Figura 30: distribuzione delle concentrazioni di Ione...

COMPLETAMENTO DELL’INVESTIGAZIONE DELLA CONTAMINAZIONE DA CVM NELL’AREA DI PONTELAGOSCURO (FE)

66

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0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600 1800

0 s.l.m.

+ 5

- 5

- 10

- 15

- 20

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ta m

s.l.

m.

ML1 ML2 ML3 ML4 ML5 ML6

0 100 200

scala orizzontale

A A'

Limi e ArgilleSabbie dell'acquifero in pressione

Distribuxzione delle concentrazioni dello Ione Bicarbonato (mg/L)

Figura 30: distribuzione delle concentrazioni di Ione Bicarbonato lungo il profilo longitudinale. Valori in scala lineare (mg/L).

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0.5 2 3.5 5 6.5 8 9.5 11

0 s.l.m.

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A A'


Distribuxzione delle concentrazioni dello Ione Ammonio (mg/L)

Figura 31: distribuzione delle concentrazioni di Ione Ammonio lungo il profilo longitudinale. Valori in scala lineare (mg/L).


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0 2 4 6 8

0 s.l.m.

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A A'


Distribuxzione delle concentrazioni dello Ione Nitrato (mg/L)

Figura 32: distribuzione delle concentrazioni di Ione Nitrato lungo il profilo longitudinale. Valori in scala lineare (mg/L)

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A A'


Distribuxzione delle concentrazioni di Ferro totale (ug/L)

Figura 33: distribuzione delle concentrazioni di Ferro totale lungo il profilo longitudinale. Valori in scala lineare (µg/L).


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Distribuzione delle concentrazioni di Manganese totale (ug/L)

Figura 34: distribuzione delle concentrazioni di Manganese totale lungo il profilo longitudinale. Valori in scala lineare (µg/L)

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0 5 10 15 20 25 30

0 s.l.m.

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Distribuzione delle concentrazioni di CO2 (mg/L)

Figura 35: distribuzione delle concentrazioni di CO2 lungo il profilo longitudinale. Valori in scala lineare (mg/L)


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porta 7

porta 8

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0 1 2 3 4 5 6 7 8

0 s.l.m.

+ 5

- 5

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A A'


Distribuzione delle concentrazioni di Metano (ug/L)

Figura 36: distribuzione delle concentrazioni di Metano lungo il profilo longitudinale. Valori in scala lineare (µg/L)

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porta 6

porta 7

porta 8

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5 10 15 20 25 30

0 s.l.m.

+ 5

- 5

- 10

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Quo

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A A'


Distribuzione delle concentrazioni di Etene (ug/L)

Figura 37: distribuzione delle concentrazioni di Etene lungo il profilo longitudinale. Valori in scala lineare (µg/L)


70

5. ISOTOPI IN IDROGEOLOGIA

Gli isotopi naturali (elementi con stesso numero atomico ma diverso numero di massa

dovuto al differente numero di neutroni presenti) sono divenuti negli ultimi anni una componente

di routine negli studi idrogeologici specialistici dei complessi acquiferi e degli acquiferi

contaminati, integrando gli aspetti idraulici e geochimici.

La massa di un elemento è data dalla somma di protoni e neutroni. Così, ad esempio, il

98.7 % di Ossigeno presente sulla terra ha 8 protoni e 8 neutroni dando una numero di massa pari

a 16, mentre lo 0.2% di Ossigeno presenta invece un numero di neutroni pari a 10 dando un

numero di massa pari a 18. Quindi 18O è un isotopo stabile di 16O.

Gli isotopi presenti in natura sono quasi tutti stabili. Tuttavia alcuni isotopi naturali

presentano nuclei instabili, a causa di un eccesso di protoni e/o di neutroni. Tale instabilità

provoca la trasformazione spontanea in altri isotopi e questa trasformazione si accompagna con

l'emissione di particelle. Questi isotopi sono detti isotopi radioattivi, o anche radioisotopi, o

anche radionuclidi.

I processi meteorologici modificano la composizione isotopica dell’acqua dando una

caratteristica firma isotopica all’acqua di ricarica. La firma isotopica diventa così un tracciante

naturale per stabilire la provenienza dell’acqua sotterranea (isotopi ambientali). Invece, nel caso

degli isotopi radiogenici (es.tritio), il decadimento dei medesimi permette di stabilire il tempo di

circolazione e di conseguenza il tempo di rinnovo delle falde. Gli isotopi forniscono inoltre altre

informazioni, oltre alla provenienza ed all’età dell’acqua sotterranea, quali, ad esempio, sulla

qualità, sull’evoluzione geochimica, sui processi di ricarica, sull’interazione acqua-roccia e

sull’origine dei processi di contaminazione.

I principali isotopi utilizzati nello studio di contaminazioni da idrocarburi alifatici sono

quelli del Carbonio (13C/12C) e quelli del Cloro (37Cl/35Cl).

La composizione isotopica in un acquifero contaminato viene generalmente valutata in

riferimento ad uno standard, che nel caso degli isotopi del carbonio è VPDB (Vienna Pee Dee

Belemnite) e risulta dato dalla composizione di un fossile proveniente dalla Pee Dee Formation

in South Carolina; per il Cloro invece viene usato SMOC (Standard Mean Ocean Chloride).

(Friedman, 1982; Kaufmann, 1984).

L'abbondanza isotopica viene generalmente espressa come differenza fra il rapporto

isotopico nel campione e lo stesso rapporto isotopico nello standard di riferimento.


