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Journal of Silviculture and Forest Ecology

 
Forest@ - Journal of Silviculture and Forest Ecology
vol. 11, pp. 72-85 (Apr 2014)

LIFE FUTMON Project
Further Development and Implementation of an EU-level Forest Monitoring System
Guest Editors: Luca Salvati (CRA-RPS, Roma)

Research Articles

*Current state and temporal evolution of the chemical composition of atmospheric depositions in forest areas of the CONECOFOR network

Aldo Marchetto(1)Corresponding author, Silvia Arisci(1), Gabriele A Tartari(1), Raffaella Balestrini(2), Danilo Tait(3)

 

Abstract

Current state and temporal evolution of the chemical composition of atmospheric depositions in forest areas of the CONECOFOR network. Since 1997, atmospheric deposition was sampled and analyzed in the permanent plots of the Italian network for the evaluation of forest health (CONECOFOR), under the coordination of the Italian Forest Service. This paper presents the results of the activity carried out in 2009, when the EU-funded LIFE+ “FutMon” project allowed to extend the sampling network to 22 sites. Long-term trends will also be evaluated for the sampling sites with the longest time series. The sampling of open field bulk deposition was performed in a clearance close to the CONECOFOR permanent plots, while throughfall deposition and stemflow (in beech stand, only) were sampled in the plot. Deposition samples were collected weekly and sent to the laboratories, where they were analyzed for pH, conductivity, major ions, and total carbon and nitrogen. Most measured variables showed a strong geographical gradient. For example, nitrogen deposition was relatively high in the Po plain (where the emissions of nitrogen oxides and ammonia are the highest) and surrounding hills, reaching 10-20 kgN ha-1 y-1 in the open field and 13-25 kgN ha-1 y-1 in the throughfall. Sulphate deposition also showed a marked geographical gradient. Deposition of marine aerosol also had an important impact on the chemical composition of atmospheric deposition in Italy, together with the episodic deposition of Saharan dust, which showed a marked gradient, with highest values in the southernmost plots. Trend analysis was carried out on 10 sites running since the beginning of the program. A general negative trend in sulphate concentration was detected, paralleled in most plots by a positive trend in deposition pH, in good agreement with the strong reduction in the emission of sulphur dioxide recorded in the last decades. Nitrogen concentration also showed a significant decrease in some plots. The total deposition of nitrogen exceeded critical loads in seven permanent plots.

Keywords: Forests, Atmospheric Deposition, Nitrogen, Trend, Sulphate

Introduzione 

Lo studio della chimica delle deposizioni atmosferiche costituisce una parte di un più ampio programma nazionale di monitoraggio (CONECOFOR, Programma Nazionale Integrato per il Controllo degli Ecosistemi Forestali), avviato in Italia nel 1995, all’interno del programma cooperativo internazionale sull’effetto dell’inquinamento atmosferico sulle foreste (ICP Forests), attivo nell’ambito delle misure di applicazione della Convenzione sul trasporto transfrontaliero a lunga distanza degli inquinanti (Convenzione di Ginevra), sotto l’egida della Commissione Economica per l’Europa delle Nazioni Unite.

Lo scopo principale di tale programma è di studiare gli effetti dell’inquinamento atmosferico e dei cambiamenti climatici sulle condizioni degli ecosistemi forestali italiani, attraverso un approccio di tipo ecologico.

Le indagini sulla chimica delle deposizioni atmosferiche, mirano a valutare l’apporto di ioni depositati dall’atmosfera alla vegetazione e le modifiche della composizione chimica delle deposizioni a contatto con la vegetazione e con le sostanze su di essa depositate. Infatti è ben noto come alcuni componenti delle deposizione atmosferiche, ed in particolare i composti dell’azoto, possano influenzare la crescita e la salute degli alberi ([28]) o aumentarne la sensibilità agli stress ambientali ([6]).

A tal fine sono considerate diverse tipologie di deposizioni: a cielo aperto, sottochioma e lungo il tronco. In alcune aree, sono inoltre campionate le acque di ruscellamento superficiale, al fine di valutare gli effetti dell’interazione fra deposizioni atmosferiche, chiome e suolo ([12], [7]). Un ulteriore obiettivo è la valutazione dell’evoluzione delle caratteristiche chimiche delle deposizioni e dei flussi di ioni al suolo.

Il presente lavoro illustra e discute i risultati conseguiti nelle ventidue stazioni di prelievo attive nel 2009 (Tab. 1, Fig. 1), anno in cui l’attività si è svolta nell’ambito del progetto LIFE+ FutMon (Further Development and Implementation of an EU-level Forest Monitoring System) co-finanziato dall’Unione Europea, e discute l’evoluzione temporale delle deposizioni atmosferiche utilizzando i dati delle 10 stazioni CONECOFOR attive da più di dieci anni. Vengono inoltre discusse le differenze nella composizione chimica delle deposizioni atmosferiche legate alla collocazione geografica delle singole stazioni, e gli effetti della variabilità climatica interannuale.

