essere elencati sinteticamente nel seguente modo: − Inquinamento estetico-organolettico − Deossigenazione − Eutrofizzazione − Inquinamento microbiologico − Inquinamento chimico − Inquinamento termico

Naturalmente, per ciò che concerne la sperimentazione della disinfezione tramite l’impiego di acido peracetico, l’inquinamento microbiologico assume importanza preponderante rispetto agli altri fenomeni.

3.1 Parametri di qualità

La totalità delle caratteristiche di un campione analizzato possono essere definite per mezzo dei seguenti parametri di qualità principali. Si attribuirà, naturalmente, maggior importanza ai parametri presi in esame durante le campagne di monitoraggio relative alla sperimentazione del sistema di disinfezione oggetto di studio.

3.1.1 Parametri fisici ed organolettici

a)_{Contenuto solido}

Le acque possono contenere solidi sia in forma disciolta, come ad esempio ioni o molecole, sia in forma sospesa, come aggregati più complessi. Un’ulteriore distinzione può esser

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3 Misura dell’inquinamento delle acque

12 fatta in base alla natura del materiale; si possono avere infatti solidi organici e solidi inorganici.

I solidi si presentano di carattere prevalentemente organico nel caso di acque reflue, soprattutto se si parla di liquami di origine domestica. Infatti i liquami industriali presentano un’ampia varietà, di conseguenza è difficoltoso prevedere quale sia la natura contenuto solido, che potrà spaziare dalla natura prettamente organica a quella prettamente inorganica.

b)_Torbidità

Viene misurata diffondendo raggi di luce attraverso il campione d’acqua e valutando gli effetti di “assorbimento” e “diffusione” i quali risultano più pronunciati all’aumentare della presenza di solidi in sospensione.

c)_Colore

L’acqua può assumere colorazioni varie sia per effetti naturali che per cause di inquinamento dovute a sversamenti di acque reflue. La colorazione può, in aggiunta, essere dovuta sia a sostanze sospese, prendendo il nome di “colorazione apparente”, sia a sostanze disciolte, anche detta “colore vero”.

d)_{Odore e sapore}

Tali parametri risultano essere fondamentali per le acque di approvvigionamento e per le acque potabili; per tale ragione trovano importanza marginale, in questo caso, rispetto agli altri parametri.

e) Temperatura

L’importanza di questo parametro è legata soprattutto alla velocità dei processi biologici di depurazione ed autodepurazione nei confronti delle sostanze organiche. Inoltre è connessa alla solubilità dei gas, in particolare dell’ossigeno, in acqua.

f) Conducibilità elettrica specifica

È un parametro che permette una misura, seppur approssimata, dei solidi disciolti in acqua. Si basa infatti sulla capacità dell’acqua di condurre elettricità.

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3.1.2 Parametri chimici

a) Domanda biologica di ossigeno (BOD)

La maggior parte delle sostanze organiche, in particolare quelle presenti negli scarichi sia urbani che industriali, sono biodegradabili. In tale contesto il BOD viene a rappresentare una misura del contenuto di sostanza biodegradabile. Tuttavia si tratta di una misura indiretta: viene, infatti, determinato il quantitativo di ossigeno consumato dalla flora batterica presente nell’acqua per ossidare i composti biodegradabili. La valutazione della domanda biologica di ossigeno si basa, quindi, su un processo biochimico aerobico (presenza di ossigeno disciolto in acqua) espletato da una flora batterica che può essere già presente nel campione, come nel caso di liquami domestici, oppure che viene appositamente inoculata in caso contrario.

b)_{Domanda chimica di ossigeno (COD)}

A differenza del BOD, per la valutazione di questo nuovo parametro, non ci si basa più su reazioni biologiche, bensì sull’ossidazione chimica diretta a mezzo di un ossidante energico. Infatti il COD è una misura indiretta del contenuto totale di sostanza organica in un campione d’acqua; viene misurato il quantitativo di ossigeno chimico occorrente per l’ossidazione.

c)_{Carbonio organico totale (TOC)}

Il TOC rappresenta la misura del carbonio organico contenuto in un campione d’acqua. Spesso viene utilizzato come indicatore non-specifico della qualità delle acque.

d)_Nutrienti

Con il termine nutrienti si fa riferimento essenzialmente al carbonio, all’azoto ed al fosforo, elementi essenziali per lo sviluppo di batteri, alghe e della vita acquatica in generale. Il carbonio è reso disponibile in abbondanza negli ambienti acquatici e per tale motivo non costituisce mai un fattore limitante la crescita. Al contrario i composti dell’azoto e del fosforo, essendo elementi limitanti la crescita, rivestono un ruolo importante nel metabolismo delle varie forme di vita acquatica.

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14 L’azoto si presenta, nei sistemi acquatici, sotto forma di: azoto molecolare, ammoniaca o ione ammonio (in funzione del pH), nitriti, nitrati. Inoltre l’azoto è presente anche in forma organica, mentre la presenza di azoto, gas disciolto, è modesta generalmente.

