SPECIALE ANBINFORMA - PROGETTO PON 15 settembre 2023



PROGETTO PON: Convegno Finale Del Progetto PON WATER4AGRIFOOD
Bari, 19 e 20 Settembre 2023

Al via il Convegno finale del Progetto PON Water4AgriFood: "Miglioramento delle produzioni agroalimentari mediterranee in condizioni di carenza di risorse idriche"

Scopo del Convegno che si terrà a Bari il 19 e 20 settembre 2023 nella sala “Alessandro Leogrande” del Palazzo Ex-Poste è quello di presentare, alla comunità della Regione e a quella produttiva e tecnico-scientifica, i risultati del Progetto, con un partenariato pubblico e privato coordinato dal CREA Agricoltura e Ambiente, nei cinque obiettivi realizzativi (O.R.) che rappresentano le sessioni del Convegno che seguono quella introduttiva dei saluti istituzionali (CREA, Regione e MUR) e che riguardano:
lo sviluppo di linee di trattamento e di disinfezione innovative delle acque reflue e recupero di sottoprodotti (Grey Water);

·         nuove tecniche di aridocoltura per aumentare l’efficienza d’uso dell’acqua (Green water);

·         l’acquisizione di nuove tecniche di irrigazione di precisione e pratiche colturali innovative (Precision water);

·         l’innovazione delle politiche di tariffazione dell’uso dell’acqua in base ai consumi effettivi e alla qualità delle acque rilasciate dalle superfici agricole al reticolo idrografico (Price Water);

·         gli effetti del riscaldamento globale sulla risorsa idrica (Future Water).


L’ultima sessione del Convegno, nel pomeriggio del 20 settembre, prevede una tavola rotonda del titolo “Prospettive di miglioramento delle produzioni agroalimentari mediterranee in condizioni di carenza di risorse idriche”, presieduta del Prof. Michele Perniola (Università degli studi della Basilicata), in cui i responsabili degli O.R. del progetto potranno interagire con rappresentanti istituzionali regionali ed enti di pianificazione territoriale delle risorse idriche di Puglia e Basilicata.
Nello specifico, all’intervento sull’OR4, di cui obiettivo principale era quello di individuare una tariffa sostenibile dal punto di vista economico, ambientale e sociale, verranno descritti i risultati dei singoli task di cui l’OR4 è composto (Attività 4.1 ‚?? Tutela quantitativa delle risorse idriche e monitoraggio dei volumi irrigui; Attività 4.2 ‚?? Tutela qualitativa delle risorse idriche e monitoraggio dei volumi idrici restituiti al reticolo idrografico superficiale e alle falde e Attività 4.3 ‚?? Analisi dei mercati e impatto in termini socio‚??economici delle azioni di ricerca sperimentale attivate per una gestione sostenibile delle risorse idriche e il miglioramento delle produzioni di colture mediterranee).
Dopo una introduzione di Raffaella Zucaro (CREA-PB), che illustrerà la base di partenza dell’OR4 e una sintesi dei risultati raggiunti, vi saranno le descrizioni dei singoli task e degli approfondimenti sia per quanto riguarda il modello di simulazione utilizzato nel progetto (Modello Flow-Hages) del Prof. Coppola (UNIBAS, UNICA) che l’intervento di Rusciano relativo alla Valutazione dei costi e dei benefici ambientali, uno degli aspetti affrontati per la definizione della tariffa sostenibile.

PROGRAMMA COMPLETO CONVEGNO 

LOCANDINA EVENTO



AZIONI PER UNA MITIGAZIONE DEL COSTO AMBIENTALE DELL’INQUINAMENTO ATTRAVERSO LA DEPURAZIONE DELLE ACQUE DI RESTITUZIONE DELLA PRATICA IRRIGUA

A. Battilani1, R. Zucaro2, M. Ruberto2, S. Baralla2, C. Truglia1, M. Gargano1

1ANBI, 2 CREA Politiche e Bioeconomia

Nonostante il forte impegno politico e le norme promulgate a livello nazionale e successivamente europeo, partendo dalla pioneristica legge Merli[1] per la tutela delle acque del 1976, ancora oggi nell'UE più della metà dei corpi idrici non ha raggiunto l’obiettivo prefissato di un buono stato ecologico.
La concentrazione di nutrienti, in particolare azoto e fosforo, rappresenta una delle principali cause di degrado delle acque dolci
[2]. In particolare, il nitrato, a causa della sua solubilità, mobilità, e persistenza, quando in eccesso, è ritenuto un macroinquinante[3] causa di eutrofizzazione[4] e fioriture algali, anche potenzialmente pericolose per la salute umana[5], in acque dolci e marine.
Come conseguenza dei carichi trasportati a mare, molti ecosistemi costieri accusano gravi perdite di biodiversità, spesso a causa di ipossia ed eutrofizzazione
[6],[7].
L'eutrofizzazione altera la condizione e il funzionamento degli ecosistemi dulcacquicoli e marini, compromettendo la loro capacità di fornire servizi ecosistemici chiave