Tab. 1 - Attività di monitoraggio delle deposizioni atmosferiche attive nelle diverse aree permanenti.
Codice Nome Quota
(m s.l.m.)
Specie Tipo di campionamento
Cielo
aperto
Sottochioma Lungo
tronco
Neve Wet
01 ABR1 Selva Piana (AQ) 1500 Fagus sylvatica + + + + -
03 CAL1 Piano Limina (RC) 915 Fagus sylvatica + + + + -
04 CAM1 Serra Nuda (SA) 1200 Fagus sylvatica + + + + -
05 EMI1 Boschi Carrega (PR) 200 Q. petraea, Q. cerris + + - - +
08 FRI2 Tarvisio (UD) 820 Picea abies + + - + +
09 LAZ1 Monte Rufeno (VT) 690 Quercus cerris + + - - +
10 LOM1 Val Masino (SO) 1190 Picea abies + + - + -
11 MAR1 Roti (MC) 775 Quercus cerris + + - - -
12 PIE1 Val Sessera (BI) 1150 Fagus sylvatica + + + + +
13 PUG1 Foresta Umbra (FG) 800 Fagus sylvatica + + + + -
14 SAR1 Marganai (CA) 700 Quercus ilex + + - - -
15 SIC1 Ficuzza (PA) 940 Quercus cerris + + - - -
16 TOS1 Colognole (LI) 150 Quercus ilex + + - - -
17 TRE1 Passo Lavazè (TN) 1800 Picea abies + + - + -
19 VAL1 La Thuile (AO) 1740 Picea abies + + - + -
20 VEN1 Pian di Cansiglio (TV) 1100 Fagus sylvatica + + + + -
21 ABR2 Rosello (CH) 960 Q. cerris, A. alba, + + - + -
22 LAZ2 Monte Circeo (LT) 190 Quercus ilex + + - - -
25 TOS2 Cala Violina (GR) 30 Quercus ilex + + - - -
27 BOL1 Renon (BZ) 1740 Picea abies + + + + +
30 PIE3 Alpe Devero (VB) 1860 Larix decidua + + - + +
31 VEN2 Bosco Fontana (MN) 25 Q. cerris, Q. robur + + - - -
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Fig. 1 - Collocazione delle aree permanenti per lo studio della chimica delle deposizioni atmosferiche e indicazione delle principali specie dominanti.
 
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Materiali e metodi 

Le indagini sulla chimica delle deposizioni atmosferiche nel 2009 sono state condotte in 22 aree permanenti distribuite su tutto il territorio nazionale e rappresentative delle principali biocenosi forestali. Sei aree sono caratterizzate dalla biocenosi forestale più estesa nell’Italia peninsulare, la faggeta (Fagus sylvatica), tipico bosco montano di latifoglie caducifoglie degli Appennini Centro-Meridionali e della fascia prealpina. Seguono i boschi esclusivamente alpini di aghifoglie sempreverdi ad abete rosso (Picea abies, 5 aree), le leccete e le cerrete appenniniche e insulari (Quercus ilex, 4 aree e Quercus cerris, 3 aree) e un bosco alpino di larice (Quercus larix). Delle tre aree rimanenti, EMI1 è caratterizzata da boschi planiziali a cerro e rovere (Quercus cerris, Q. petraea) tipici delle grandi pianure alluvionali, VEN2 è un bosco misto con prevalente dominanza di Quercus robur, Quercus cerris e Carpinus betulus e ABR2 è un bosco misto di abete bianco (Abies alba) e cerro (Fig. 1).

La maggior parte dei siti di campionamento è situata in zone collinari o di montagna a un’altitudine compresa tra i 500 e i 1860 m (Tab. 1). Le aree che si trovano a un’altitudine inferiore sono EMI1 e VEN2 situate nella Pianura Padana e LAZ2, TOS2 e TOS1 situate in zone costiere. Il clima delle aree, alla luce delle notevoli differenze latitudinali e altitudinali, è ovviamente diverso: nella maggior parte dei casi le precipitazioni annue nel 2009 hanno oscillato tra 1000 e 1500 mm, ma in due aree (TOS2 e VAL1) sono risultate inferiori a 700 mm e in 4 aree hanno superato i 1800 mm (Tab. 2).

Tab. 2 - Precipitazione e concentrazioni medie ponderate sui volumi di alcuni ioni nelle aree CONECOFOR nel 2009. Campioni a cielo aperto. (SO4*): solfati corretti per il contributo marino.
Cielo aperto Precipitazione pH NH4+ NO3- SO4* Ca + Mg
mm µeq l-1 µeq l-1 µeq l-1 µeq l-1
ABR1 1311 5.7 18 18 22 69
ABR2 1511 5.5 20 17 20 68
BOL1 1022 5.7 23 18 12 23
CAL1 1892 5.5 13 11 25 72
CAM1 1220 5.8 14 16 35 75
EMI1 938 5.7 49 36 21 33
FRI2 1798 5.7 18 17 13 54
LAZ1 1098 5.8 17 25 21 74
LAZ2 1081 5.9 17 29 33 153
LOM1 1570 5.6 25 17 14 23
MAR1 991 5.6 19 26 21 63
PIE1 2051 5.2 26 23 14 12
PIE3 1424 5.2 21 19 11 11
PUG1 1717 5.1 11 16 21 58
SAR1 936 5.7 41 21 22 103
TOS1 1033 5.6 16 24 21 65
TOS2 659 5.5 16 27 26 89
TRE1 950 5.7 17 15 11 31
VAL1 626 5.6 24 25 16 60
VEN1 2341 5.6 30 18 17 26
VEN2 821 6.3 73 39 27 41
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Nel programma CONECOFOR, le aree permanenti sono state scelte all’interno di zone forestali caratterizzate da un buon livello di omogeneità ecologica e biocenotica del sito e da una superficie circostante omogenea di 10-100 ettari. Ogni area permanente è costituita da due parcelle sperimentali adiacenti e separate, di forma quadrata (50 x 50 m): un’area in cui vengono effettuate tutte le misure e un’area di controllo.

La maggior parte dei campionatori delle deposizioni atmosferiche sono collocati nella parcella di analisi (Fig. 2): 16 campionatori di deposizione sottochioma (Fig. 3) in tutte le aree e, solo nelle faggete, 3 o 4 campionatori per le precipitazioni che scorrono lungo il tronco (Fig. 4). Altri 3 campionatori sono installati a cielo aperto, cioè in una radura prossima all’area permanente o su una torretta, in modo da raccogliere la deposizione atmosferica senza che questa abbia interagito con le chiome degli alberi. Nelle aree di saggio in cui gran parte della deposizione avviene sotto forma di neve, durante l’inverno e la primavera vengono esposti 8 campionatori specifici (Fig. 5) sotto chioma e 2 a cielo aperto.

