RICERCA ITALIANA     

Studio di processi e fenomeni in grado di contribuire alla riduzione della contaminazione dei corpi idrici da fitofarmaci.

Università Cattolica del Sacro Cuore

Abstract

Il progetto si propone di contribuire alla conoscenza di quei fenomeni e processi che avvengono durante alcune attività di riduzione della contaminazione dei corpi idrici come fasce tampone inerbite, zone ripariali e biobed. Ciascuna delle 5 U.O. coinvolte si occuperà di un processo differente ed il filo conduttore che le lega è lo studio di agrofarmaci, quale esempio di contaminanti dei corpi idrici. I fenomeni indagati saranno rispettivamente la capacità di detossificazione di vegetali presenti nelle fasce inerbite e il potenziamento di questa capacità (U.O. Perugia), l'effetto delle cere epicuticolari sulla velocità di fotolisi e l'adsorbimento di radici e foglie di agrofarmaci da parte di macrofite ripariali (U.O. Piacenza), la capacità delle mucillagini radicali di aumentare la velocità di degradazione di contaminanti (U.O. Bologna), l'effetto dei sedimenti sulla degradazione e rimozione di contaminanti (U.O. Sassari) ed infine lo sviluppo di miscele di biomasse e di pool di microorganismi da introdurre nei biobed (U.O. Ancona). <<<

Coordinatore Scientifico del Programma di Ricerca

Marco Trevisan Università Cattolica del Sacro Cuore

Obiettivo del Programma di Ricerca

L'obiettivo del programma di ricerca è quello di studiare alcuni dei processi e dei fenomeni microscopici che possono influenzare le tecniche di riduzione della contaminazione da agrofarmaci delle acque come l'adozione di fasce tampone, la vegetazione ripariale e i biobed. Oggetto del progetto non sarà la valutazione di tali tecniche sulla riduzione della contaminazione delle acque bensì l'individuazione di specifici processi e fenomeni che contribuiscano nel loro insieme a questo risultato complessivo.
Tre, come detto, saranno le tecniche indagate (fasce tampone, vegetazione ripariale e biobed) ed i fenomeni microscopici indagati saranno i seguenti:
-effetto di alcune macrofite ripariali sull'assorbimento dall'acqua di agrofarmaci;
-effetto delle cere epicuticulari di piante ripariali sulla velocità di detossificazione di agrofarmaci;
-valutazione della capacità di mineralizzazione e degradazione di agrofarmaci di materiali organici di recupero agricolo e agroindustriale;
-effetto di fattori chimici, fisici e microbiologici (temperatura, umidità, concentrazione del principio attivo, co-applicazione, applicazioni ripetute) sul rendimento dei biobed;
-individuazione di ceppi microbici attivi nella degradazione dei agrofarmaci utili alla produzione di inoculi in grado di accelerare la detossificazione dei substrati organici;
- studio delle capacità depurative di vegetali no crop nei confronti dei agrofarmaci nei corpi idrici, cioè valutazione dell'attitudine di queste specie di assorbire e metabolizzare composti esogeni, quali i agrofarmaci;
- studio della espressione ed induzione di alcuni enzimi detossificativi, quali glutatione S-transferasi (GSTs, in risposta ai trattamenti in specie no crops (Lolium multiflorum, Festuca arundinacea, Riso crodo) in presenza o in assenza di antidoti;
- indagine sulla capacità dei principali costituenti delle mucillagini radicali di immobilizzare e degradare agrofarmaci;
- effetto di diversi network di polisaccaridi acidi a diverso grado di metilazione reticolati con ioni metallici differenti sulla interazione con agrofarmaci;
- interpretazione del tipo di legame che si instaura tra l’erbicida e il colloide al fine di chiarire sia i meccanismi di ritenzione che di degradazione;
- relazione tra la struttura dell’erbicida e le proprietà chimico-fisiche del sedimento.
Le diverse U.O. saranno collegate tra loro in quanto tra le molecole oggetto delle diverse indagini almeno due saranno comuni a tutte le Unità Operative. In questo modo ulteriore prodotto del progetto sarà una più completa informazione sul comportamento di due molecole tra le più diffuse tra gli agrofarmaci utilizzati in Italia. <<<