[8],[9], quali la depurazione delle acque, la protezione delle coste, il mantenimento della biodiversità.
Anche attività economiche di rilievo, come la pesca, l'allevamento di molluschi, le attività ricreative e turismo, sono colpite dagli effetti negativi dell’eccessivo carico di nutrienti nelle acque
[10].
Inoltre, l’assunzione di dosi giornaliere di nitrati in eccesso costituisce un rischio per la salute umana
[11]. Le possibili conseguenze sulla salute dell'ingestione di nitrati riguardano in particolare la loro azione come agenti cancerogeni nel sistema digestivo[12].
I sistemi produttivi agricoli possono essere definiti come ecosistemi mantenuti in uno stato immaturo dall'intervento umano, consistente in frequenti apporti di nutrienti, acqua ed energia. Rispetto agli ecosistemi naturali, quindi, gli agroecosistemi sono caratterizzati da notevoli afflussi e deflussi di risorse, con conseguente aumento dell'entropia dell'intero sistema
[13],[14].
In Europa, i rilasci dalle pratiche agricole intensive, insieme all'elevata densità di popolazione, rappresentano importanti fonti di nutrienti per le acque dolci e costiere. L'uso eccessivo di fertilizzanti azotati di sintesi ed organici è causa di importanti perdite di azoto per lisciviazione e deflusso superficiale
[15].
Il comparto agricolo ha compiuto notevoli sforzi per la riduzione del carico di azoto, specie nei settori tecnologicamente più avanzati, come dimostra il minore uso complessivo di fertilizzanti minerali semplici e composti (-41,5%) e organo-minerali (-31,9%) nel periodo 2000-2017. Nel contempo, politiche a sostegno dell’aumento della sostanza organica nei suoli hanno spinto un incremento importante dei fertilizzanti organici, che raddoppiano le quantità distribuite. L’analisi del trend degli elementi nutritivi distribuiti evidenzia la riduzione dei nutrienti principali (azoto, fosforo e potassio) ed il contemporaneo aumento della sostanza organica
[16].
Un trend in diminuzione che sarà rafforzato dall’applicazione della strategia “Farm to Fork” della Commissione Europea, che prevede una riduzione dei rilasci verso l’ambiente del 50%, e dall’aumento dei costi e dalla parallela diminuzione della disponibilità dei fertilizzanti sui mercati conseguente alla guerra in Ucraina.
Una agricoltura sostenibile, con un elevato grado di accettabilità sociale e conseguentemente commerciale, deve basarsi su pratiche di gestione che migliorino l'efficienza nell'uso delle risorse e riducano al minimo gli impatti nocivi sull'ambiente, mantenendo e stabilizzando la produzione agricola. In particolare, la gestione sostenibile dell'acqua è diventata una sfida urgente per il settore primario, stimolando la ricerca di soluzioni a sostegno delle produzioni volte a mitigare o migliorare le condizioni ambientali, sociali ed economiche del contesto produttivo generale.
Una soluzione innovativa ispirata alla natura, sviluppata negli ultimi anni
[17],[18],[19], è la costruzione di bioreattori per la rimozione del nitrato prima che raggiunga i corpi idrici superficiali, anche accoppiati a zone umide artificiali e a sistemi di drenaggio controllato che regolano il rilascio o la ritenzione dell'acqua, limitando i danni della siccità estiva e riducendo il carico di nutrienti rilasciato nelle acque superficiali.
I bioreattori sono sistemi artificiali progettati per migliorare il processo naturale di denitrificazione per la rimozione dei nitrati dall'acqua
[20]. Costituiscono un sistema di trattamento passivo relativamente economico e semplice per la rimozione del nitrato.
I bioreattori a cippato sono sostanzialmente fosse o trincee scavate nel suolo per intercettare flussi di scorrimento superficiale e/o sotto superficiale o per la depurazione di falde, secondo il concetto delle barriere reattive permeabili (Permeable Reactive Barriers, PRB)
[21]. I bioreattori sono riempiti di materia organica (ad es. trucioli di legno), a volte alternata con altri strati di materiali bioattivi diversi, e coperti con strati di terreno e rocce per creare un ambiente anaerobico[22].
Il bioreattore ha lo scopo di attivare e sostenere lo stesso processo biologico naturale che si verifica in condizioni anaerobiche nelle zone umide e nei terreni saturi per cui il nitrato viene ridotto a gas di azoto non reattivo da batteri denitrificanti. La conversione del nitrato in azoto gassoso consente la chiusura del ciclo naturale dell'azoto.
I bioreattori a cippato migliorano questo processo naturale fornendo ai batteri una fonte di carbonio che si comporta come un donatore di elettroni per gli ossidi di azoto in ambiente anaerobico, facilitando la respirazione dei batteri denitrificanti (denitrificazione eterotrofica). Il cippato stimola inoltre la presenza di un elevato numero di ceppi batteri diversi, aumentando l’efficienza totale del sistema.
Come tutte le soluzioni basate sulla natura (Nature Based Solution, NBS) il funzionamento del bioreattore a cippato è soggetto a fluttuazioni nel funzionamento e delle performances dettate da diverse condizioni al contorno che ne influenzano l’attività biologica.
I principali fattori
[23] che influenzano il corretto funzionamento ed i tassi di denitrificazione nei bioreattori sono: la fonte di carbonio e la sua età; la temperatura; il pH; la concentrazione di ossigeno disciolto; la concentrazione influente di nitrati; il tempo di residenza idraulica; l’alternanza tra fasi sature ed insature.
La durata di vita di un bioreattore è fortemente influenzata dalla fonte di carbonio e dal suo tasso di degradazione. Vista la ancora limitata esperienza, in larga parte ottenuta sulla base di installazioni pilota, si stima la vita attiva di un bioreattore in 10-20 anni
[24], anche se alcune modellizzazioni del tempo di decadimento della materia organica sembrano indicare un tempo utile più esteso. Al termine della vita utile il bioreattore deve essere in larga parte ricostruito rimuovendo e sostituendo gli strati di materiale bioattivo.
Più frequente è l'alternanza tra condizioni sature e insature, più intenso e rapido è il degrado.
Anche la temperatura gioca un ruolo importante nelle prestazioni dei bioreattori
[25]. L’attività batterica ha un optimum tra i 25 e 35 °C di temperatura all’interno del substrato attivo. La denitrificazione può comunque verificarsi in un'ampia gamma di temperature, tra 2 e 50 °C, con un gradiente crescente di efficienza all’aumentare della temperatura sino ai 35°C.
La scelta della fonte di carbonio può influenzare il tipo di ceppi batterici che la colonizzeranno ed il pH della soluzione circolante all’interno del substrato attivo. Il pH all’interno di una matrice soggetta a variazioni nei livelli di ossido-riduzione e di temperatura non è costante nel tempo. L'intervallo di pH ottimale
[26] per i batteri denitrificanti è compreso tra 5,5 e 8,0 log H+.