Fig. 2 - Collocazione dei campionatori nelle aree di saggio permanenti.
 
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Fig. 3 - Campionatore di deposizione totale.
 
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Fig. 4 - Campionatore delle acque di scorrimento lungo il tronco.
 
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Fig. 5 - Campionatore per la neve.
 
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In alcune aree, sono stati installati anche campionatori di deposizione umida (Fig. 6) per verificare l’effetto della polvere locale sulla composizione chimica dei campioni raccolti. Si tratta di campionatori cosiddetti “a due comparti” per la separazione della deposizione umida e secca. Il secondo comparto non è utilizzato, in quanto nelle aree forestali la misura di deposizione secca con un campionatore in polietilene non è significativa della deposizione secca che si accumula sulle fronde. Infatti la superficie in polietilene non permette di simulare l’effetto di filtrazione dell’aria e raccolta degli ioni operata dalle chiome degli alberi.

Fig. 6 - Campionatore a due comparti utilizzato per il campionamento della deposizione umida a cielo aperto.
 
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Le analisi delle deposizioni atmosferiche nel contesto della rete CONECOFOR sono per lo più svolte presso l’Istituto per lo Studio degli Ecosistemi del CNR. Le analisi dei campioni delle stazioni LOM1 e BOL1 sono invece effettuate rispettivamente presso l’Istituto di Ricerca sulle Acque del CNR e l’Agenzia Provinciale per la Protezione dell’Ambiente (APPA) della Provincia di Bolzano. Le procedure di campionamento, invio dei campioni ai laboratori e i metodi di analisi sono descritti in dettaglio in un manuale distribuito agli operatori delle diverse aree, per assicurare la massima uniformità nel prelievo e trattamento dei campioni ([25]). La confrontabilità dei dati delle analisi chimiche svolte dai diversi laboratori coinvolti è assicurata dalla regolare partecipazione a esercizi d’intercalibrazione a livello internazionale (ad es., [13]) e da controlli di qualità analitica interni.

I campioni di deposizione vengono prelevati settimanalmente ed inviati ai laboratori in contenitori refrigerati. Conducibilità elettrica e pH sono misurati sul campione tal quale, che viene successivamente filtrato (0.45 µm), per le analisi dell’alcalinità (titolazione volumetrica secondo Gran), degli ioni principali (in cromatografia ionica), dell’ammonio (in spettrofotometria, metodo all’indofenolo), del carbonio organico disciolto (DOC, per combustione termica e rivelazione infrarossa) e dell’azoto totale (TN, chemioluminescenza). Per una descrizione dettagliata delle tecniche analitiche si rimanda a Tartari & Mosello ([24])

La validazione dei dati, limitatamente ai principali componenti dello spettro ionico, è stata effettuata mediante controlli di consistenza interna delle analisi che permettono di evidenziare anomalie ([24]). Questi controlli, si basano essenzialmente su tre criteri:

  1. confronto della somma delle concentrazioni degli ioni positivi (H+, NH4+, Ca2+, Mg2+, Na+ e K+) e degli ioni negativi (SO42-, NO3-, Cl- e, per valori di pH maggiori di 5, HCO3-, misurati come alcalinità);
  2. confronto delle conducibilità misurate con quelle calcolate dal prodotto delle concentrazioni ioniche per le conducibilità specifiche a diluizione infinita, corrette per la forza ionica dei campioni;
  3. relazione esistente fra conducibilità misurata e concentrazioni ioniche.

Questi criteri risultano inadatti per acque con elevate concentrazioni di sostanze organiche, come spesso risulta nel caso di campioni sotto chioma e lungo il tronco. In questi campioni il deficit di anioni che risulta dal bilancio ionico può essere spiegato considerando la concentrazione di DOC rappresentativa della componente organica non analizzata. E’ stato infatti dimostrato che esiste una correlazione tra i valori misurati di DOC e la differenza percentuale tra cationi e anioni nei campioni sotto chioma e lungo il tronco ([14]). La regressione tra questi due parametri può quindi essere utilizzata per attribuire una carica formale per mg di C organico e utilizzare la misura di DOC per il controllo di qualità analitica dei dati in queste tipologie di campioni.

Per l’analisi delle serie temporali, i dati settimanali sono stati trasformati in medie mensili ponderate sulla quantità di precipitazione. Nel caso del pH, sono state mediate le concentrazioni idrogenioniche. I campioni a cavallo tra due mesi sono stati suddivisi sulla base del numero di giorni della settimana di campionamento che cadevano in ciascun mese.

La significatività delle tendenze all’aumento o alla diminuzione è stata verificata sui dati mensili attraverso il test di Mann-Kendall stagionalizzato ([11]), un metodo non-parametrico con una buona robustezza nei confronti di distribuzioni dei dati che divergono dalla normalità e della presenza di dati mancanti e di stagionalità dei dati ([10]).

Un concetto di particolare importanza per la gestione degli ecosistemi è quello di “carico critico”. La definizione generale del carico critico è “una stima quantitativa dell’esposizione ad uno o più inquinanti al di sotto della quale non si può prevedere un effetto negativo per determinate componenti sensibili di un ecosistema, allo stato attuale della conoscenza scientifica” ([16]). Come “componenti sensibili” si può considerare una specie, una comunità o elementi strutturali e funzionali dell’ecosistema. I carichi critici sono stati definiti per diversi inquinanti e per gli effetti che derivano dalla loro deposizione, e sono utilizzati anche in ambito forestale (ad es., [1], [9]).