Durata

24 mesi

Base di partenza scientifica nazionale o internazionale

La direttiva europea 91/414, recepita in Italia con il dec.lgs. 194/1995, pone particolare attenzione al monitoraggio delle acque da residui di pesticidi, nelle fasi successive all’autorizzazione all’uso, al fine di valutare gli effetti indesiderati derivanti dal loro uso. Le direttive europee sulle acque potabili 80/788 e 98/83, recepite in Italia con il D.M. 41/85, con la legge 152/99 e con il decreto legislativo 31/2001 hanno a loro volta dato il compito del controllo della qualità delle acque alle compagnie di produzione e distribuzione delle acque per il consumo, indicando anche i residui massimi ammissibili.
I dati degli ultimi censimenti indicano un livello di esposizione dei nostri corpi idrici superficiali: nel 2003 dei 5136 campioni analitici di acque superficiali raccolti in 689 punti, rispettivamente il 45,2 % e il 23,4 % positivi ad almeno uno dei 192 pesticidi ricercati. L’80 % dei campioni positivi sono erbicidi. In genere nei campioni positivi sono presenti più residui, in media 2 con un massimo di 9. Le sostanze più rilevate in valore assoluto sono terbuthylazine, metolachlor, atrazine, bentazone oxadiazon, molinate, desethyl-terbutylazine, simazine, dimethenamide, alachlor; come frequenza desethyl-terbutylazine, terbuthylazine, bentazone e hexazinone. Tra i fungicidi oxadixil, metalaxil, procymidone; tra gli insetticidi azinphos metyl, propoxur e endosulfan. Le concentrazioni medie sono superiori al limite di potabilità con punte di 0,7 µg/l.
La contaminazione nel corso degli ultimi anni è in significativo aumento, opposto alla riduzione delle vendite e agli usi registrati negli stessi anni: cattiva pratica agricola e di gestione del suolo ?
I pesticidi utilizzati in agricoltura anche se in piccola quantità, possono raggiungere i corpi idrici superficiali producendo una contaminazione. Queste forme di contaminazione possono provenire da sorgenti diverse definite di tipo diffuso, semi diffuso o puntiforme. <br />1. La sorgente diffusa è una contaminazione indiretta del corpo idrico che si realizza normalmente dopo che il pesticida è stato distribuito in campo e dopo che ha attraversato il suolo o l’atmosfera subendo una trasformazione biotica o abiotica. Può riguardare superfici estese ed è di difficile quantificazione. Di norma i corpi idrici superficiali in condizioni di buona pratica agricola vengono raramente contaminati ed attraverso esposizioni di pochi µg o ng di pesticida.
2. La sorgente puntiforme è una contaminazione diretta del corpo idrico che si realizza da superfici limitate (es una piattaforma di lavaggio di contenitori di pesticidi). Talvolta sono degli scarichi autorizzati. A differenza delle sorgenti diffuse sono, teoricamente, facilmente identificabili e controllabili ma producono esposizioni molto elevate (mg o g) e quindi rischi molto elevati per gli organismi.
3. Le sorgenti semi puntiformi o semi diffuse hanno caratteristiche intermedie alle precedenti. Più spesso sono prodotte da usi non agricoli come la distribuzione dei pesticidi su linee ferroviarie, oppure gli usi domestici. Anche la distribuzione e lo stoccaggio di fanghi di depurazione contaminati può rappresentare una sorgente semi diffusa a causa delle caratteristiche della matrice.
Una volta raggiunto il corpo idrico attraverso i processi di trasporto descritti nelle sezioni precedenti il residuo di pesticida subirà un destino che è funzione delle sue caratteristiche chimico-fisiche e delle caratteristiche del corpo idrico.
Il corpo idrico e le sue componenti biotiche ed abiotiche sono di per se un sistema biologico naturale di mitigazione delle contaminazioni ambientali. La stessa direttiva europea sulle acque evidenzia questo aspetto dedicando attenzione al principio di sostenibilità nello sfruttamento delle risorse agroforestali su base idrografica. A questo scopo è necessario intervenire con opere di mitigazione che prevengano le contaminazioni a partire dalle sorgenti, proseguendo all’interno del bacino, tra i campi, fino a raggiungere il corpo idrico. Nessuna esposizione è mitigabile con un solo intervento ma sono sempre necessari interventi integrati a scala di bacino per raggiungere dei risultati soddisfacenti.
I seguenti principi devono essere tenuti in considerazione quando desideriamo effettuare delle attività di mitigazione naturale:
- L’assorbimento e la persistenza sono le proprietà più importanti che determinano il trasporto nel e verso il corpo idrico e la conseguente esposizione.
- L’erosione può indurre anche il trasferimento di pesticidi più persistenti e meno mobili, soprattutto adsorbiti alla superficie del suolo in concentrazione più elevate.
- L’entità della contaminazione è più importante se le sorgenti diffuse si attivano nella prima settimana dal trattamento a causa della maggiore concentrazione nel suolo
- La rapidità del movimento dalla superficie del suolo e delle superfici impermeabilizzate è un fattore che aumenta l’intensità di esposizione
- La diluizione diminuisce l’intensità della contaminazione
- La presenze di condizioni biotiche favorisce la riduzione dell’esposizione con evidenti benefici ecologici.
- Prima degli interventi individuare attraverso indagini di campo i percorsi di movimento delle acque (sottosuolo e superficie) ed identificare tutte le sorgenti puntiformi e semi-diffuse.