Il bioreattore opera in ambiente anaerobico, quindi perché avvenga la denitrificazione la saturazione dell'ossigeno disciolto non dovrebbe mai essere superiore al 10%. Il processo inizia con concentrazioni minori di 2 mg L-1. Questo richiede che sia mantenuta una condizione di saturazione della matrice o che questa sia in atto da almeno un’ora
[27].
La concentrazione limite per l’attività di denitrificazione all’interno del bioreattore
[28] è indicata in circa 0,5 mg L-1, di molto inferiore a quella generalmente riportata per le acque di drenaggio agricolo, specie durante le fasi di coltivazione e di rapida nitrificazione della sostanza organica del suolo.
Il tempo di residenza idraulica è importante. Deve essere sufficiente a consentire l’attivazione del processo dopo una fase “asciutta” e comunque a consentire al film batterico di interagire con il nitrato nell'acqua per completare la conversione del nitrato in gas di azoto. Generalmente, il tasso di rimozione è direttamente proporzionale al tempo di residenza, sino al raggiungimento della concentrazione limite di nitrato (0,5 mg L-1).
Questi fattori possono essere influenzati dal modificato andamento pluvio-termometrico causato dai cambiamenti climatici in atto. Una recente analisi permette di meglio comprendere e gestire gli effetti del cambiamento climatico sull’attività dei bioreattori a cippato
[29], fornendo elementi per adeguare progettazione e gestione.
Inoltre, per l'implementazione su larga scala dei bioreattori per trattare le acque di drenaggio agricolo, è imperativo disporre di un supporto per il dimensionamento corretto, per esempio rispetto ad uno specifico obiettivo di riduzione di azoto
[30],[31].
Se il bioreattore non è gestito correttamente, opera oltre le condizioni limite, o ha raggiunto un livello di decadimento troppo elevato, possono verificarsi degli effetti collaterali negativi
[32]. Questi comprendono il collasso strutturale o l’occlusione da sedimento dello strato di cippato, ma anche il rilascio in atmosfera di gas serra (ossidi di azoto, metano e anidride carbonica) a causa dell’incompleta denitrificazione, il rilascio verso le acque di fosforo in quantità superiore ai flussi in entrata e di acidi umici, fenoli e tannini nelle prime fasi di funzionamento ed in funzione del tipo di cippato utilizzato.
L’interesse verso questo tipo di trattamento delle acque di restituzione dell’agricoltura è rapidamente cresciuto negli ultimi anni, particolarmente negli USA ed in Nuova Zelanda.
In Europa sono segnalati impianti in Spagna a difesa del Mar Menor in Murcia
[33], un punto critico per la gestione dell’inquinamento da nitrati sotto stretta osservazione, in Belgio e in Danimarca[34]. Il progetto europeo WATERAGRI, ha installato in due località austriache dei prototipi con diversi strati di materiale bioattivo, tra cui biochar[35].
I costi per la costruzione ed il mantenimento reperibili in letteratura sono abbastanza variabili, i costi previsti per l’impianto in Spagna, con più alto impiego di tecnologia, si aggirano intorno ai 500.000 € per l’intera installazione, mentre in generale sono stimati in circa 10000-15000 € per installazioni a servizio di un’area di 10 sino a 40 ha.
L’efficienza di rimozione, quando in attività, è riportata in un range tra il 10% ed il 90%. Si è osservato come un bioreattore con una superficie di 600 m2, ed un volume di 600 m3, corrispondente allo 0,08% del bacino scolante, ha rimosso il 48,7% del carico di azoto.
La buona efficienza, la rimozione passiva, senza utilizzo di energia, e la relativa compattezza dell’installazione rendono questo tipo di trattamento interessante sia per il produttore agricolo che per i Consorzi di Bonifica.
Va attentamente considerata la possibilità di inserire questa NBS in ingresso ai piccoli invasi che ANBI e Coldiretti stanno da tempo proponendo
[36]. Lo sviluppo di altre tecnologie a bassa richiesta energetica che potrebbero essere poste in successione per ridurre l’effetto negativo della variabilità nel carico rimosso da parte del bioreattore, come l’elettroforesi per la produzione di ammoniaca da destinarsi ad usi industriali o alla produzione di nuovo fertilizzante[37], avvicina l’ipotesi di installazione a livello aziendale o collettivo (Consorzi di Bonifica o autorità pubbliche) di “sistemi di rimozione attiva” dei rilasci azotati derivanti dalle attività agricole.
Il progetto PON Water4AgriFood ha considerato, tra le varie soluzioni possibili e da approfondire, anche l’utilizzo di bioreattori, a tutela di aree umide di alto pregio ambientale.
Le acque di drenaggio dell’azienda confluiscono infatti in una zona ZPS (ITB034001), lo Stagno di S’Ena Arrubia, che.si trova nella fascia costiera meridionale della Provincia di Oristano. In seguito alla Bonifica di Arborea, lo Stagno di S’Ena Arrubia è ora divenuta il bacino di raccolta delle canalizzazioni della bonifica, con problemi di accumulo di nitrati veicolati per la maggior parte dal Canale delle acque basse, attraverso l’Idrovora di Sassu.
Lo studio condotto da progetto valuta la qualità delle risorse idriche restituite al reticolo idrografico superficiale e alle falde, e ha messo in opera una rete di sensori di concentrazione che forniscono dati ad un modello di trasporto di inquinanti, per quantificare l’impatto sui suoli e sulle acque superficiali e profonde delle attività agro‚??zootecniche.
I risultati verranno analizzati anche per verificare l’ipotesi di poter adeguare la tariffa per l’acqua irrigua in funzione della qualità delle acque di ritorno, migliorata in seguito al passaggio nel bioreattore.
La restituzione di acque di buona qualità potrebbe essere ragione di minore aggravio sul ruolo irriguo emesso dal consorzio di bonifica e del canone di concessione per i prelievi in autoapprovvigionamento.
Questo approccio di gestione intelligente dei drenaggi agricoli presenta diversi vantaggi: è semplice, flessibile ed ecologico; può rendere la produzione agricola sostenibile nella regione; contribuisce alla Direttiva Quadro sulle Acque dell'Unione Europea (WFD) riducendo potenzialmente il carico di nutrienti dai campi agricoli alle acque superficiali e sotterranee; ha costi contenuti; non richiede l’impegno di grandi superfici.
Tuttavia, questa nuova opzione di miglioramento “in situ” della qualità dell'acqua non è senza limitazioni o rischi. Ulteriori ricerche sono necessarie per valutare tools e criteri di progettazione, definire e quantificare i potenziali effetti deleteri, e sviluppare migliori procedure di gestione per ottimizzare e stabilizzare le prestazioni.
Questa tecnologia inizia a muoversi rapidamente dalla fase di ricerca a quella dimostrativa, ed in alcuni casi operativa. Si spera, quindi, che le attività del progetto Water4AgriFood possano aiutare a colmare il vuoto di competenze ed a fornire ulteriori elementi per una analisi dei costi operativi e di investimento.