Nel caso della deposizione atmosferica di composti azotati, un aumento nella deposizione può causare un’acidificazione del suolo, ma anche turbare il bilanciamento nutrizionale del suolo stesso. L’acidificazione del suolo non è importante nelle aree CONECOFOR, dove i suoli sono generalmente ben tamponati, perciò in questo articolo verranno considerati i carichi critici per l’azoto inteso come nutriente per la vegetazione.

Esiste un’ampia letteratura su questo tema, e i carichi critici per l’azoto sono stati definiti via via sulla base di variazioni documentate nella struttura e nelle funzioni degli ecosistemi forestali (modelli empirici), della capacità del suolo di rimuovere l’azoto (modelli stazionari) o di simulazioni temporali dei processi che avvengono nel suolo (modelli dinamici).

Per quanto riguarda i modelli empirici, la maggior parte dei valori tratti dalla letteratura scientifica sono compresi tra 10 e 20 kgN ha-1 a-1 ([27]). I valori più bassi (10-15 kgN ha-1 a-1) riguardano le alterazioni nei popolamenti lichenici e nella vegetazione del sottobosco, come l’aumento di specie nitrofile e una maggior sensibilità ai parassiti, e le alterazioni dei processi del suolo, come il rallentamento della decomposizione della sostanza organica. I valori più alti (15-20 kgN ha-1 a-1) riguardano invece un aumentata sensibilità degli alberi a diverse forme di stress biotico ed abiotico.

Poiché i valori riportati in letteratura sono confrontabili con le deposizioni misurate nelle aree CONECOFOR, si è deciso di utilizzare un modello specifico per calcolare con maggior precisione i valori del carico critico area per area. Il modello scelto, in funzione dei dati disponibili, è il Simple Mass Balance (SMB) model ([22], [23]). Si tratta di un modello a un solo strato, in cui il suolo è considerato come un comparto omogeneo che si estende fin alla massima profondità delle radici. Nell’applicazione del modello, è stato considerato l’accumulo di azoto nella biomassa dovuto all’accrescimento degli alberi, ma non un’asportazione di biomassa dovuta alle pratiche selvicolturali, in quanto le aree CONECOFOR, pur trovandosi in boschi regolarmente gestiti, non sono più soggette a gestione dal 1996. Per i dettagli del modello si rimanda alle pubblicazioni citate.

Per la sua applicazione sono stati utilizzati i valori di accrescimento ottenuti per differenza tra rilievi successivi nelle stime di biomassa arborea ottenute a partire dai rilievi delle aree basimetriche nelle parcelle CONECOFOR, utilizzando i dati forniti dal CRA-SEL Centro di Ricerca per la Selvicoltura, Arezzo ([5]). Per il contenuto di azoto accumulato nella biomassa forestale sono state utilizzate le concentrazioni misurate nei tronchi e nei rami di faggio nella stazione ABR1 e di abete rosso nella stazione BOL1 ([19], [3]). Anche per le querce sono stati utilizzati valori misurati in Italia ([17]). Il valore di dilavamento di azoto accettabile è stato posto a 0.2 kg ha-1 a-1 per le conifere e 0.38 kg ha-1 a-1 per le latifoglie ([8]). Infine l’evapotraspirazione media mensile è stata calcolata a partire dai dati meteorologici globali ([15]) utilizzando la formula di Thornthwaite ([26]).

Risultati e discussione 

Distribuzione geografica dei principali ioni

Le concentrazioni medie ponderate sui volumi di deposizione e le deposizioni totali annue misurate nelle 22 stazioni attive nel 2009 sono riportate nelle Tab. 2, Tab. 3, Tab. 4 e Tab. 5. Nelle Tab. 4 e Tab. 5 viene anche riportata la deposizione media di azoto totale su tutto il periodo di campionamento delle deposizioni nelle singole aree, che può variare da 1 a 12 anni.