Il fosforo, nei corpi idrici, si presenta prevalentemente come ortofosfato, tuttavia può essere osservato anche come fosforo organico. Inoltre, nelle acque di rifiuto, si distinguono anche i fosfati condensati, formati per condensazione di due o più molecole di ortofosfati.

e)_Durezza

La durezza di un’acqua è data sostanzialmente dalla concentrazione di ioni metallici multivalenti, tra cui, soprattutto, Calcio e Magnesio. Si può distinguere tra durezza carbonatica, associata ai carbonati, e durezza non carbonatica, associata ad altri anioni.

f)_{Alcalinità e pH}

L’alcalinità di un’acqua è data dalla presenza di carbonati, bicarbonati e idrossidi. Tali composti hanno la capacità di neutralizzare l’acidità e quindi conferiscono all’acqua un potere tampone.

Il pH, rappresentante una scala di misura dell’acidità e della basicità di una soluzione, ha grande rilevanza per le reazioni chimiche e biochimiche che intervengono nei sistemi acquosi; infatti ad esso sono molto sensibili i microviventi che attuano le trasformazioni della sostanza organica biodegradabile.

g)_{Altri composti chimici}

Oltre ai parametri citati esiste una varietà molto ampia di altri composti chimici rintracciabili in acque sia naturali che reflue. È possibile effettuare una distinzione tra presenze naturali (“ioni comuni”) e i composti di origine antropica i quali possono causare anche elevato grado di tossicità per la salute dell’uomo. I principali risultano: sostanze oleose, tensioattivi, composti organici volatili, pesticidi, metalli pesanti.

I principali parametri chimico-fisici sono stati determinati direttamente sul sito di rilevazione, contestualmente al campionamento. Sono state impiegate sonde multiparametriche che hanno permesso la determinazione, per ciascun campione, dei

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15 seguenti parametri: pH, temperatura, conducibilità elettrica, solidi sospesi, ossigeno disciolto (O2), salinità.

Ulteriori indagini ed analisi chimiche sono state condotte lungo le asta fluviali esclusivamente come parametri di approfondimento per la valutazione dell’inquinamento delle acque superficiali. Tali analisi consistono nella determinazione, tramite misura spettrofotometrica, di ammoniaca, nitriti, nitrati, fosfati, solfati e COD.

In relazione alla particolare sperimentazione oggetto di studio, la quale prevede l’impiego dell’acido peracetico quale agente disinfettante, si è resa necessaria anche la determinazione del PAA residuo, valore che è stato determinato, sempre in loco contestualmente al campionamento, tramite misura spettrofotometrica. Il risultato di tale analisi è stato espresso in parti per milione (ppm).

3.1.3 Parametri microbiologici

I microrganismi presenti nelle acque assumono un’importanza rilevante per due principali ragioni: la prima è relativa al ruolo che essi svolgono nella diffusione di malattie trasmissibili oralmente; la seconda riguarda l’azione che essi svolgono nei processi biologici di depurazione. Nel caso oggetto di studio la problematica legata alle malattie a trasmissione oro-fecale rappresenta l’aspetto preponderante.

All’interno degli scarichi la presenza di microrganismi è legata soprattutto alle deiezioni umane ed animali, le quali vengono allontanate, dopo esser state raccolte, attraverso gli scarichi stessi. I microrganismi intestinali eliminati dall’uomo possono esser distinti in:

− banali: prevalentemente batteri idrolitici con funzioni digestive. Detti anche saprofiti, collaborano alla demolizione della sostanza organica. Sono, inoltre, innocui per l’organismo che li ospita;

− patogeni: se presenti allo stato virulento ed in quantità sufficienti possono causare malattie. Comprendono sia batteri, che virus, che uova di vermi.

Oltre alla causa di contaminazione fecale, umana o animale, delle acque, assume talvolta importanza anche quella non fecale rappresentata da vomito, muco, saliva e residui di pelle. Tuttavia, nel caso studiato, la prima causa di contaminazione è predominante rispetto alla seconda.

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16 Esiste un’ulteriore distinzione per ciò che concerne le cause che provocano la trasmissione di patologie nell’uomo; infatti queste sono da attribuirsi non solo ai microrganismi alloctoni provenienti dal tratto gastrointestinale di animali e dell’uomo, ma anche ai microrganismi provenienti dall’ambiente stesso, detti autoctoni. La concentrazione di questi ultimi non dipende dallo stato di salute della popolazione umana, cosa che invece avviene nel caso si microrganismi alloctoni, i quali sono strettamente collegati al numero di persone infette e dal numero di portatori asintomatici presenti nella comunità.

Nell’ambiente la permanenza dei patogeni dipende sia dalla vitalità del patogeno stesso che dalla capacità autodepurativa del corpo idrico considerato; naturalmente un eventuale processo di disinfezione, in grado di garantire una sufficiente efficacia, contribuisce all’eliminazione dei patogeni. Generalmente le concentrazioni di tali microrganismi sono funzione di diversi parametri, tra cui la stagionalità, le precipitazioni, le alte temperature, l’esposizione al sole diretto.