Opere di mitigazione naturale: lungo le zone di pendenza, ad intercettare le acque di scorrimento e di drenaggio potenzialmente contaminate, si sviluppano fasce di suolo inerbite, canali irrigui inerbiti, aree umide, strade inerbite, biomassbed in aree aziendali. Essenziale anche creare discontinuità colturale tra i campi poiché questo comporta diversa gestione del suolo: la conseguenza è produrre la rottura dei percorsi preferenziali di trasporto ed un più veloce recupero biologico degli effetti tossici sulla comunità degli organismi non bersaglio.
Gli inerbimenti, la conservazione delle fasce ripariali, la rinaturalizzazione di zone umide come piccoli laghi costruiti ad hoc sono estremamente efficaci nel ridurre le contaminazioni, come molto importanti è la presenza di ecotoni tra suolo e acqua (Mitsch and Gosselink, 1993). Il principio è che le piante acquatiche e ripariali possono assorbire diversi contaminanti funzionando da veri e propri impianti di fitodepurazione dove le macrofite operano un’azione di filtro raccogliendo i sedimenti e la sostanza organica che insieme alle piante opereranno l’assorbimento e la degradazione dei pesticidi. Purtroppo è conosciuta l’efficacia di quest’impianti nel decontaminate le acque reflue stradali, zootecniche e urbane da diversi contaminanti organici ed inorganici (Brix, 1994; Cooper et al., 1995; Gray et al., 1990; Kadlec and Knight, 1996; Meulemann et al., 1990; Osterkamp et al., 1999; Scholes et al., 1998; Vymazal, 1990) ma poco si conosce circa la loro efficacia nei confronti dei residui di pesticidi. Gli unici studi di campo sono stati condotti in sud Africa con alcuni insetticidi organofosforici e piretroidi dimostrando una decontaminazione fino al 90 % e la riduzione della tossicità nei confronti di organismi non bersaglio (Schulz and Peall, 2001; Moore et al., 2001). L’uso di queste tecniche andrebbe incentivato per il recupero delle acque contaminate e lo sviluppo di ecotoni in ambienti agroforestali. Gli Stati Uniti, a tal riguardo, hanno introdotto la costruzione di aree umide, come tecniche di buona pratica agricola per ridurre tali sorgenti di contaminazione per gli agricoltori che vogliono aderire alle azioni di supporto economico (USDA-NRCS, 2002).