Tab. 3 - Precipitazione e concentrazioni medie ponderate sui volumi di alcuni ioni nelle aree CONECOFOR nel 2009. Campioni sotto chioma e lungo il tronco. (SO4*): solfati corretti per il contributo marino.
Campionamento Area Precipitazione pH NH4+ NO3- SO4* Ca + Mg
mm µeq l-1 µeq l-1 µeq l-1 µeq l-1
Sotto chioma ABR1 1381 5.9 18 26 24 105
ABR2 1491 5.6 29 17 27 80
BOL1 770 5.3 15 27 11 30
CAL1 1696 5.9 15 15 41 140
CAM1 1195 6.0 18 33 56 154
EMI1 902 5.8 89 71 33 87
FRI2 1756 5.7 12 21 11 57
LAZ1 930 5.7 17 43 28 115
LAZ2 817 5.9 14 55 52 631
LOM1 1311 5.9 16 18 14 35
MAR1 763 5.6 19 42 28 131
PIE1 2254 5.3 28 29 15 16
PIE3 1374 5.1 17 22 11 27
PUG1 1486 5.4 10 20 30 110
SAR1 759 5.5 11 26 41 222
TOS1 816 5.9 8 39 39 163
TOS2 470 5.9 10 57 54 245
TRE1 707 5.3 6 14 9 62
VAL1 573 5.3 3 11 9 58
VEN1 1537 5.8 27 22 17 42
VEN2 635 6.3 150 74 51 157
Lungo il tronco ABR1 8 6.1 15 42 26 98
CAL1 4 6.3 26 22 53 179
CAM1 46 6.2 11 5 37 155
PIE1 61 5.9 52 29 21 18
PUG1 14 5.7 4 46 18 65
VEN1 3 5.9 44 26 24 53
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Tab. 4 - Deposizione annua di alcuni ioni nelle aree CONECOFOR nel 2009. Campioni a cielo aperto. (SO4*): solfati corretti per il contributo marino. (§): N inorganico.
Cielo aperto Ca + Mg SO4* NH4+ NO3- N totale 2009 N totale
sull’intero periodo
di campionamento
kg
ha-1 a-1
kg
ha-1 a-1
kg
ha-1 a-1
kg
ha-1 a-1
kg
ha-1 a-1
kg
ha-1 a-1
periodo di
campionamento
ABR1 17 14 3 3 7.5 8 1998-2009
ABR2 19 14 4 4 9.2 9 2009
BOL1 4 6 3 3 6§ 7§ 1998-2009
CAL1 24 23 3 3 9.8 10 1998-2009
CAM1 17 20 2 3 6.2 9 1998-2009
EMI1 6 10 6 5 11.8 14 1998-2009
FRI2 18 11 5 4 11.0 11 1998-2009
LAZ1 15 11 3 4 7.4 8 1998-2009
LAZ2 29 17 3 4 8.1 8 2009
LOM1 7 11 5 4 10.6 13 1998-2009
MAR1 11 10 3 4 7.3 11 1998-99; 2009
PIE1 5 14 7 7 15.3 18 1998-2009
PIE3 3 8 4 4 10.7 12 2004-2009
PUG1 18 17 3 4 7.9 8 2009
SAR1 15 10 5 3 13.2 12 2006-2009
TOS1 12 10 2 3 6.8 7 1998-2009
TOS2 10 8 1 2 4.7 5 2009
TRE1 5 5 2 2 5.7 9 1998-2009
VAL1 7 5 2 2 5.9 6 1998-2009
VEN1 11 19 10 6 20.5 16 1998-99;2009
VEN2 6 11 8 5 13.6 14 2009
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Tab. 5 - Deposizione annua di alcuni ioni nelle aree CONECOFOR nel 2009. Campioni sotto chioma e lungo il tronco. (SO4*): solfati corretti per il contributo marino.
Campionamento Area Ca + Mg SO4* NH4+ NO3- N totale (2009) N totale
sull’intero periodo
di campionamento
kg
ha-1 a-1
kg
ha-1 a-1
kg
ha-1 a-1
kg
ha-1 a-1
kg
ha-1 a-1
kg
ha-1 a-1
periodo di
campionamento
Sotto chioma ABR1 26 16 3 5 12.7 9.9 1998-2009
ABR2 21 19 6 4 14 13.9 2009
BOL1 4 4 2 3 8 6.5 1998-2009
CAL1 41 33 4 4 12 12.5 1998-2009
CAM1 33 32 3 6 10.9 12.9 1998-2009
EMI1 14 14 11 9 23.7 27.6 1998-2009
FRI2 17 10 3 5 13.3 16.6 1998-2009
LAZ1 19 12 2 6 11 11.8 1998-2009
LAZ2 72 20 2 6 11.8 11.8 2009
LOM1 8 9 3 3 9.6 14.9 1998-2009
MAR1 18 10 2 5 9.2 11.2 1998-99;2009
PIE1 7 16 9 9 21.2 20.5 1998-2009
PIE3 7 7 3 4 11.3 12.8 2004-2009
PUG1 28 21 2 4 10 10 2009
SAR1 27 15 1 3 8.2 7.5 2006-2009
TOS1 21 15 1 4 9.3 10.3 1998-2009
TOS2 19 12 1 4 7.5 7.5 2009
TRE1 8 3 1 1 4.8 7 1998-2009
VAL1 6 3 0 1 4.8 4.8 1998-2009
VEN1 11 13 6 5 13.4 16.4 1998-99;2009
VEN2 17 16 13 7 25.3 25.3 2009
Lungo il tronco ABR1 0.1 0.1 0.001 0.003 0.1 0.3 1998-2009
CAL1 0.1 0.11 0.016 0.046 0.05 0.1 1998-2009
CAM1 1.2 0.82 0.015 0.013 0.39 0.6 1998-2009
PIE1 0.2 0.62 0.008 0.009 1.04 2.1 2009
PUG1 0.1 0.12 0.073 0.19 0.05 0.1 2009
VEN1 0.0 0.03 0.45 0.391 0.05 0.2 1998-99;2009
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La principale differenza tra le stazioni nei valori di deposizione è legata alla deposizione di aerosol marini, molto marcata nelle stazioni più vicine alla costa (TOS1, TOS2, LAZ2), che comporta concentrazioni notevoli di cloruri, solfati, calcio e magnesio. Per tenere contro di questo effetto, i valori di concentrazione e deposizione di solfato sono stati corretti sottraendo il contributo dell’aerosol marino, stimato in base alla concentrazione di ioni cloruro e alla proporzione tra solfati e cloruri dell’acqua marina.

La quantità di precipitazione raccolta dai campionatori a cielo aperto è molto variabile, da 626 mm a-1 in Val d’Aosta, fino ai 2341 mm a-1 della stazione VEN1, sulle Prealpi, con un’evidente influenza delle precipitazioni orografiche nelle aree montane e pedemontane. Il valore medio di pH, ottenuto come si è detto dalla media ponderata delle concentrazioni idrogenioniche, è superiore a 5 in tutte le stazioni, con un massimo di 6.3 nell’area VEN2.

La concentrazione media annua di NH4+ e NO3- sono entrambe molto variabili, la prima da 11 (PUG1) a 73 µeq l-1 (VEN2) e la seconda da 11 (CAL1) a 39 µeq l-1 (VEN2). In particolare le concentrazioni di ammonio, originato principalmente dalle emissioni di ammoniaca legate alle attività agricole e zootecniche, sono elevate nella pianura Padana e nelle aree limitrofe. Nel caso della stazione SAR1, non è da escludere un apporto biogenico locale, in particolare per la deposizione sotto chioma, a causa dell’elevata densità dell’avifauna.