3.1.3.1 Principali microrganismi

Batteri

I batteri sono microrganismi unicellulari procarioti, con dimensioni dell’ordine di 1-10 µm. La loro riproduzione avviene per scissione binaria e possono trovarsi in cellule singole o strutturati a formare catene o aggregati. Possiedono una membrana polimerica semirigida che assicura l’integrità della cellula. Le specie batteriche si possono classificare in base al tipo di metabolismo (fermentazione, respirazione, fotosintesi), alle condizioni ambientali (aerobi o anaerobi, obbligati o facoltativi), all’intervallo di temperatura in cui sono in grado di proliferare (psicrofili, mesofili, termofili), alla fonte energetica (eterotrofi o autotrofi). In letteratura è possibile individuare la dose minima infettante indicativa per l’insorgenza di malattie, la quale risulta mediamente compresa, al variare dei microrganismi considerati, fra 10 e 108 _{unità (Masotti et al., 2005).}

Virus

I virus sono organismi più primitivi e piccoli dei batteri (12-500 nm), parassiti obbligati delle cellule eucariote. Sono sostanzialmente costituiti da molecole di DNA ed RNA racchiuse da un rivestimento proteico. Sono incapaci di autoriprodursi e di avere un metabolismo proprio; infatti il materiale genetico virale agisce modificando l’attività metabolica della

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17 cellula ospite, comportandone la morte e rendendo possibile la sintetizzazione di nuovi virus. La dose minima infettante in questo caso è inferiore a 102_{unità (Masotti et al., 2005);}

inoltre i virus presentano una maggiore resistenza alla disinfezione rispetto ai batteri.

Protozoi

Si presentano come microrganismi eucarioti unicellulari con dimensioni variabili tra 1 µm ed 1 mm. I protozoi vivono in tutti i tipi di ambiente, con preferenza per quello acquatico. La dose minima infettante è inferiore a 102_{unità (Metcalf et al., 2006)}_;_{lo stadio più}

pericoloso per la diffusione di infezioni è rappresentato dalle cisti, le quali consente al microrganismo di sopravvivere fuori dall’ospite per tempi relativamente lunghi. L’abbattimento dei protozoi richiede una disinfezione spinta; tuttavia, a causa delle dimensioni, le cisti sono facilmente individuabili e quindi rimuovibili tramite filtrazione.

Elminti

Con tale temine si intendono animali o stadi di sviluppo animale di tipo vermiforme, di lunghezza compresa fra 500 e 200 µm. Quelli più frequentemente presenti nelle acque reflue soni i platelminti e i nematodi, i quali sono presenti nell’uomo in qualità di parassiti intestinali rivestendo, quindi, grande importanza. La dose minima infettante in questo caso è minima, in quanto bastano una o poche unità a causare la malattia nell’organismo ospite (Masotti et al., 2005). La sopravvivenza degli elminti nell’ambiente è breve; ciò non si può dire per le uova, le quali presentano un forte grado di resistenza. Tuttavia, date le loro dimensioni, queste ultime sono sia filtrabili che sedimentabili.

Nella tabella 3.1, realizzata dalla World Health Organization, vengono riportati i principali patogeni che causano infezioni e malattie nell’uomo; al suo interno è presente una divisione tra rischio biologico di origine fecale e di origine non fecale:

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18

Rischio Biologico

Virus Origine fecale Origine non fecale

Adenovirus spp. Molluscipoxvirus

Hepatitis A Papillomavirus

Norovirus Adenovirus

Enterovirus

Batteri Shigella spp. Legionella spp.

E. coli 0157:H7 Pseudomonas spp.

Salmonella spp. Mycobacterium spp.

Staphylococcus aureus Leptospira spp.

Protozoi Giardia Naegleria fowleri

Cryptosporidium Acanthamoeba spp.

Plasmodium spp.

Elminti Ascaris spp.

Ancylostoma spp.; Necator spp. Trichuris spp.

Tabella 3.1 Patogeni causa di malattie ed infezioni nell’uomo (tradotta e modificata da WHO 2003)

3.1.3.2 Indicatori microbiologici per la contaminazione fecale

La qualità microbiologica di un corpo idrico si basa sull’individuazione di microrganismi indicatori la cui presenza è correlata a quella dei patogeni. Questo perché le metodiche di rilevamento e di quantificazione dei microrganismi patogeni sono spesso molto articolate, costose e richiedono un elevato livello di specializzazione; peraltro non sono disponibili per tutti i microrganismi.

Un organismo per essere elevato a ruolo di indicatore deve possedere i seguenti requisiti (ISS, 2005):

− deve essere presente nell’acqua tutte le volte in cui sono presenti i microrganismi patogeni;

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19

− la sua concentrazione nell’acqua deve essere in relazione a quella dei microrganismi patogeni e comunque deve riflettere il livello di inquinamento microbiologico;

− la sua sopravvivenza nell’acqua deve essere simile a quella dei microrganismi patogeni;

− la resistenza nei confronti dei trattamenti di depurazione e di disinfezione deve essere simile a quella dei microrganismi patogeni;

− non deve essere patogeno;

− il suo ruolo di indicatore deve essere valido in qualsiasi tipologia di acqua che richieda un programma di monitoraggio;

− le sue caratteristiche non devono mutare nel tempo;

− non deve essere in grado di moltiplicarsi o crescere nell’acqua;

− deve essere rilevabile con metodi semplici, accurati, rapidi ed economici.