[1] Parlamento Italiano, Legge. 10 maggio 1976, n. 319 – “Legge Merli”
[2] Poikane, S et al., 2019. Nutrient criteria for surface waters under the European Water Framework Directive: Current state-of-the-art, challenges and future outlook. Sci. Total Environ. 695, 133888. https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.133888
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[4] Howarth, R., Chan, F., Conley, D.J., Garnier, J., Doney, S.C., Marino, R., Billen, G., 2011. Coupled biogeochemical cycles: eutrophication and hypoxia in temperate estuaries and coastal marine ecosystems. Front. Ecol. Environ. 9, 18–26. https://doi.org/10.1890/100008
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[6] Romero, E., et al., 2013. Large-scale patterns of river inputs in southwestern Europe: seasonal and interannual variations and potential eutrophication effects at the coastal zone. Biogeochemistry 113, 481–505. https://doi.org/10.1007/s10533-012-9778-0
[7] Diaz, R.J., Rosenberg, R., 2008. Spreading dead zones and consequences for marine ecosystems. Science (80). 321, 926–929. https://doi.org/10.1126/science.1156401
[8] Culhane, F., et al., 2019. Risk to the supply of ecosystem services across aquatic ecosystems. Sci. Total Environ. 660, 611–621. https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.12.346
[9] Grizzetti, B., Lanzanova, D., Liquete, C., Reynaud, A., Cardoso, A.C., 2016. Assessing water ecosystem services for water resource management. Environ. Sci. Policy 61. https://doi.org/10.1016/j.envsci.2016.04.008
[10] Piroddi, C., et al., 2017. Historical changes of the Mediterranean Sea ecosystem: Modelling the role and impact of primary productivity and fisheries changes over time. Sci. Rep. 7. https://doi.org/10.1038/srep44491
[11] Ward, M. H. et al. Drinking water nitrate and human health: an updated review. Int. J. Environ. Res. Public Health 15, 1557 (2018)
[12] S.R. Tannenbaum and L.C. Green, 1985. Selected abstract on the role of dietary nitrate and nitrite in human carcinogenesis. Int. Cancer Research Data Bank Program, Nat. Cancer Inst., Washington, DC. https://babel.hathitrust.org/cgi/pt?id=uc1.c3391418&seq=1 last accessed 14/08/2023
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[15] Zhang, X. et al, 2015. Managing nitrogen for sustainable development. Nature 528, 51–59
[16] https://indicatoriambientali.isprambiente.it/sys_ind/156
[17] Christianson, L., A. Bhandari, and M. Helmers. 2009. Emerging technology: Denitrification bioreactors for nitrate reduction in agricultural waters. J. Soil Water Cons. 64(5): 139A-141A
[18] Christianson, L.E., Bhandari, A. and Helmers, M.J. 2011. Pilot-scale evaluation of denitrification drainage bioreactors: reactor geometry and performance. J. Environ. Eng. 137: 213-220.
[19] Wegscheidl, C, Robinson, R & Manca, F., 2021. ‘Using denitrifying bioreactors to improve water quality on Queensland farms’ State of Queensland, Townsville. https://era.daf.qld.gov.au/id/eprint/8739/
[20] Christianson, L.E. and Schipper, L. 2016. Moving denitrifying bioreactors beyond proof of concept: introduction to the special section. Journal of Environmental Quality 45:757-761. https://acsess.onlinelibrary.wiley.com/doi/epdf/10.2134/jeq2016.01.0013
[21] R.M. Powell, et al., 1998. Permeable reactive barrier technologies for contaminant remediation, EPA/600/ R-98/125. https://www.academia.edu/4155338/Powell_R_M_Puls_R_W_Blowes_D_Vogan_J_Gillham_R_W_Powell_P_D_Schultz_D_Landis_R_and_T_Sivavec_
1998_Permeable_Reactive_Barrier_Technologies_for_Contaminant_Remediation_U_S_EPA_Report_EPA_600_R_98_125
[22] USDA, 2015. Conservation practice standard denitrifying bioreactor code 605 (605-CPS). Washington, DC: USDA Natural Resources Conservation Service. https://www.nrcs.usda.gov/resources/guides-and-instructions/denitrifying-bioreactor-no-605-conservation-practice-standard
[23] Partheeban, C., Kjaersgaard, J., Hay, C. and Trooien, T. 2014. A review of factors controlling the performance of denitrifying woodchip bioreactors. An ASABE meeting presentation. Paper number SD14-029. https://www.researchgate.net/publication/2768314
39_A_Review_of_the_factors_controlling_the_performance_of_denitrifying_woodchip_bioreactors
[24] Schipper, L.A., Cameron, S.G. and Warneke, S., 2010. Nitrate removal from three different effluents using large-scale denitrification beds. Ecological Engineering 36(11): 1552-1557. https://doi.org/10.1016/j.ecoleng.2010.02.007
[25] Robertson, W.D., Ptacek, C.J. and Brown, S.J., 2009. Rates of Nitrate and Perchlorate Removal in a 5‚??Year‚??Old Wood Particle Reactor Treating Agricultural Drainage. Ground Water Monitoring and Remediation 29(2): 87-94. https://doi.org/10.1111/j.1745-6592.2009.01231.x
[26] Rivett MO, Buss SR, Morgan P, Smith JWN (2008) Nitrate attenuation in groundwater: a review of biogeochemical controlling processes. Water Res 42(16):4215–4232 https://doi.org/10.1016/j.watres.2008.07.020.
[27] Robertson, W.D., et al. Op cit.
[28] Brian J. Halaburka, Gregory H. LeFevre, and Richard G. Luthy, 2017. Evaluation of Mechanistic Models for Nitrate Removal in Woodchip Bioreactors. Environ. Sci. Technol. 2017, 51, 9, 5156–5164. https://doi.org/10.1021/acs.est.7b01025
[29] Jenna K. Israel, Zihao Zhang, Yi Sang, Philip M. McGuire, Scott Steinschneider, Matthew C. Reid, 2023. Climate change effects on denitrification performance of woodchip bioreactors treating agricultural tile drainage. Water Research, Volume 242. https://doi.org/10.1016/j.watres.2023.120202.
[30] Carl Christian Hoffmann, Søren Erik Larsen, and Charlotte Kjaergaard, 2019. Nitrogen Removal in Woodchip-based Biofilters of Variable Designs Treating Agricultural Drainage Discharges. J. Environ. Qual. 48:1881–1889 (2019) doi:10.2134/jeq2018.12.0442
[31] Dan B. Jaynes, Tom B. Moorman, Timothy B. Parkin, and Tom C. Kaspar J., 2016. Simulating Woodchip Bioreactor Performance Using a Dual-Porosity Model. Environ. Qual. 45:830838. doi:10.2134/jeq2015.07.0342
[32] L. E. Christianson, et al., 2021. Effectiveness of denitrifying bioreactors on water pollutant reduction from agricultural areas. Transactions of the ASABE, Vol. 64(2): 641-658 21 American Society of Agricultural and Biological Engineers ISSN 2151-0032 https://doi.org/10.13031/trans.14011
[33] Construirán 16 balsas con biorreactores de astillas de cítricos para desnitrificar 19.000 m3/agua antes de verterla al Mar Menor Agrodiario 2019 https://www.agrodiario.com/texto-diario/mostrar/1650222/total-16-bal
[34] Lorenzo Pugliese , Henrik Skovgaard, Lipe R. D. Mendes and Bo V. Iversen, 2020. Treatment of Agricultural Drainage Water by Surface-Flow Wetlands Paired with Woodchip Bioreactors. Water, 12, 1891; doi:10.3390/w12071891
[35] Progetto di ricerca e innovazione H2020 WATERAGRI - Water Retention And Nutrient Recycling In Soils And Streams For Improved Agricultural Production. https://wateragri.eu/a-bio-inspired-multilayer-drainage-system/ , https://youtu.be/6LtD0pbzEkc
[36] Si citano a questo proposito: https://www.anbi.it/art/articoli/6128-anbi-il-piano-laghetti-di-coldiretti-e-anbi-contribuira-a-cohttps://terraevita.edagricole.it/cambiamenti-climatici/anbi-e-coldiretti-danno-il-via-ai-primi-223-progetti-del-piano-laghetti/; https:// www.agricultura.it/2022/07/07/emergenza-idrica-ecco-il-piano-laghetti-10-mila-invasi-entro-il-2030-223-progetti-gia-cantierabili-emilia-romagna-guida-con-40-poi-toscana-e-veneto-2/; https://www.meteoweb.eu/2023/01/siccita-piano-laghetti/1001189554/
[37] van Langevelde, P. H., Katsounaros, I. & Koper, M. T. M., 2021. Electro- catalytic nitrate reduction for sustainable ammonia production. Joule 5, 290–294


