CAPITOLO 3
SITUAZIONE AMBIENTALE
INQUINANTI PRESENTI
3.1 Nitrati
I nitrati rappresentano la forma solubile più ossidata dell’azoto.
I nitrati nell’uomo e negli organismi superiori determinano un doppio meccanismo di tossicità: la metaemoglobinemia, per cui i globuli rossi perdono la capacità di trasportare l’ossigeno ai tessuti con conseguenze gravissime anche a carico del sistema nervoso, e la formazione di nitrosammine che causano danni epatici e costituiscono una delle classi più pericolose di cancerogeni.
La capacità negli organismi adulti di sviluppare questa tossicità è fortunatamente abbastanza limitata: il maggior pericolo sussiste per quegli individui il cui patrimonio enzimatico, a causa della giovane età (neonati, bambini sotto i tre anni) o di malattie debilitanti, risulta immaturo o compromesso.
Dai dati di letteratura sugli studi di tossicità ambientale risulta che l’assunzione media giornaliera di nitrati per persona è 75 mg. In aree con acque ad alto contenuto di nitrati tale valore arriva fino a 160 mg/die. Nel 1977 la U.S. Environmental Protection Agency ha stabilito un livello massimo di contaminazione da nitrati nell’acqua potabile pari a 10,2 mg/l sotto forma di NO3−.
In Italia la normativa (DPR 236/88 e L31/2001) prevede un valore limite di 50 ppm nell’acqua distribuita a scopo idropotabile, valore non derogabile.
L’origine dell’inquinamento da nitrati deve essere ricercato nell’attività antropica: in alcune delle situazioni più gravi il tenore elevato di azoto nel terreno e nelle acque superficiali è tale da causare l’inquinamento delle falde profonde, cioè di quelle riserve di acqua a cui si attinge normalmente per l’uso idropotabile.
Interessante è la correlazione abbastanza macroscopica fra il fenomeno e la conformazione del territorio interessato: i nitrati si trovano prevalentemente nelle falde che raccolgono l’acqua da terreni pianeggianti o basso collinari dove l’attività antropica concorre all’accumulo di sostanze azotate.
Le attività che determinano il maggiore apporto di azoto all’ambiente sono di seguito descritte:
- la produzione agricola intensiva, in special modo quando si tratta di colture tipo granturco, colture a filari ed ortaggi;
- la produzione dei rifiuti azotati derivanti dagli allevamenti (bestiame e pollame), dove anche uno stoccaggio non conforme di liquami può creare impatti ambientali di notevole entità;
3.1.1 Caratteristiche e modalità di trasporto dell’inquinante
Lo ione molecolare dei Nitrati ha PM 62 mg, quando il contenuto di Nitrati è espresso come N il rapporto di conversione è pari a (nitrati come NO3) = 4.4*(nitrati come N).
Come anione ha solubilità praticamente infinita, almeno rispetto all’ordine di grandezza delle problematiche di inquinamento da nitrati, e scarsa o nulla possibilità di essere adsorbito dal terreno.
Lo ione nitrato risulta inoltre scarsamente reattiva almeno fintanto che non si instaurano nell’acquifero condizioni fortemente riducenti, come nel caso delle falde confinate più profonde e distanti dalle arre di ricarica, dove l’azoto nitrico (N4+) si riduce ad azoto ammoniacale (N3-).
Il destino della molecola dei nitrati una volta abbandonato lo strato attivo del suolo dove avvengono le reazioni di nitrificazione - denitrificazione ed assorbimento diretto da parte della vegetazione è essenzialmente legato a processi ADVETTIVI cioè di trasporto solidale con il flusso idrico, DISPERSIVI dovuti alle tortuosità dell’acquifero ed in minor misura DIFFUSIVI per il gradiente di concentrazione.
La migrazione advettiva avviene con la velocità reale dell’acquifero maggiore pari al prodotto di (conducibilità idraulica)*(gradiente)*(porosità efficace) =c×g×p
La porosità efficace è rappresentata come noto dal rapporto tra il volume o sezione dei macropori effettivamente disponibili al flusso idrico ed il volume o sezione trasversale al flusso intera dell’acquifero.
Le prove pozzo-piezometro condotte sia in Zona Santa Rosa che Belvedere che Palazzi sull’acquifero (alternanze di conglomerati, arenarie, ghiaie e subordinati livelli argillosi) non sono state in grado di fornire indicazioni per la stima della porosità efficace, nemmeno quale limite inferiore, come si intende l’espressione del coefficiente S (Salinità pratica) ricavato da una
prova su falda libera.
In tutti e tre i casi, con una tendenza crescente nella direzione S.Rosa>Belvedere>Palazzi, si sono ottenuti infatti valori del coefficiente di immagazzinamento caratteristici di una falda confinata o semiconfinata.