In definitiva, quindi, il ricorso all’uso di organismi indicatori non consente una stima diretta della presenza di un dato microrganismo patogeno nell’ambiente idrico; permette, piuttosto, la valutazione della probabilità che esso sia presente. Tuttavia nessuno degli indicatori è in grado di garantire con certezza l’assenza di patogeni, soprattutto di quelle forme dotate di alto potere infettante ed elevata resistenza alle condizioni ambientali ed alla disinfezione.

I microrganismi usati come indicatori non sono sempre stati gli stessi; inizialmente sono stati presi in considerazione i coliformi, quindi i coliformi totali, quelli fecali e attualmente si utilizzano come indicatori E. coli ed Enterococchi intestinali. I primi studi epidemiologici che dimostrarono la relazione tra batteri indicatori e patogeni sono stati condotti da Cabelli et al., 1983 e da Haile et al., 1999.

Coliformi

I coliformi sono un raggruppamento di batteri con definite caratteristiche biochimiche e di crescita; vengono utilizzati per identificare la presenza di contaminazione fecale nelle acque e possono a loro volta essere distinti in coliformi totali e coliformi fecali.

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20 Coliformi totali

Sono batteri aerobi ed anaerobi facoltativi, Gram-negativi, non sporigeni, bastoncellari, che fermentano il lattosio con produzione di gas e acido in 24-48 ore a 36±1°C. Hanno habitat nell’intestino degli animali a sangue freddo e caldo e sono quindi presenti in numero elevato nelle feci umane ed animali. Tuttavia i coliformi non sono esclusivamente di origine fecale, avendo anche larga distribuzione nel terreno e in alcune specie vegetali; ciò li rende poco significativi come indice di inquinamento fecali ed ha portato al loro abbandono come indicatori di contaminazione. La concentrazione di coliformi totali all’interno di acque reflue grezze risulta, infatti, pari a 107_-109 _{MPN/100 ml (Metcalf et al.,}

2006).

Coliformi fecali

Sono presenti all’interno dell’intestino, essendo meno capaci di moltiplicarsi in ambienti extraintestinali rispetto agli altri sottogruppi dei coliformi totali. Tale raggruppamento comprende coliformi termotolleranti, definiti come quei coliformi in grado di fermentare il lattosio a 44-45°C. Sono rappresentati dalle specie Escherichia ed alcune specie appartenenti ai generi Klebsiella, Enterobacter e Citrobacter.

Escherichia coli si pone come specie maggiormente rappresentativa dei coliformi fecali;

infatti, essendo il costituente predominante della popolazione batterica residente nell’intestino umano, la sua presenza è un indice sicuro di contaminazione fecale. Nelle acque reflue grezze è presente con una concentrazione variabile tra 106 _{e 10}8_{MPN/100 ml}

(Metcal et al., 2006). È attualmente presente all’interno della normativa, D.Lgs 152/06 e D.Lgs 116/08, come indicatore per il controllo della contaminazione fecale.

Enterococchi

In questo gruppo sono comprese le specie appartenenti al genere Enterococcus spp; assumono particolare importanza Enterococcus faecalis ed Enterococcus faecium, specie che risiedono nell’intestino umano ed in generale in quello degli animali a sangue caldo. Le principali caratteristiche sono le seguenti: presentano una stretta relazione con il rischio di gastroenteriti associato alla balneazione in acque marine e superficiali; il loro tempo di abbattimento nelle acque di mare è meno rapido di quello dei coliformi; la capacità di sopravvivenza nell’ambiente è simile a quella di alcuni batteri patogeni. Gli Enterococchi

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21 intestinali si presentano nelle acque reflue non trattate con una concentrazione pari a 104

-105_{MPN/100 ml (Metcalf et al., 2006).}

Unitamente a E. coli sono indicati dalla normativa vigente per il controllo della contaminazione fecale.

3.1.3.3 Ricerca degli indicatori di contaminazione fecale

I campioni prelevati durante la campagna di monitoraggio hanno permesso, tramite metodi internazionali standardizzati, la determinazione degli indicatori batterici, vale a dire Escherichia coli ed Enterococchi intestinali. La loro rilevazione, prevista dalla normativa sulla balneazione, D.Lgs 116/08, richiede tempi di analisi sufficientemente brevi e quindi può essere effettuata con cadenza ravvicinata. Si riportano nella tabella 3.2 i metodi analitici che hanno permesso l’individuazione degli indicatori batterici presi in esame e il relativo tempo di analisi:

Parametro Metodo analitico Unità di

misura

Tempi di analisi

Escherichia coli Metodo Colilert Quanti-Tray ISO 11133:2014

MPN/100 ml 18 ore

Enterococchi intestinali

Metodo Enterolert Quanti-Tray ISO 11133:2014

MPN/100 ml 24 ore

Tabella 3.2 Parametri microbiologici e relativi metodi analitici

Colilert

Questo metodo analitico permette di rilevare simultaneamente i coliformi totali o E. coli e i coliformi fecali in acqua. Il kit si basa su una tecnologia a substrato definito Defined