ESTERNALITÀ POSITIVE E NEGATIVE CONNESSE ALLA PRATICA IRRIGUA ED ALLE INFRASTRUTTURE MULTIFUNZIONALI DI STOCCAGGIO

A. Battilani1, R. Zucaro2, M. Ruberto2, S. Baralla2, C. Truglia1, M. Gargano1

1ANBI, 2 CREA Politiche e Bioeconomia

È ben noto che le aree irrigate contribuiscono alla produzione alimentare globale in una percentuale più che proporzionale alla superficie da esse utilizzata, la letteratura scientifica riporta che circa il 40% del totale delle calorie prodotte origina dal 18% delle terre coltivate dove si pratica regolarmente l’irrigazione[1],[2].
Il reale impatto della pratica irrigua sulla produzione alimentare globale è meglio percepibile se si traducono queste percentuali in intensità produttiva: la produzione relativa di calorie nei terreni non irrigui è pari a 0.73, mentre in quelli irrigati 2.22, tre volte superiore.
In Italia la dipendenza delle nostre produzioni agroalimentari dall’irrigazione è maggiormente marcata rispetto alla media globale (66%), a livello Europeo inferiore solo a Portogallo e Grecia. Paesi come la Francia, parzialmente a clima mediterraneo, si attestano intorno ad una quota del 20%, la metà della media globale.
La relazione tra la produzione nazionale di calorie e l’indice di sviluppo
[3] (HDI) dell’Italia, tra i più alti (0.87) a livello globale, è indiscutibilmente molto stretta. Se cessassimo l’irrigazione in favore di un ristoro ecologico delle portate fluviali, quindi prelevando solo le portate in alveo eccedenti il deflusso ecologico/ambientale, si stima che la produzione di calorie nazionale subirebbe una contrazione del 16%[4], cui si accompagnerebbe una caduta dell’indice di sviluppo ed una conseguente importante crisi socioeconomica. Una crisi con riflessi su scala continentale: potrebbe infatti innescarsi un meccanismo inverso di protezionismo inteso a garantire la sicurezza alimentare del mercato nazionale, già sperimentato con il rallentamento od il blocco nei flussi in esportazione da paesi produttori extra-EU durante le recenti crisi generate dalla pandemia COVID 19 e dalle recenti devastanti siccità. Un blocco dei flussi commerciali di prodotti agroalimentari di pregio mediterranei, in larga parte irrigui, che frange di ecologismo già oggi richiedono a gran voce[5].
L'agricoltura è quindi giustificatamente un attore importante nell'utilizzo delle risorse idriche. In Italia tra il 60% ed il 70% circa dei prelievi di acqua dolce vengono utilizzati per l'irrigazione, in linea con la media globale
[6], per sostenere tipologie di prodotto e livelli quanti-qualitativi di produzione vegetale, ed indirettamente zootecnici e caseari, strategici per il Paese.
Quando si interviene nella regolazione degli usi di risorsa idrica per l’agroecosistema, il problema maggiore è che l'irrigazione produce sia esternalità negative che positive, spesso inestricabilmente correlate tra loro.
L’agricoltura irrigua contribuisce a creare ambienti ricchi di vegetazione, idonei all’insediamento ed allo sviluppo di una ampia e differenziata fauna, ma questo accade al di fuori dell’alveo fluviale o delle zone ripariali. La rete di canali irrigui sostiene la vita dei suoli, e con essa la loro fertilità naturale, rallenta o blocca il flusso di macronutrienti e contaminanti verso i corsi d’acqua. I flussi di ritorno dell'irrigazione contribuiscono alla ricarica delle acque sotterranee e le infrastrutture irrigue sostengono fruibilità ed estetica del paesaggio e sono parte dell’eredità culturale e storica. Molte infrastrutture di stoccaggio irriguo hanno assunto negli anni una chiara valenza ambientale: esse svolgono un’importante azione rappresentando in molte zone la più significativa testimonianza di ecosistemi acquatici. I canali e gli invasi irrigui costituiscono pertanto un’importante riserva di natura e biodiversità il cui valore è oggi largamente riconosciuto. Alcuni sono classificati tra le aree umide di importanza internazionale o sono sedi di oasi o di riserve naturali gestite dai Consorzi di bonifica o dagli Enti Gestori in collaborazione con associazioni ambientaliste. Da questo si intuisce l’intricata rete socio/economico/culturale/ambientale che forma la pratica irrigua negli areali mediterranei.
Le esternalità negative prodotte dall’agricoltura sono state ampiamente discusse
[7],[8],[9],[10]. Per la maggior parte sono riconducibili alla sottrazione di risorsa idrica in fasi di crisi, alla presenza in alveo di infrastrutture di captazione o stoccaggio, al trasporto solido o di soluti inquinante od eutrofizzante, alla salinizzazione dei suoli (in aree aride o costiere), allo stimolo all’utilizzo di maggiori quantitativi di fertilizzanti e pesticidi, alla perdita di biodiversità e di nicchie ecosistemiche a causa di una eccessiva semplificazione del bioma all’interno dell’agroecosistema e delle pressioni sulle aree non coltivate e sulle ripe ed alvei fluviali.
Le esternalità positive sono meno documentate, forse perché ritenute maggiormente attinenti agli aspetti sociali ed economici che ambientali. Le esternalità positive ambientali hanno spesso natura indiretta o di trasferimento da un ambiente ad un altro, con marcata natura di trade off e quindi difficilmente valutabili per il loro impatto su ampia scala. Inoltre, fornendo servizi ecosistemici e benefici ambientali al di fuori dell’alveo fluviale, non ricadono tra gli scopi della Direttiva Quadro Acque Europea.
In sintesi, le esternalità positive sono dovute ad effetti diretti sulla produzione agroalimentare e sulla qualità e varietà della dieta, con una azione complementare sulla salute. Le infrastrutture irrigue hanno anche funzioni di difesa idrogeologica dei territori, e proteggono gli insediamenti da inondazioni, oltre che allontanare le acque di scarico. L'irrigazione è fortemente associata alla diminuzione della povertà, in particolare tra i piccoli coltivatori e le fasce più deboli di consumatori. L’uso dell’acqua in agricoltura produce ben noti effetti moltiplicatori per l'economia in generale, non sempre considerati perchè richiedono di essere analizzati nel dettaglio per ogni singola filiera produttiva direttamente od indirettamente coinvolta. Queste esternalità dipendono fortemente dal luogo e dalle circostanze, e si ripercuotono in modo diseguale a livello sociale, spaziale e temporale
[11].
La perdita dei raccolti causata da condizioni meteorologiche avverse è stata collegata ai fenomeni migratori
[12]. Un problema sociale che l'accesso all'irrigazione può mitigare[13], ma che una transizione mal governata verso una sostenibilità di lungo periodo degli usi idrici potrebbe riprodurre anche all’interno della ricca Europa.