Lo ione nitrato, invece, deriva dalla trasformazione degli ossidi di azoto emessi principalmente da sorgenti industriali e dal traffico veicolare e la sua concentrazione mostra una distribuzione più uniforme a livello nazionale, con valori elevati nelle regioni settentrionali e nell’Italia centrale. Si deve tener conto che la deposizione di ammonio è più sensibile alla presenza di sorgenti locali, mentre gli ossidi di azoto e gli ioni nitrati tendono a propagarsi su distanze maggiori.

Nelle stazioni di CAL1 e LAZ2 sono state misurate le concentrazioni più elevate di solfati, anche dopo la correzione per il contributo dell’aerosol marino (SO4*), comprese tra 33 e 35 µeq l-1, mentre nelle altre aree i valori sono compresi tra 11 (PIE3, TRE1) e 26-27 µeq l-1 (TOS2, VEN2). Questo ione deriva dagli ossidi di zolfo emessi principalmente da sorgenti industriali e da altre combustioni e in questo caso si distinguono le stazioni alpine ed appenniniche con valori generalmente inferiori ai 20 µeq l-1, da quelle di pianura con valori generalmente superiori.

La concentrazione di cationi basici (calcio e magnesio) mostra un forte gradiente latitudinale, con valori più elevati nelle stazioni dell’Italia centrale e meridionale, intermedi nell’Italia settentrionale e più bassi sulle Alpi. Anche se una parte dei cationi basici deriva da polveri di origine locale, il contributo maggiore è legato alla deposizione episodica di sabbie di origine sahariana ([18]). Valori molto elevati della concentrazione di cationi basici (compreso il sodio che non è riportato nelle tabelle) si registrano anche nelle stazioni vicine alla costa (TOS1, TOS2, LAZ2), a causa della deposizione degli aerosol marini.

Confrontando la deposizione a cielo aperto e quella sotto chioma, la seconda è generalmente superiore alla prima. Infatti nei periodi tra una precipitazione e l’altra vi è una deposizione di ioni sulla superficie delle foglie (“deposizione secca”), che viene poi dilavata dalla precipitazione successiva e raccolta nei campionatori sotto chioma. Fanno eccezione gli ioni nitrato e ammonio che sono talvolta presenti in concentrazione minore nel campione sotto chioma che in quello a cielo aperto, suggerendo la possibilità di un prelievo di azoto a livello fogliare.

La distribuzione spaziale delle deposizioni annue a cielo aperto (Tab. 4), è simile a quella delle concentrazioni (Tab. 2). A parte alcune stazioni montane (BOL1, PIE3, TOS2, TRE1, VAL1), tutte le aree di monitoraggio, anche quelle relativamente distanti dai centri urbani e industriali, ricevono apporti rilevanti di ioni di origine antropica, con una deposizione a cielo aperto di solfato superiore a 10 kgS ha-1 a-1. La deposizione di ioni ammonio interessa soprattutto la pianura Padana e le Prealpi (VEN1, VEN2, EMI1, PIE1, EMI1), dove arriva a 7-10 kgN ha-1 a-1, mentre quella degli ioni nitrato è distribuita in modo più omogeneo, con valori da 2 (TRE1 e VAL1) a 7 kgN ha-1 a-1 (PIE1).

La deposizione di azoto totale, che comprende nitrati, ammonio e azoto organico, ricalca quella delle forme inorganiche, con valori inferiori a 10 kgN ha-1 a-1 nelle Regioni meridionali e valori più elevati al Nord (10.6-15 kgN ha-1 a-1). Il valore più elevato (20.5 kgN ha-1 a-1 nell’area VEN1) è legato essenzialmente alla forte piovosità di quest’area, soggetta a precipitazioni orografiche. Si può infine notare che, nonostante le elevate concentrazioni misurate, la deposizione di ioni lungo il tronco è decisamente inferiore a quella sotto chioma.

Relazioni con la variabilità meteorologica

Uno studio approfondito delle relazioni tra la composizione chimica delle deposizioni atmosferiche e la variabilità meteorologica a breve termine è stato effettuato solo per il periodo 2000-2003 per la stazione di Piano Limina (CAL1), relativamente lontana dalle principali fonti di inquinamento, e collocata in un’area particolarmente interessante al centro del Mediterraneo ([2]). Il clima di questa stazione è caratterizzato da estati calde, inverni piovosi e stagioni intermedie brevi. Le concentrazioni dei diversi ioni sono risultate più basse nei periodi di brezza leggera, e sono stati marcati aumenti delle concentrazioni dei cationi quando il vento da sud-ovest apportava polveri di origine sahariane. Inoltre l’analisi delle traiettorie ha permesso di mettere in evidenza la forte influenza delle eruzioni vulcaniche sulla composizione delle deposizioni atmosferiche: l’eruzione dell’Etna dell’autunno 1999 causò un notevole aumento delle concentrazioni di magnesio e potassio, mentre nel caso dell’eruzione dello Stromboli del 2007-2008, vennero deposte quantità rilevanti di questi due cationi, ma anche di nitrati ed ammonio. Tuttavia l’apporto di ioni dovuti alle eruzioni vulcaniche, anche se evidenti nei singoli eventi di deposizione, non perturbarono in modo marcato la deposizione totale annua.

Escludendo gli eventi di origine sahariana, risulta comunque evidente una differenza tra gli eventi di deposizione occorsi con venti da sud-ovest, ricchi di ioni di origine marina (cloruri, solfati, calcio e magnesio) e quelli occorsi con venti da nord-ovest che apportarono invece ioni nitrato, solfato e ammonio derivanti dalle emissioni delle aree industriali ed agricole della piana di Gioia Tauro ([2]).

Per quanto riguarda invece gli estremi climatici registrati nei primi anni di questo secolo, come le forti ondate di calore del 2003 e del 2007. In nessuna stazione sono state notate conseguenze evidenziabili a partire dai valori annui di deposizione o di concentrazione degli inquinanti, anche perché nella maggior parte delle stazioni le precipitazioni estive rappresentano una frazione limitata delle precipitazioni annue.