Substrate Technology (DST) brevettata IDEXX (ISO 11133:2014). Quando i coliformi fecali

metabolizzano 2-Nitrophenyl β-D-galactopyranoside (ONPG), il campione diventa giallo. Quando E. coli metabolizza il nutriente-indicatore 4-Methylumbelliferyl β-D-Glucuronide (MUG), il campione presenta anche fluorescenza. La tecnologia riesce a rilevare simultaneamente questi batteri in concentrazioni di 1 MPN/100 ml entro 18 ore anche se sono presenti 2 ⋅106_{batteri eterotrofici per 100 ml.}

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22 Al campione analizzato diluito è stato aggiunto, all’interno di boccette, il reagente del kit. Dopo la solubilizzazione del soluto la soluzione ottenuta è stata versata all’interno di un supporto in materiale plastico, il Tray, che è stato sigillato mediante IDEXX Quanti-Tray Sealer. I Quanti-Quanti-Tray sigilllati sono stati messi ad incubare in termostato, con le cellette rivolte verso l’alto, a 35±0.5°C per 18 ore. Naturalmente tutte le pratiche svolte sono state eseguite seguendo la tecnica asettica.

I risultati sono stati letti dopo 18 ore. Sono stati confrontati i vari Quanti-Tray con un comparatore. Sono stati contati i pozzetti grandi e piccoli che risultavano essere gialli fluorescenti alla luce da 6 watt (365 nm). Sono stati considerati positivi per E. coli i pozzetti che risultano essere gialli e fluorescenti con una intensità uguale o maggiore del comparatore. Il numero di pozzetti grandi e di quelli piccoli è stato necessario per ottenere il numero di MPN grazie all’utilizzo di tavole statistiche allegate al materiale fornito del kit. Se il campione è stato diluito è necessario moltiplicare il valore di MPN trovato per la diluzione che è stata fatta al campione analizzato.

Enterolert

Similmente al metodo precedente descritto, anche tale metodo analitico permette la rilevazione degli enterococchi, quali Enterococcus faecalis ed Enterococcus faecium, in acque dolci e marine. Il kit si basa su una tecnologia a substrato definito con funzionamento analogo al Colilert. Il substrato presente nel reagente, che viene metabolizzato dalla β-glucosidasi, è il 4-methyl-umberiferil β-D-glucoside. Quando gli Enterococchi metabolizzano questa molecola, il campione diventa fluorescente all’osservazione alla luce da 6 watt (365 nm). La tecnologia è capace di rilevare fino 1 MPN/100ml entro 24 ore.

Al campione analizzato diluito, è stato aggiunto, all’interno di boccette, il reagente del kit. Dopo la solubilizzazione del soluto la soluzione ottenuta è stata versata all’interno di un supporto in materiale plastico, il Tray, che è stato sigillato mediante IDEXX Quanti-Tray Sealer. I Quanti-Quanti-Tray sigilllati sono stati messi ad incubare in termostato, con le cellette rivolte verso l’alto, a 41±0.5°C per 24 ore. Le pratiche sono state svolte seguendo la tecnica asettica.

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23 I risultati sono stati letti dopo 24 ore. Sono stati confrontati i vari Quanti-Tray con un comparatore, e sono stati contati i pozzetti grandi e piccoli che risultavano essere fluorescenti ad una luce con λ= 365 nm. Sono stati considerati positivi per Enterococcus i pozzetti che risultano essere fluorescenti con una intensità uguale o maggiore del comparatore. Il numero di pozzetti grandi e di quelli piccoli è stato necessario per ottenere il numero di MPN grazie all’utilizzo di tavole statistiche allegate al materiale fornito del kit. Se il campione è stato diluito è necessario moltiplicare il valore di MPN trovato per la diluzione che è stata fatta al campione analizzato.

3.1.3.4 Rielaborazione dei dati e analisi statistiche

I risultati delle analisi microbiologiche esposte in precedenza permettono di ottenere i valori cercati, relativi a Escherichia coli ed Enterococchi intestinali, in MPN/100 ml. Al fine di ridurne la grande variabilità i dati ottenuti vengono trasformati in logaritmo in base 10 (Log10 (MPN/100ml)), inoltre vengono calcolate le medie e le deviazioni standard per

ciascun sito.

I dati di abbattimento batterico vengono espressi come Log Reduction (LR), calcolata tramite la formula: = log ( / ); dove C0 rappresenta la concentrazione iniziale e Cx

quella finale. Di tale valore viene calcolata la media e la relativa deviazione standard.

Per garantire la costante significatività delle analisi sono stati, inoltre, svolti test statistici, quali T-test e ANOVA.