L'agricoltura riceve anche una serie di disservizi ecosistemici che riducono la produttività o aumentano i costi di produzione e l’utilizzo di input quali i pesticidi ed i diserbanti
[14]. Parassiti delle colture, fauna selvatica erbivora, frugivora, granivora, agenti patogeni (in particolare malattie fungine, batteriche e virali) diminuiscono la produttività e nel peggiore dei casi possono comportare la completa perdita di raccolto. Il danno è particolarmente elevato per le colture il cui prezzo dipende fortemente dalla qualità e dalle caratteristiche estetiche. Le piante non coltivate competono per luce solare, acqua e nutrienti, e tramite gli essudati radicali possono ridurre la crescita delle colture limitandone l'accesso alle necessarie risorse (allelopatia). Ad una scala più ampia, specie in aree aride, l’acqua consumata da altre piante riduce l'acqua disponibile per la produzione agricola. Alcuni alberi particolarmente efficienti nella captazione possono essiccare gli strati sotto-superficiali in parte dell’appezzamento e ridurre la ricarica delle falde acquifere utilizzate anche per l’irrigazione (ad esempio, conifere, tamerici, eucalipti). Infine, le fioriture di piante infestanti competono con le colture agrarie per l’impollinazione entomofila, attirando a sé gli insetti impollinatori.
Il forte nesso esistente tra le esigenze idriche per la produzione agroalimentare e quelle ambientali solleva questioni importanti riguardo alla sostenibilità di medio/lungo periodo.
Il tema centrale è quello di sostenere ed intensificare nel prossimo futuro le attività economiche, in particolare l'agricoltura per la sicurezza alimentare e l’approvvigionamento di materie prime per la bioeconomia, senza incorrere nell'esaurimento delle riserve idriche, o nella depauperazione irreversibile degli habitat acquatici e di tutti i servizi ecosistemici da essi offerti.
La situazione italiana riguardo all’efficiente uso delle risorse idriche in agricoltura è prossima alla media globale
[15], che vede circa il 40% delle pratiche irrigue classificate come insostenibili e causa del sovrasfruttamento della disponibilità contingente e della capacità di ricarica naturale delle falde.
La modernizzazione in atto da decenni delle tecniche e delle strategie irrigue necessita quindi di essere ulteriormente sostenuta ed ampliata nei suoi metodi ed obiettivi, facilitando una gestione integrata delle risorse idriche capace di garantire un aumento della produzione di calorie per unità di superficie pur mantenendo i prelievi all’interno dei limiti di tolleranza necessari a garantire ecosistemi acquatici vitali e resilienti
[16].
Questa azione di modernizzazione tecnologica, intesa a razionalizzare e contenere la domanda per le produzioni agricole, rappresenta una chiave per garantire la sostenibilità di settori economici importanti
[17] che dipendono totalmente dalla presenza di colture sempre più idroesigenti.
Ma la contrazione sino ai limiti della tollerabilità del soddisfacimento dei fabbisogni idrici delle colture non necessariamente si traduce in un beneficio netto in favore degli ecosistemi.
In termini puramente economici si raggiunge la sostenibilità quando il costo dell'irrigazione è inferiore al suo valore aggiunto rispetto alla produzione in asciutta, ma oggi, per un produttore agricolo, la sostenibilità riguarda anche l’accesso alla risorsa quando gli anni di deficit idrico si ripetono frequentemente o la siccità persiste nel tempo
[18]. Considerati i rilevanti investimenti che debbono essere fatti per modernizzare impianti e gestione irrigua, un incerto accesso all’acqua significa semplicemente l’improduttività dell’investimento stesso con gravi danni economici per l’imprenditore agricolo.
Quando l'attenzione è rivolta all'ambiente, una pratica irrigua si dice sostenibile quando l’utilizzo di risorse idriche non compromette la produzione presente e futura di beni e servizi da parte dell’ecosistema
[19].
Questa asserzione, nella sua chiarezza e semplicità, ha troppo spesso portato ad una “trappola sociale”
[20],[21]. Una trappola sociale è una situazione in cui vengono intraprese azioni, tipicamente da decisori politici o dai mercati, per ottenere guadagni a breve termine o per correggere disequilibri connessi allo sfruttamento senza compensazione di beni pubblici da parte di alcuni[22], ma che a lungo termine portano ad una perdita per la collettività in primis e per il singolo stesso di conseguenza.
La riduzione dei prelievi irrigui per effetto della modernizzazione dei sistemi di distribuzione al campo è un esempio di trappola sociale. I decisori politici promuovono un aumento dell’efficienza irrigua per ottenere una parallela riduzione dei prelievi ed il rispetto del deflusso ecologico/ambientale
[23], ma la mancata “inefficienza” interrompe flussi d'acqua necessari ad altri ecosistemi al di fuori dell’alveo fluviale[24]: i suoli, le ripe dei canali, i fontanili e tutte le polle e risorgive alimentate da falde superficiali rimpinguate dalle “perdite” irrigue.
L'introduzione di maggiore tecnologia intesa a ridurre la richiesta di acqua può creare il tanto discusso “effetto rebound”. Questo si genera perché l'agricoltore deve compensare maggiori costi fissi conseguenti agli investimenti ed al cresciuto costo energetico dell’irrigazione (molte delle tecnologie ad alto risparmio idrico sono in compenso energivore), a cui si accompagna un maggiore rischio di perdita di valore economico della produzione i cui margini di resilienza sono già sfruttati al massimo per raggiungere l’obiettivo di risparmio idrico. Questo spinge l’agricoltore ad incrementare le superfici coltivate con colture da reddito, generalmente irrigue
[25],[26].
Affrontare un'esternalità solo in senso ambientale od economico potrebbe portare a risultati diversi dall’obiettivo ambientale predeterminato. Agire solo sul lato della domanda, attraverso la modernizzazione, anche implementando politiche di prezzo dell’acqua, può quindi facilmente portare a trappole sociali. Questo va evitato nell’interesse stesso dell’ambiente che si intende proteggere
[27].
Se rimane fondamentale il ruolo degli incentivi di breve termine per la compensazione degli extra costi sopportati dai singoli per proteggere l'ambiente nell’interesse collettivo di lungo periodo, altrettanto determinante è un’azione volta a stabilizzare l’offerta, in questo caso l’accesso ad una adeguata disponibilità di risorsa idrica.