Variazioni temporali

Negli ultimi trent’anni vi è stata in tutta Europa una forte e regolare diminuzione nelle emissioni di ossidi di zolfo, grazie ai protocolli internazionali che fanno parte della Convenzione di Ginevra sul controllo dell’inquinamento transfrontaliero. In base ai dati forniti dal Programma Europeo di Monitoraggio e Valutazione (EMEP), la riduzione delle emissioni di ammonio e di ossidi di azoto è invece più recente. A titolo di esempio, la Fig. 7 riporta i valori totali di emissione di ammoniaca e di ossidi di zolfo e di azoto in Italia, stimati dall’EMEP attraverso un duplice approccio: da una parte la stima delle emissioni puntuali delle sorgenti puntiformi più importanti (come grosse industrie e centrali termoelettriche) e dall’altra alcuni indicatori statistici (come ad esempio i consumi di carburante, o il numero di capi di allevamento) dei principali settori economici ([4]).

Fig. 7 - Evoluzione temporale delle emissioni di ossidi di zolfo (SOx), ossidi di azoto (NOx), e ammoniaca (NH3) in Italia (dati tratti da ⇒ http:/­/­www.emep.int).
 
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I risultati dell’analisi delle serie temporali effettuate sui dati mensili delle 10 stazioni attive per tutto il periodo 1998-2009 sono invece riportati nella Tab. 6. In tutte le stazioni è stata identificata una tendenza significativa nella diminuzione delle concentrazioni degli ioni solfato, sia nelle deposizioni a cielo aperto che sotto chioma. In un buon numero di stazioni la diminuzione dei solfati è accompagnata da un aumento significativo del pH.

Tab. 6 - Risultati del test di Kendall stagionalizzato (SKT) per le concentrazioni mensili del periodo 1998-2009. Trend crescenti (+) o decrescenti (-) significativi con p< 0.001 (***), p< 0.01 (**), p <0.05 (*). (ns): non significativo
Campionamento Variabile BOL1 CAL1 CAM1 EMI1 FRI2 LAZ1 LOM1 PIE1 TOS1 TRE1
Cielo aperto Precipitazione ns ns ns ns ns ns ns ns ns -***
pH +*** ns ns +** +*** ns +*** +*** +** ns
Ca ns ns -*** -** ns ns -*** -*** -** -***
Mg -* -* -*** -*** ns ns -** -** ns -***
NH4 -* ns -* ns ns ns ns ns -*** -*
SO4 -*** -** -*** -*** -*** -*** -*** -*** -*** -***
NO3 ns -* -** -* ns ns ns ns ns -*
N totale ns ns -*** -** -* -* ns -* -*** -**
Sottochioma Precipitazione ns ns ns ns ns ns ns ns ns ns
pH +*** ns ns ns +*** ns +*** +*** +** -***
Ca -* ns -** - ns ns -*** -** -*** -***
Mg -*** ns -*** -** ns ns -** ns ns -***
NH4 -* -*** -** ns ns -* ns ns -*** -**
SO4 -*** ns -*** -*** -*** -*** -*** -*** -*** -***
NO3 -* ns -** - -* ns ns ns ns ns
N totale ns ns -*** -* ns ns -* - -** -*
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In alcune stazioni è stata anche rilevata una tendenza significativa alla diminuzione dei cationi basici (Ca+Mg) e dei composti dell’azoto: TOS1 e BOL1 per l’ammonio, CAL1 e EMI1 per i nitrati e TRE1 e CAM1 per entrambi.

Nel caso della concentrazione di azoto totale, una tendenza significativa alla riduzione è stata misurata in 7 stazioni. La Fig. 8 mostra come le tendenze temporali sono sovrapposte ad una forte variabilità interannuale che ne rende difficile la valutazione, a meno che la diminuzione sia intensa e costante come nel caso dei solfati.

Fig. 8 - Evoluzione temporale delle concentrazioni (a sinistra) e delle deposizioni (a destra) degli ioni solfato, dei composti azotati e dell’azoto totale (TN) nelle deposizioni a cielo aperto.
 
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Riassumendo, si può affermare che le riduzioni nelle emissioni hanno prodotto una tendenza temporale significativa alla diminuzione delle concentrazioni di solfato in tutte le aree e all’aumento di pH in 6 delle 10 aree per cui sono disponibili serie ultradecennali di dati, mentre le concentrazioni delle forme azotate hanno mostrato tendenze significative alla riduzione meno generalizzate (Tab. 6, Fig. 8). Questi risultati sono in accordo con quelli ottenuti in altre aree europee ([21], [20]).

Confronto con il carico critico di azoto

I risultati dell’applicazione del modello SMB sono riportati nella Tab. 7, confrontati con la somma della deposizione sotto chioma e lungo il tronco misurata nelle singole aree. Quest’ultima rappresenta una stima della deposizione totale di azoto, perché include sia la componente umida che la componente secca accumulata sulle foglie e sui tronchi. Tuttavia, nella maggior parte dei casi si tratta di una stima prudente che non tiene conto dei possibili prelievi di azoto a livello fogliare. Si può quindi considerare che la deposizione totale sia pari o maggiore a quella riportata nella Tab. 7, a seconda che il prelievo fogliare sia trascurabile o meno. Solo in alcune stazioni, dove il carico atmosferico di azoto è molto alto, si può avere anche un dilavamento di azoto dalle chiome, e in questo caso la deposizione totale sarà sovrastimata. I carichi critici sono superati in 7 delle stazioni attive nel 2009. In particolare, il superamento è rilevante nelle stazioni poste nella pianura Padana (EMI1) o al suo margine (PIE1, VEN1).