(30)

4 Contaminazione microbiologica delle acque: cause e provvedimenti

24

4 Contaminazione microbiologica delle acque: cause e provvedimenti

4.1 Reti di fognatura: generalità

Le fognature sono un complesso di opere il cui scopo è l’allontanamento dai centri urbani di acque pluviali (o bianche) e di acque reflue (o nere), queste ultime provenienti da scarichi domestici o industriali. In generale il convogliamento delle acque avviene tramite canali e reti di canali a sezione chiusa e funzionanti a pelo libero, solitamente posati al di sotto delle strade.

Le acque pluviali che cadono sulle aree pubbliche e private vengono intercettate e raccolte mediante caditoie; quelle che cadono sulle coperture degli edifici vengono convogliate in pozzetti. Dalle caditoie e dai pozzetti partono, poi, tubazioni di allacciamento ai collettori stradali. Le acque nere, similmente, vengono anch’esse raccolte mediante pozzetti posti al piede del fabbricato e vengono convogliate nei collettori stradali.

L’allontanamento delle acque dai centri urbani può essere realizzato mediante un’unica rete di canalizzazioni per le acque bianche e le acque nere, in questo caso si parla di sistema di fognatura misto (o unitario); l’alternativa è la realizzazione di due distinte reti di canalizzazione, vale a dire un sistema separato (o doppio). Va fatto presente che le portate massime delle acque bianche risultano decine di volte maggiori rispetto a quelle delle acque nere; tuttavia nell’arco dell’intero anno il volume globale relativo alle acque nere, nella maggior parte dei casi, si presenta superiore a quello delle acque pluviali.

I sistemi fognari misti convogliano, in tempo secco, tutta la portata nera alla depurazione; in tempo di pioggia, tuttavia, non si prevede il trattamento della totalità delle portate miste in arrivo, sia perché ciò comporterebbe un eccessivo sovradimensionamento, sia perché i processi depurativi presentano una flessibilità di funzionamento limitata che esclude quindi la possibilità di alimentazioni di entità notevolmente discontinue. Per tale ragione, all’interno della rete o a monte degli impianti di depurazione, vengono previsti degli scaricatori addetti alla suddivisione delle acque da destinare a trattamento da quelle di piena direttamente smaltite nei ricettori o sottoposte a trattamenti semplificati. Nella figura 4.1 viene riportato uno schema di rete mista dotata di scaricatore di piena ed il corrispondente andamento delle precipitazioni e delle portate nel tempo, con il valore

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25 medio della portata nera q24 e quello della portata complessiva che si avrebbe in assenza

di scaricatore. Gli stessi scaricatori sono dimensionati, quindi, per consentire il convogliamento della portata nera diluita fino ad un valore pari a n⋅q24, mentre le portate

eccedenti sono soggette al diretto sversamento nei ricettori od eventualmente a trattamenti semplificati.

Figura 4.1 Schema di una rete unitaria dotata di scaricatore di piena e andamento delle portate avviate alla

depurazione. Nella parte alta è rappresentato l’andamento delle precipitazioni (Bonomo, 2008).

I sistemi di fognatura separati, diversamente, consentono di far confluire attraverso un unico emissario le acque nere all’impianto di depurazione, mentre le acque bianche vengono scaricate direttamente nel reticolo superficiale, non essendo queste ultime oggetto di depurazione. Naturalmente la situazione appena descritta rappresenta il funzionamento teorico, nel quale viene presupposto uno stato ottimale dei collettori addetti al trasporto delle acque nere e quindi totale assenza di acque parassite. Se ciò non dovesse accadere, sarebbe necessaria l’introduzione, anche in questo caso, di eventuali scaricatori in testa all’impianto, i quali garantirebbero la suddivisione dei liquami in arrivo in due aliquote, di cui solo una procederebbe verso il trattamento completo.

La scelta del sistema da adottare, guidata dai numerosi aspetti sia positivi che negativi che caratterizzano ciascuna delle due alternative, è il risultato di una complessa valutazione. In passato si è dato un peso preponderante alla principale funzione dei sistemi fognari, vale a dire l’allontanamento delle acque dai centri abitati; ciò ha portato alla realizzazione di sistemi misti, con la conseguente noncuranza per la protezione qualitativa dell’ambiente. Ad oggi si privilegiano i sistemi separati, i quali consentono il trattamento di tutte le acque reflue, evitando che parte di queste fuoriescano dagli scaricatori di piena

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26 nei periodi di notevole pioggia, e garantendo una minore variabilità della portata in arrivo all’impianto di depurazione. Questa alternativa, tuttavia, trascura la possibilità che lo scarico diretto delle acque meteoriche comporti problemi qualitativi all’interno dei ricettori; è nota, infatti, l’impossibilità di considerare le acque di pioggia esenti da inquinamento.

Le acque meteoriche, in particolar modo le così dette le acque di prima pioggia, sono soggette ad inquinamento prodotto principalmente da tre cause:

− inquinamento atmosferico;

− inquinamento per ruscellamento pluviale;

− contributo dei condotti fognari all’inquinamento.