Nonostante il crescente bisogno di disporre di acqua irrigua per superare momenti di grave stress idrico, la più grande fonte di acqua per l'agricoltura resta la pioggia
[28]. Attualmente, l’efficienza di utilizzo dell'acqua piovana nei sistemi agricoli è stimata tra il 35% ed il 50%. È possibile recuperare una quota significativa dell’acqua piovana persa per evaporazione dal suolo ma soprattutto per ruscellamento e percolazione attraverso infrastrutture quali serbatoi di acqua piovana/piccoli invasi utili anche per la regolazione delle inondazioni.
La raccolta delle eccedenze di acqua piovana a livello aziendale od interaziendale (rain harvesting)
[29],[30], delle acque di restituzione dell’attività irrigua, e di flussi istantanei dannosi per l’ambiente e per la società, ma spesso anche potenzialmente pericolosi o letali, è ben lontana dall’essere una trappola sociale. La cattura di flussi idrici in eccedenza di cui non possono beneficiare gli invasi di grandi dimensioni in alveo, e/o la diversione di portate istantanee in eccesso potenziale causa di inondazioni, ha un effetto positivo sui successivi prelievi in fase di magra e sulla qualità delle acque che giungono infine al fiume. Con questa azione di mitigazione di una o più importanti esternalità negative si ottengono numerosi trade-off positivi quali la supplementazione idrica alle colture, il contribuire alla ricarica delle falde, il ridurre le perdite di nutrienti verso i corpi idrici naturali, il controllo dell’erosione[31].
La creazione di una rete di invasi multifunzionali di piccole dimensioni è fortemente sostenuta da ANBI e Coldiretti con il “Piano Laghetti” presentato nel 2021
[32]. La creazione di oasi di biodiversità multifunzionali a sostegno della sicurezza alimentare dovrebbe incontrare anche il sostegno del mondo ecologista che, seppur su scala minore e con funzionalità più limitate, ha postulato simili ipotesi in passato[33].
Il settore dell’agricoltura irrigua è soggetto ad una pressione crescente volta a trasferire l'acqua ad usi non agricoli, per il ristoro di ambienti acquatici e a supporto della flora e della fauna selvatica. L’irrigazione può portare alla creazione di un elevato numero di zone umide
[34], sia effimere che permanenti, che quando gestite con un protocollo che miri alla salvaguardia ambientale ed al sostegno delle produzioni agricole irrigue, possono diventare veri hot-spot di biodiversità, capaci di agire come zone rifugio e punti di ricarica per gli ambienti acquatici e non ad essi interconnessi[35]. Esperienze su bacini di dimensione medio/grande dimostrano la fattibilità e la comparabilità con i costi di conservazione dell’ambiente sopportati con approcci diversi[36].
Il progetto PON Water4AgriFood sta esplorando la possibilità di sostenere con i rilasci irrigui aree umide di alto pregio ambientale.
Il caso studio è localizzato nell’azienda sperimentale di Arborea (Sardegna), di proprietà di Bonifiche Ferraresi, con il fine di valutare metodi e costi di azioni mirate a coniugare le esigenze produttive con la tutela dell’ambiente e della risorsa idrica.
Le acque di drenaggio dell’azienda confluiscono in una zona ZPS (ITB034001), lo Stagno di S’Ena Arrubia, che si trova nella fascia costiera meridionale della Provincia di Oristano. La ZPS ha una superficie complessiva di circa 298 ettari e si inserisce nel vasto sistema di zone umide dell’Oristanese. Originariamente S’Ena Arrubia costituiva l’estremità nord-occidentale dello Stagno di Sassu e garantiva a quest’ultimo un collegamento diretto col mare tramite un’ampia foce. La Bonifica di Arborea, realizzata tra fra gli anni ’20 e ’30, provocò il prosciugamento dello Stagno di Sassu e del complesso sistema di paludi che occupava la piana fra Santa Giusta e Marceddì, trasformando la Laguna di S’Ena Arrubia, ora  divenuta il bacino di raccolta delle canalizzazioni della bonifica. L’afflusso di acque interne è regolato da tre canali, ma i carichi di nutrienti di origine agricola sono veicolati per la maggior parte dal Canale delle acque basse, attraverso l’Idrovora di Sassu.
Lo studio valuta la qualità delle risorse idriche restituite al reticolo idrografico superficiale e alle falde, e ha messo in opera una rete di sensori di concentrazione che forniscono dati ad un modello che, tra le altre, simula il trasporto di inquinanti per quantificare l’impatto sui suoli e sulle acque superficiali e profonde delle attività agro‚??zootecniche.
La metodologia sperimentata costituisce un avanzamento rispetto alle applicazioni modelliste tradizionali in quanto integra misure oggettive effettuate in nodi critici del reticolo di drenaggio aziendale con il database relativo all'uso agronomico del territorio (SIGRIAN) ed alle tecniche che direttamente o indirettamente influenzano la distribuzione spazio‚??temporale degli inquinanti.
Il valore aggiunto offerto da questo approccio è principalmente dato dall’analisi predittiva dei flussi di inquinanti prodotti dalle specifiche pratiche agricole aziendali verso l’area umida costiera.
I risultati verranno analizzati anche per verificare l’ipotesi di poter adeguare la tariffa per l’acqua irrigua in funzione della qualità delle acque di ritorno. La restituzione di acque di buona qualità potrebbe essere ragione di minore aggravio sul ruolo irriguo emesso dal consorzio di bonifica e del canone di concessione per i prelievi in autoapprovvigionamento.
Si intende dunque effettuare una valutazione economica dei benefici e dei costi ambientali connessi con la pratica irrigua, le esternalità negative e positive, per ricavarne i criteri per adeguare la tariffa irrigua alla qualità delle acque di restituzione.
Questa sperimentazione ricalca in parte il criterio del Water Quality Market, lanciato nel 2003 dall’Agenzia per la Protezione dell’Ambiente americana, recentemente aggiornato ed ampliato
[37].
Vista la natura della relazione tra ambiente e agricoltura irrigua, un obiettivo realistico e sostenibile dovrebbe essere quello di bilanciare servizi ecosistemici forniti e pressioni ambientali esercitate, raggiungendo un livello efficiente ed accettabile, piuttosto che mirare ad eliminare del tutto le esternalità negative di una pratica indispensabile.
La compensazione di azioni di riduzione del carico inquinante e di miglior gestione delle acque irrigue, inclusi i flussi di restituzione, acquista una valenza positiva per l’imprenditore agricolo che vede premiato lo sforzo economico necessario all’implementazione delle tecnologie e delle competenze necessarie a conseguire un risultato non economico ma di grande utilità sociale ed ambientale.