Paragrafo tratto da: Provincia di Livorno Giunta Provinciale, Relazione Dicembre 2001
3.2 Boro
Il suo tenore medio nella crosta terrestre è di sole 10 mg/l mentre nelle acque oceaniche è di ben 4,6 mg/l e nelle acque continentali varia di norma da 0,1 a 1 mg/l. E’ pertanto un tipico elemento con mobilità geochimica estremamente elevata e la storia geologica e geochimica del nostro pianeta ha condotto ad un suo accumulo nell’idrosfera, come accade anche per il Na ed il Cl (Beccari et al., 1986).
Il boro ha le caratteristiche di non-metallo, in oltre sono presenti due isotopi in natura e sono 10B e 11B.
In natura il boro è sempre presente allo stato di ossidazione +3.
Il suo comportamento è nella sostanza molto semplice perchè non esistono, nelle normali condizioni, composti insolubili del boro e la sua tendenza ad essere adsorbito dalle sostanze solide con le quali le acque vengono a contatto è molto scarsa. Una volta entrato in circolazione nelle acque naturali il boro tende pertanto a permanere in soluzione come forma stabile (Beccari et al., 1986).
A causa della tossicità del B le norme vigenti prevedano un limite di 1000 mg/l o 1 mg/l per le acque del sottosuolo.
Paragrafo tratto dalla tesi di laurea in Scienze Ambientali: La qualità delle acque del Fiume Cecina nel tratto tra Radicondoli e Ponteginori; Amadori, 2004
3.3 Mercurio
Questo elemento, caratterizzato da un tenore medio nella crosta terrestre di sole 0,08 ppm, è molto importante sotto il profilo ambientale perchè da un lato è un elemento fortemente tossico e dall’altro presenta peculiari modalità di circolazione in natura.
La normativa vigente impone limiti molto bassi di concentrazione per le acque fluviali, 1 µg/l o 1ppb.
Gli stati di ossidazione presenti in natura sono +2, +1 e 0, ma quello di gran lunga predominante è il +2, anche se non è raro il rinvenimento di mercurio metallico nelle rocce con mineralizzazione a mercurio (in genere il solfuro).
Nell’idrosfera si comporta come un elemento con mobilità geochimica molto bassa perché tende ad essere fissato stabilmente da tutte le fasi solide (minerali delle rocce, suoli, composti organici ed inorganici in sospensione) con le quali le acque vengono a contatto. I tenori normalmente riscontrabili nelle acque naturali incontaminate, sia oceaniche che continentali, sono dell’ordine di pochi µg/l. Nei processi idrotermali il Hg viene selettivamente mobilizzato sia in fase acquosa che gassosa e può raggiungere tenori elevati non solo nei fluidi geotermici (mg/l), ma anche in acque termali (Beccari et al., 1986).
3.3.1 Fonti di origine di Boro e Mercurio
Il bacino del fiume Cecina insiste per una buona parte sulla zona geotermica di Larderello. In questa zona il primo sfruttamento di tipo industriale dei fluidi
geotermici iniziò ai primi del 1800 con l’estrazione dell’acido borico (H3BO3)
dalle acque, sfruttando inizialmente le manifestazioni naturali presenti nell’area e successivamente attraverso i vapori prodotti da pozzi. L’industria estrattiva
prosperò per circa un secolo abbinando la produzione dell’acido borico al contenuto energetico dei fluidi che venivano utilizzati per far evaporare l’acqua. E’ del 1912 la costruzione della centrale elettrica e così molti pozzi furono perforati per la produzione di energia elettrica.
Sino alla metà degli anni 70 i reflui derivanti sia dall’industria geotermoelettrica, sia da quella estrattiva venivano scaricati entro corsi d’acqua superficiali quali i torrenti Possera e Pavone, tributari di sinistra del fiume Cecina. Valori di boro estremamente elevati furono così riscontrati sia nelle acque di superficie, sia in quelle dei pozzi perforati nelle alluvioni. Nel 1975 si riscontravano ancora concentrazioni di B sino a 1400 mg/l nel torrente Possera, mentre nei pozzi i valori di questo elemento erano fra 70 e 300 mg/l (Pennisi
et al., 2001). La presenza di boro in quantità sempre elevate indussero a costruire nel 1974 un diaframma di cemento-bentonite a difesa del campo pozzi dell’acquedotto di Puretta che, ubicato alla confluenza Possera-Cecina ed utilizzato dai comuni di Volterra e Pomarance, risultava inquinato dalle acque del Possera.
Indubbi benefici si ebbero a partire dal 1980 con la reiniezione nel sottosuolo delle condense geotermiche a cui si associarono miglioramenti del ciclo industriale per la produzione dell’H3BO3 ed opportuni condizionamenti dei
residui di lavorazione (Frigerio e Cardini, 1996).