La prima causa è correlata sia alla deposizione durante il tempo di asciutto di sostanze inquinanti presenti nell’atmosfera, sia al lavaggio atmosferico in tempo di pioggia che tende ad imprigionare le particelle sospese nell’aria. L’inquinamento per ruscellamento pluviale è quello più significativo ed è prodotto in due fasi: accumulo durante il tempo asciutto e dilavamento delle superfici urbane durante la pioggia. L’ultima fonte di inquinamento è dovuta al materiale presente nei condotti fognari; infatti durante piogge di forte intensità il materiale sospeso precedentemente sedimentato e depositato sul fondo delle canalizzazioni e dei pozzetti viene rimesso in sospensione, contribuendo, così, all’accrescimento dell’inquinamento del deflusso. Durante le fasi iniziali della precipitazione si verifica, perciò, un aumento delle concentrazioni di inquinanti, contrariamente a ciò che ci si aspetterebbe per effetto della diluizione con acque meteoriche a basso livello di contaminazione; tale fenomeno è noto con il nome di first

flush (prima cacciata inquinante). Il first flush è più evidente: con forti piogge, per sostanze

sospese rispetto a quelle disciolte, nei bacini di dimensione ridotta, per l’inquinamento batterico. I fenomeni sopra descritti accrescono, in misura anche sensibile, la massa di inquinanti direttamente scaricata nei ricettori, senza passare attraverso gli impianti di depurazione, nel caso in cui per essi non venga previsto alcun tipo di trattamento.

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27

4.2 Analisi delle cause di contaminazione microbiologica nel litorale

apuo-versiliese

Il litorale apuo-versiliese è una fascia costiera della Toscana nord-occidentale appartenente alla provincia di Lucca, caratterizzata da una densità di popolazione alta, la quale aumenta ulteriormente durante il periodo turistico; si estende per circa 20 chilometri ed interessa i comuni di Forte dei Marmi, Pietrasanta, Camaiore e Viareggio. La riviera è costituita da una pianura di origine alluvionale, confinata dalla catena delle Alpi Apuane e caratterizzata da coste basse e sabbiose, fondale a debole pendenza e scarsa profondità anche a notevole distanza dalla costa; quest’ultima caratteristica può rappresentare un ostacolo al mescolamento delle acque e quindi alla dispersione di eventuali inquinanti.

Il drenaggio dell’intera area è garantito da un complesso sistema di bonifica, costituito da corsi d’acqua, canali artificiali ed idrovore, che vede come terminali le foci di tre corsi d’acqua: Fosso dell’Abate, Fosso Fiumetto e Fosso Motrone. Dal punto di vista idrografico i tre corsi d’acqua hanno diversa valenza: infatti, mentre Fosso dell’Abate e Fosso Motrone rappresentano tratti terminali di due fiumi, rispettivamente Fiume Camaiore e Torrente Baccatoio, Fosso Fiumetto è una canalizzazione artificiale. In figura 4.2 viene riportata la cartografia contenente il reticolo idrografico della Versilia (la rappresentazione dei punti di balneazione ha subito modifiche negli ultimi anni):

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Figura 4.2 Reticolo idrografico della Versilia (ARPAT 2012)

Le campagne di monitoraggio effettuate nel corso degli anni passati (ARPAT 2012, 2013, 2014; Federigi et al., 2017) hanno evidenziato superamenti delle soglie contenute nella normativa sulla balneazione (D.Lgs 116/08) relative ad E. coli ed Enterococchi intestinali.

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29 In particolare è stata rilevata frequentemente una concomitanza tra tali superamenti e condizioni meteorologiche caratterizzate da piovosità più o meno accentuata.

I tre fossi sono inseriti in contesti differenti, provvedendo all’allontanamento di acque provenienti da aree di drenaggio distinte, le quali possiedono caratteristiche eterogenee e variabili nello spazio e nel tempo.

Fosso dell’Abate

Rappresenta il tratto terminale del Fiume Camaiore; segna il confine tra i comuni di Camaiore e di Viareggio e costituisce una delle maggiori criticità per le acque destinate alla balneazione della fascia costiera. Accertamenti effettuati da ARPAT hanno dimostrato che l’inquinamento nella foce del Fosso dell’Abate risulta essere legato alle condizioni del tratto terminale del fosso stesso, nel quale si immette la gran parte delle acque bianche provenienti dagli agglomerati urbani di Lido di Camaiore e di Viareggio, che risultano, in aggiunta, contaminate da reflui di origine domestica.

Le principali immissioni di queste acque all’interno del Fosso sono dovute alla presenza di:

− Quattro idrovore che entrano in funzione tramite sistema automatico di controllo dei livelli. Due di queste sono gestite dal comune di Viareggio, le restanti sono gestite dal comune di Camaiore e dal Consorzio di Bonifica Versilia-Massaciuccoli. Va fatto notare che all’interno delle vasche di accumulo le cariche batteriche sono sempre molto più elevate rispetto a quelle presenti nel ricettore, probabilmente a causa di effluenti fognari di origine domestica; ciò provoca in molti casi un innalzamento delle concentrazioni microbiche (E. coli) nei tratti del fosso a valle delle immissioni provenienti dalle idrovore;

− Almeno cinque possibili caditoie che convogliano le acque piovane.