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[32] Si citano a questo proposito: https://www.anbi.it/art/articoli/6128-anbi-il-piano-laghetti-di-coldiretti-e-anbi-contribuira-a-co ; https://terraevita.edagricole.it/cambiamenti-climatici/anbi-e-coldiretti-danno-il-via-ai-primi-223-progetti-del-piano-laghetti/; https:// www.agricultura.it/2022/07/07/emergenza-idrica-ecco-il-piano-laghetti-10-mila-invasi-entro-il-2030-223-progetti-gia-cantierabili-emilia-romagna-guida-con-40-poi-toscana-e-veneto-2/https://www.meteoweb.eu/2023/01/siccita-piano-laghetti/1001189554/
[33] Si veda: The million pounds project https://freshwaterhabitats.org.uk/wp-content/uploads/2013/08/MPP-Y4-REPORT-final_low-res.pdf; One Million Ponds – Campagna per la tutela e sensibilizzazione delle piccole zone umide. A cura di A. Agapito Lodovici, WWF Italia, 2018. https://www.wwf.it/pandanews/ambiente/one-million-ponds-report-wwf/
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[35] Battilani, A., De Waegemaeker, J., 2022.  Nature-based Solutions for water management under climate change Minipaper: Agricultural Nature-based Solutions as biodiversity hotspots for river ecosystems resilience. EIP-AGRI Focus Group 46, https://ec.europa.eu/eip/agriculture/sites/default/files/fg46-mp3-agricultural_nbs_for_river_ ecosystems_resilience.pdf
[36] Peck, D. E., D. M. McLeod, J. P. Hewlett, and J. R. Lovvorn. 2004. Irrigation-dependent wetlands versus instream flow enhancement: economics of water transfers from agriculture to wildlife uses. Environmental Management 34(6):842-855. http:// dx.doi.org/10.1007/s00267-004-3085-z
[37] EPA, 2003. National Water Quality Trading Policy, https://www.epa.gov/system/files/documents/2022-12/Water-Quality-Trading-Policy.pdf ; EPA, 2019. Updating the EPA's Water Quality Trading Policy to Promote Market-Based Mechanisms for Improving Water Quality.  https://www.epa.gov/sites/default/files/2020-10/documents/trading-policy-memo-2019.pdf

 
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