Tab. 7 - Stime del carico critico e valori misurati di deposizione sottochioma e lungo il tronco per le aree in cui è stato possibile valutare il carico critico. Le aree dove la deposizione sul lungo periodo supera il carico critico sono indicate in grassetto. Le deposizioni sono misurate sull’insieme di tutto il periodo di campionamento disponibile per ogni area (Tab. 5).
Area Specie Carico critico Deposizione di azoto
sotto chioma e lungo il tronco
kg ha-1 a-1 kg ha-1 a-1
ABR-1 Fagus sylvatica L. 11.5 10.2
CAM-1 Fagus sylvatica L. 13.4 13.5
CAL-1 Fagus sylvatica L. 11.7 12.6
EMI-1 Quercus petraea - Quercus cerris 23.4 28.8
FRI-2 Picea abies 18.9 16.7
LAZ-1 Quercus cerris 13.1 13.7
LOM-1 Picea abies 16.4 14.9
MAR-1 Quercus cerris 11.9 11.2
PIE-1 Fagus sylvatica L. 16.5 22.6
PUG-1 Fagus sylvatica L. 9.7 10.1
SAR-1 Quercus ilex 8.7 7.5
TOS-1 Quercus ilex 12 10.7
TRE-1 Picea abies 11.8 7
VAL-1 Picea abies 9.8 4.8
VEN-1 Fagus sylvatica L. 15 16.6
LAZ-2 Quercus ilex 13.6 11.8
TOS-2 Quercus ilex 6.5 7.5
BOL-1 Picea abies 6.6 4.5
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Si deve comunque tener presente che i risultati non possono essere estesi automaticamente ad altre aree limitrofe: in diverse stazioni CONECOFOR gli alberi sono relativamente giovani e l’accrescimento è di conseguenza elevato. Nel caso di alberi di età maggiore, dove l’accrescimento è minore, la quantità di azoto sequestrata nei tessuti vegetali sarà minore e quindi anche il carico critico sarà più ridotto. Ne consegue che le deposizioni di azoto potrebbero superare il valore di carico critico anche in altre aree forestali non adeguatamente rappresentate dalle stazioni CONECOFOR.

Conclusioni 

Le deposizioni atmosferiche di ioni solfato, nitrato e ammonio nelle aree CONECOFOR presentano una spiccata variabilità geografica, con valori minori sulle Alpi e massimi nella pianura Padana e nelle aree limitrofe. La composizione chimica delle deposizioni atmosferiche è anche influenzata dall’aerosol marino, per le stazioni vicine alla costa, e dalla deposizione episodica di sabbie di origine sahariana, con un forte gradiente latitudinale.

L’evoluzione temporale della composizione chimica delle deposizioni atmosferiche rispecchia la forte riduzione delle emissioni di ossidi di zolfo negli ultimi trent’anni e quella più modesta e recente delle emissioni di ossidi di azoto e di ammoniaca. Infatti, è evidente una riduzione significativa e generalizzata della concentrazione di solfati e un aumento di pH. Al contrario, la riduzione della concentrazione dei composti azotati è risultata significativa in un numero ridotto di stazioni. Infine, la deposizione di azoto supera il carico critico in diverse stazioni, in particolare nella pianura Padana e nelle aree limitrofe.

Ringraziamenti 

Questo articolo riporta i risultati dell’attività di studio delle deposizioni atmosferiche nelle aree permanenti della rete CONECOFOR, parzialmente finanziata dall’Unione Europea nel 2009 attraverso il progetto LIFE07 ENV/D/000218 “Further Development and Implementation of an EU-level Forest Monitoring System (FutMon)”. Le serie temporali sono state raccolte negli anni precedenti grazie al finanziamento parziale dell’Unione Europea nell’ambito del Regolamento (CE) n. 2152/2003 (“Forest Focus”) e al contributo del Corpo Forestale dello Stato.

Questa ricerca non sarebbe stata possibile senza il prezioso e continuo contributo del personale del Corpo Forestale dello Stato e degli altri Enti gestori delle aree permanenti: le Province Autonome di Bolzano e Trento, il Parco regionale dei Boschi di Carrega, la Regione Friuli Venezia Giulia, l’Ente Regionale per i Servizi all’ Agricoltura e alle Foreste della Regione Lombardia, le Aziende Foreste Demaniali delle regioni Sardegna e Sicilia, l’ARPA Valle d’Aosta e il Parco regionale dell’Alpe Veglia e Alpe Devero.

Ringraziamo anche il dott. Rosario Mosello, che ha avviato questi studi, e i colleghi Alfredo Pranzo, Michela Rogora, Arianna Orrù, Paola Giacomotti, Chiara Manini e Maria Cristina Brizzio che hanno seguito l’attività di laboratorio.

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Authors’ Address

(1)
Aldo Marchetto, Silvia Arisci, Gabriele A Tartari
CNR Istituto per lo Studio degli Ecosistemi, l.go Tonolli 50,Verbania Pallanza (Italy)
(2)
Raffaella Balestrini
CNR Istituto di Ricerca sulle Acque, v. della Mornera 22, Brugherio (MB - Italy)
(3)
Danilo Tait
APPA Bolzano, Laboratorio biologico, v. Sottomonte 2, Laives (BZ - Italy)

Corresponding Author

Corresponding author
Aldo Marchetto
g.a.marchetto@libero.it
 

Paper Info & Web Metrics

Citation:
Marchetto A, Arisci S, Tartari GA, Balestrini R, Tait D (2014). Stato ed evoluzione temporale della composizione chimica delle deposizioni atmosferiche nelle aree forestali della rete CONECOFOR. Forest@ 11: 72-85. - doi: 10.3832/efor1003-011

Academic Editor: Luca Salvati

Paper’s History

Received: Apr 08, 2013
Accepted: Jan 08, 2014
Early Published: Apr 22, 2014
Publishing Date: Apr 30, 2014

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