Nel caso delle fasce tampone gli studi sull'argomento hanno preso in considerazione vari fattori che possono condizionare l'efficienza delle fasce suddette, come la pendenza del terreno, le sue caratteristiche chimico-fisiche, il regime climatico della zona, la solubilità dei fitofarmaci ed il loro adsorbimento da parte del suolo (Patty et al., 1997; Kloppel Het al., 1997; Vianello et al., 2005;Webster E.P. and Shaw D.R., 1996; Blanche et al., 2003). Scarsa attenzione è stata dedicata, invece, al ruolo dei vegetali; la maggior parte delle notizie disponibili in letteratura si riferiscono ad indagini su macroscala che indicano l'opportunità di impiegare per le fasce tampone specie ad alta necessità di azoto, ad ampio sviluppo radicale e capaci di adattarsi a regimi idrici o pluviometrici elevati (Delgado et al., 1995; Schmitt et al., 1999). Sicuramente sottostimata è stata la capacità dei vegetali di assorbire i fitofarmaci dal terreno e dalle acque di scorrimento superficiale e di metabolizzarli. Precedenti esperienze di ricerca, hanno evidenziato la capacità di alcune specie coltivate di rispondere ai trattamenti con erbicidi attivando i meccanismi biochimici della loro detossificazione. Questa capacità, che può essere considerata il principale fattore della selettività d’azione degli erbicidi, talvolta si evidenzia anche in specie no crop. Il venire meno della selettività nei confronti di queste specie induce fenomeni di resistenza di tipo metabolico, e la resistenza di specie no crop agli erbicidi in seguito ad una induzione delle capacità detossificative costituisce uno dei principali problemi nel management del diserbo (Scarponi et al., 1991; Scarponi et al., 1992; Scarponi et al., 2002).
E' stato visto che l’attivazione dei meccanismi di detossificazione si realizza tramite l'induzione e/o l'adattamento di alcuni sistemi enzimatici del metabolismo cellulare a substrati esogeni quali sono appunto i fitofarmaci e, tra questi enzimi, particolarmente attivi si sono rivelate le glutatione S-transferasi (GSTs). Queste catalizzano la coniugazione di erbicidi aventi un gruppo elettrofilo con un composto endogeno del vegetale, il glutatione, e li trasformano così in derivati non più tossici. L'induzione dell’azione degli enzimi suddetti non solo rende conto della diversa suscettibilità dei vegetali nei confronti di certi fitofarmaci, ma si ritiene possa essere utilizzato anche come valido parametro per valutare la capacità disinquinante dei vegetali stessi nei confronti del comparto suolo/acque superficiali.
Un altro aspetto della mitigazione operata dalle fasce tampone è dato dall'attività adsorbente delle fasi colloidali del suolo, organiche ed inorganiche. A questo proposito è ben documentato l'importante ruolo svolto dalle sostanze umiche (Miano et al., 1992); Piccolo 1994; Pusino et al., 1994; Senesi et al.,1995) mentre è praticamente sconosciuta l'azione dei polisaccaridi acidi che si accumulano nella rizosfera come mucigel(Floyd R.A. and Ohlrogge A.J., 1970).
Questi biopolimeri vengono liberati nel suolo dalle radici delle piante insieme ad altri composti a basso peso molecolare; vengono secreti sia dalla caliptra che dalle cellule epidermiche, via vescicole del Golgi, o prodotti dalla degradazione della parete primaria delle cellule epidermiche.
Le rizodeposizioni modificano profondamente le proprietà chimiche, fisiche e biologiche del suolo e creano un ambiente fortemente reattivo e ad elevata attività biologica; la presenza di enzimi, di leganti organici, di specie redox e l'alta concentrazione di protoni caratterizza la chimica della rizosfera, sistema estremamente dinamico che favorisce la solubilità delle fasi minerali del suolo nonchè l'adsorbimento e la degradazione di xenobiotici organici differenti.
I polisaccaridi acidi hanno una consistenza mucilaginosa e sono organizzati in un network fibrillare poroso( reticolato principalmente in calcio) che funge da interfaccia suolo-radice. Questa matrice mucilaginosa gioca un ruolo fondamentale nella nutrizione delle piante (Jenny H. and Grossenbacher K. 1963), ed agisce come filtro selettivo che regola il movimento di ioni e molecole da e verso il suolo (Moorby J.1981).
La componente fondamentale delle mucilagini radicali è l'acido poligalatturonico, macromolecola che dispone di gruppi -COOH in parte metilati; i gruppi acidi costituiscono i principali siti di reticolazione e possono legarsi a centri metallici differenti dando luogo a complessi intercatena dai quali dipende la funzionalità di queste matrici. Specie anioniche, organiche e inorganiche diffondono più o meno facilmente in queste matrici mucilaginose e possono legarsi ai centri metallici reticolanti. Il risultato dell'interazione può portare sia ad una mobilizzazione del metallo che all'immobilizzazione dell'anione(Deiana et al.,2003; Gessa et al., 2005; Deiana Set al.,2003).
Ricerche condotte negli ultimi anni dimostrano che solo una piccola percentuale della dose applicata di fitofarmaci raggiunge le acque superficiali e profonde a causa della contaminazione diffusa via percolazione, scorrimento superficiale, drenaggio laterale e deriva, mentre i casi più rilevanti di contaminazione sono dovuti alla così detta contaminazione puntiforme che può derivare da sversamenti di fitofarmaci al momento del caricamento delle macchine irroratrici, dalle quantità non utilizzate che restano all’interno dei contenitori, delle pompe e delle barre, dal lavaggio delle attrezzature necessario per preparare queste ultime ad un nuovo trattamento, dal lavaggio delle parti esterne delle attrezzature (Isensee &amp; Sadeghi, 1996; Mason et al., 1999; Shepherd and Heather, 1999; Bach, 1999; Torstensson and Castillo, 1997).
Le acque che provengono dai residui dei trattamenti nelle botti e dal lavaggio delle attrezzature possono essere depurate dai fitofarmaci attraverso l’uso di particolari filtri costituiti da materiale organico di diversa provenienza e quindi scaricate nel suolo o nei corsi d’acqua senza rischi di inquinamento. Si possono adottare diverse soluzioni che comunque essenzialmente consistono in buche ai margini dei campi riempite con materiali organici (torba, compost, scarti delle lavorazioni agricole) e con un sistema di scarico delle acque raccolte dalle attrezzature per i trattamenti. La denominazione di questi filtri biologici ormai largamente diffusi è biobeds cioè letti biologici (Torstensson and Castillo, 1997; Pussemier et al., 1998; Fogg and Carter, 1998; Fogg et al., 2000).
La sostanza organica presente nel biobed permette un elevato adsorbimento dei fitofarmaci ed una loro rapida biodegradazione grazie alla attività metabolica della componente microbica.
I biobeds sono ormai diffusi in modo capillare in molte regioni del nord Europa (Torstensson et al., 1994; Fogg &amp; Carter, 1998; Henriksen et al., 1999) e la base organica in questi casi è essenzialmente costituita da torba, materiale facilmente reperibile ed a buon mercato. <<<