La presenza di acido borico dopo l’abitato di Saline di Volterra è dovuta alle acque reflue restituite dall’Altair Chimica s.p.a., la quale utilizza l’acido borico
per la produzione del trimetilborato. Il trimetilborato è ottenuto dalla distillazione di una miscela di acido borico e metanolo. E’ prodotto in due concentrazioni 70% e 100%.
Il prodotto al 70% viene utilizzato come disossidante per saldobrasatura, anitmuffa e antitarlo per il legno; il prodotto al 100% viene utilizzato come reagente di sintesi per varie applicazioni nell’industria farmaceutica e come catalizzatore di polimerizzazione nell’industria chimica.
Per quanto riguarda la presenza di Mercurio, si presume che esso sia dovuta alla presenza di due industrie: una chimica per la produzione di cloro e l’altra per la produzione del cloruro di sodio; inoltre vi è la presenza di alcune discariche dove sono depositati i rifiuti delle industrie.
Il processo cosiddetto cloro-soda utilizza infatti il mercurio esclusivamente in forma metallica e pertanto le eventuali perdite dell’elemento determinano l’immissione nell’ambiente di una specie che dal punto di vista tossicologico è ben nota. In presenza di particolari condizioni, può essere soggetto a trasformazioni chimiche da parte degli organismi viventi e quindi può trovare attraverso questo processo di metabolizzazione, la via per diffondere nell’ambiente sotto una forma altamente pericolosa (Beccari et al., 1986).
Paragrafo tratto dalla tesi di laurea in Scienze Ambientali: La qualità delle acque del Fiume Cecina nel tratto tra Radicondoli e
3.4 Situazione attuale nel Fiume Cecina e negli affluenti
Attraverso i dati analizzati nella tesi di laurea di Michele Amadori, si nota che la presenza di boro nelle acque del fiume Cecina è da attribuirsi alla presenza della zona boracifera di Larderello.
In particolare si possono dare due spiegazioni plausibili alla presenza di questo elemento. La prima collegata alla presenza della centrale geotermica di Larderello, che con i suoi vapori e la successiva condensa sversa una quantità notevole di boro nel torrente Possera, arrivando a valori di 19,87 mg/l ,nel periodo di minor portata del fiume, nel punto di campionamento nelle immediate vicinanze della centrale geotermica; la seconda dovuta alla presenza della discarica di Bulera, dove avveniva la deposizione della colemanite, che sverza il percolato nell’affluente.
Per quanto riguarda il mercurio le analisi avvenute in tre campagne, hanno dato un risultato inferiore a 0,5 ppb. Il mercurio deve essere valutato sui sedimenti in quanto tende a precipitare subito, infatti attraverso uno studio effettuato nel 2001 dal Dott. Barghigiani, si sono ottenuti i seguenti valori: il campione raccolto nel Botro Santa Marta subito a valle della centrale dell’Altair presenta un altissima concentrazione di mercurio. Il campione raccolto nel Cecina a circa 1,5 Km dal precedente è ancora fortemente contaminato.
I campioni a 31 Km dalla foce del Botro S.Marta sono da ritenersi contaminati avendo circa 10 volte la concentrazione considerata normale.
I campioni raccolti nel fiume Cecina a monte della foce del Botro S. Marta presentano invece concentrazioni di mercurio normali.
Lo Sterza e il Trossa risultano non contaminati; il Possera presenta una certa contaminazione a valle della discarica del Bulera, dove vi sono depositi di colemanite sfruttata per l’estrazione del boro, da notare che la contaminazione persiste anche dopo 4 Km.
L’inquinamento del Possera non sembra però influire sui sedimenti del Cecina, infatti il campione raccolto a valle del Possera , come già detto, non risulta
contaminato.
Il Pavone presenta una concentrazione di mercurio nei sedimenti abbastanza alta, che è probabilmente di natura geologica e che non contribuisce all’inquinamento del Cecina; infatti, i sedimenti del Cecina a valle della foce del Pavone contengono, come detto sopra, normali concentrazioni di mercurio.
E’ quindi plausibile ipotizzare un inquinamento dovuto da un impatto antropico, dovuto essenzialmente alle industrie chimiche presso Saline di Volterra, industrie per la lavorazione di inerti e discariche per la lavorazione di RSU e Centrali Geotermiche.
3.5 Stato qualitativo delle acque
Superficialmente il livello è abbastanza buono, eccetto per il Botro S.Marta, con varie oscillazioni dovute alle precipitazioni di carattere stagionali.
Il livello di inquinamento è invece alto per quanto riguarda le acque sotterranee. Per le acque sotterranee si rileva una classificazione “pessima” per tutte e tre le campagne e per tutti i pozzi campionati, dato che, come stabilisce la legge, la classificazione è determinata dal valore di concentrazione peggiore riscontrato nelle analisi dei diversi parametri di base o dei parametri addizionali.
Paragrafo tratto dalla tesi di laurea in Scienze Ambientali: La qualità delle acque del Fiume Cecina nel tratto tra Radicondoli e Ponteginori; Amadori, 2004