Gli elementi descritti in precedenza non esauriscono le fonti di immissione di acque all’interno del corpo idrico: non bisogna, infatti, trascurare la presenza di scaricatori di piena a servizio della rete fognaria che entrano in funzione in concomitanza con piogge intense.

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30 Fosso Fiumetto

Scorre tra i comuni di Forte dei Marmi e Pietrasanta. Un aumento generalizzato di concentrazione microbica si nota nel periodo estivo, probabilmente conseguente alla maggior presenza di abitanti legati al flusso turistico. Infatti il Fosso Fiumetto veicola acque verosimilmente contaminate da scarichi domestici non trattati o non soggetti a trattamento appropriato, soprattutto nel territorio di Forte dei Marmi. Tuttavia, anche in questo caso, è da tenere in considerazione l’entrata in funzione di scaricatori di piena in caso di forti piogge.

Fosso Motrone

Il suo bacino si estende all’interno dei comuni di Pietrasanta e Camaiore. Su questo stesso bacino insistono due idrovore del Consorzio di Bonifica Versilia-Massaciuccoli, le quali sollevano acque drenate da una vasta porzione di territorio urbanizzato. Il funzionamento degli scaricatori di piena nei periodi interessati da eventi meteorici significativi assume anche qui notevole rilevanza.

La descrizione delle caratteristiche principali dei tre fossi e le relative aree di drenaggio permette di evidenziare la complessità del contesto in cui si inserisce la sperimentazione studiata. Infatti, considerando i parametri microbiologici oggetto da sempre del controllo delle acque di balneazione (batteri indicatori di contaminazione fecale che non sopravvivono a lungo), è molto difficile ipotizzare quali apporti inquinanti, dal momento di immissione a mare, possano influenzare la qualità delle acque costiere, se non con indagini aggiuntive e approfondite riguardanti le situazioni di maggiore criticità. Al fine di indagare sulle cause della contaminazione delle acque dei tre fossi, la Regione Toscana nella stagione estiva 2012 ha coordinato un tavolo tecnico con la partecipazione dei settori competenti dei quattro comuni coinvolti (Camaiore, Forte dei Marmi, Pietrasanta e Viareggio), di ARPAT, dell’Autorità Idrica Toscana, del gestore del Sistema Idrico Integrato (GAIA SpA) e del Consorzio di Bonifica Versilia-Massaciuccoli. Le criticità rilevate sono molteplici, ma risultano comuni alle diverse zone indagate, quindi possono considerarsi presenti sia nel Fosso dell’Abate, che nel Fosso Fiumetto e Fosso Motrone:

− Zone urbane (appartenenti a Forte dei Marmi, Pietrasanta e Viareggio) non dotate di fognatura nera;

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− Allacciamenti abusivi di scarichi domestici alla fognatura bianca;

− Singole abitazioni con impianti di trattamento (fosse biologiche) poco efficienti e/o in cattivo stato di manutenzione;

− Mancanza di autorizzazione allo scarico su suolo e ipotesi di contaminazione della falda acquifera;

− Reti fognarie fatiscenti e spesso soggette a rottura con conseguente contaminazione da parte di acque reflue non trattate della rete di drenaggio.

Va fatto notare, tuttavia, che l’eventuale rimozione delle precedenti cause di contaminazione, oltre a risultare un’operazione complessa, potrebbe non risolvere il problema dell’eccessiva entità dei carichi batterici nelle acque di balneazione in caso di pioggia. Infatti in tutti i report ARPAT, dal 2012 al 2016, è presente una evidente correlazione tra un sensibile aumento delle cariche microbiche nelle acque dei tre fossi e intense precipitazioni atmosferiche, per cui ogni evento meteorico costituisce un fattore di rischio per la qualità delle acque di balneazione e, quindi, per la salute dei bagnanti.

Pertanto, oltre alle problematiche elencate poc’anzi, risulta necessaria l’aggiunta di ulteriori criticità che assumono notevole importanza in concomitanza con forti piogge. La gran parte del territorio urbanizzato è dotato di un sistema di fognatura separato, la cui rete addetta alla canalizzazione delle acque nere è caratterizzata da alti volumi di acque parassite meteoriche. Questo comporta evidentemente una difficoltà gestionale durante le precipitazioni, dove le punte di portata superano la potenzialità di depurazione degli impianti e/o la capacità di collettamento della fognatura stessa.

A ciò segue l’entrata in funzione di scaricatori di piena che provvedono alla suddivisione del flusso in due distinte porzioni, di cui solo una viene sottoposta al trattamento di depurazione, comprensivo di disinfezione; l’eccesso di portate in arrivo, contenente acque reflue di origine domestica, viene, invece, scaricato nei corpi idrici ricettori senza un adeguato trattamento, con conseguente comparsa di episodi di fecalizzazione.

4.3 Controllo della contaminazione microbica

La tutela igienico-sanitaria delle acque naturali è garantita dal trattamento degli scarichi che si immettono nei corpi idrici; ciò avviene per mezzo di opportuni sistemi di disinfezione. Per cui, si può affermare che un processo di disinfezione consente il controllo