71

Esso viene espresso tramite la notazione δ, ad esempio per il carbonio (la formula è la

stessa per il 37Cl/35Cl con standard SMOC):

reference

referencesamplesample CC

CCCCC

)/()/()/(

1213

1213121313 −

=δ

Che, semplificato ed espresso come valore in (‰), diventa:

VDPB ‰ 10001)/()/(

1213

121313 ⋅⎟

⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−=

reference

samplesample CC

CCCδ

Un valore positivo del δ (ad esempio +10 ‰) significa che il campione ha un eccesso (o

è arricchito) di 10 ‰ o 1% di 13C rispetto allo standard; al contrario se δ è negativo (ad esempio

-10‰) allora il campione è impoverito di 13C rispetto allo standard.

5.1 Il frazionamento isotopico nei processi biodegradativi dei contaminanti

Molti processi bio-degradativi sono accompagnati da frazionamento isotopico. I legami

molecolari formati dall’isotopo leggero (ad esempio del Carbonio o del Cloro contenuti nella

molecola dell’inquinante) sono più deboli e più reattivi pertanto i reagenti residui si

arricchiscono di isotopo pesante mentre i cataboliti di reazione ne sono impoveriti. Pertanto i

rapporti isotopici 37Cl/ 35Cl and 13C/12C possono fornire informazioni utili sui meccanismi

biodegradativi degli eteni clorurati (Long et al.;1993, Gargini et al., 2006)

Durante un processo di biodegradazione (ad es. da PCE a TCE ecc.), si può osservare un

cambiamento delle concentrazioni, relativamente al rapporto isotopico, tra il precursore e il

prodotto. Infatti, il diverso numero di neutroni determina una differente massa atomica

dell’elemento e una differente massa molecolare del composto di cui esso fa parte; molecole con

diversa massa molecolare avranno diverse velocità di reazione, dovute alle diverse resistenze di

legame: gli isotopi leggeri hanno minor resistenza di legame rispetto ai corrispondenti isotopi

pesanti e quindi maggior velocità di reazione e tendenza alla biodegradazione se l’ambiente è

idoneo. Questo fenomeno è chiamato frazionamento isotopico ed ha luogo in qualsiasi reazione

termodinamica: reazioni chimico-fisiche all’equilibrio, al non-equilibrio e processi di diffusione

molecolare ed anche evaporazione.


72

Questo fenomeno conduce ad un progressivo arricchimento in isotopi pesanti nel

precursore (es. PCE), mentre il prodotto (es. TCE) diviene impoverito in isotopi pesanti e si

arricchisce in quelli leggeri (il tutto relativamente al precursore non degradato). Quindi δ del

precursore diventerà sempre più positivo mentre δ del prodotto diventerà sempre più negativo. Il

trend negativo del prodotto cambierà nel momento in cui anch’esso inizierà a degradarsi; infatti

inizierà ad arricchirsi relativamente in isotopi pesanti ed il suo δ diventerà via via sempre meno

negativo.

L’analisi dei rapporti isotopici nello studio delle contaminazioni da solventi clorurati è uno

strumento molto importante per determinare l’origine e l’evoluzione chimica dei contaminanti

negli acquiferi. Ogni specie chimica, prodotta da una determinata azienda manifatturiera, ha un

caratteristico rapporto isotopico, una firma isotopica, che lo distingue dalle altre produzioni. Di

seguito vengono riportate due tabelle con il valore di δ13C e di δ37Cl caratteristico di idrocarburi

clorurati in fase pura. Sulla base di questi rapporti isotopici si possono fare comparazioni ed

avere dei riferimenti per comprendere sia i meccanismi originari di rilascio della specie

inquinante primaria nell’ambiente sia come i rapporti isotopici varino con la degradazione.

Inoltre l’analisi isotopica della specie contaminante rappresentativa di una contaminazione,

in relazione alla posizione nell’ambito del plume e del campo di moto dell’acquifero, può dare

utili indicazioni su fenomeni di attenuazione naturale in atto del contaminante medesimo.

Applicazioni di rilievo allo studio isotopico di plume di eteni clorurati possono essere

rinvenuti in: Slater et al., 2001; Hunkeler et al. 2002, Kirtland et al., 2003, Hunkeler et al., 2005.

Per quanto riguarda, in particolare, il frazionamento isotopico degli eteni meno clorurati (DCE,

VC) studi su microcosmi hanno verificato che si ha un frazionamento isotopico particolarmente

spinto nel passaggio da cis-1,2-DCE a VC (Bloom et al., 2000). Il VC prodotto per

degradazione, pertanto, si impoverisce dell’isotopo pesante; considerando che il VC originale di

sintesi ha un δ13C pari a -28.6‰ (impoverito per motivi legati al processo di manifattura; van

Warmerdam et al., 1995), quello ottenuto per declorinazione riduttiva ha valori compresi fra -

46‰ e -49.6‰, come evidenziato da studi di microcosmi. Ovviamente il VC che, a sua volta, si

degrada, si arricchisce di isotopo pesante (Hunkeler et al., 2002).

Per quanto riguarda il rapporto isotopico del Cloro, è noto che il VC, ottenuto per sintesi a

partire da cloruro di sodio, a differenza di altri clorurati organici non ha una composizione

isotopica simile a quella del sale ma manifesta un impoverimento nell’isotopo pesante, come

conseguenza del regime di temperatura e pressione sperimentato durante la fase di manifattura

(van Warmerdam et al., 1995). Nel 2006 è stato sperimentato un nuovo metodo per stabilire il

rapporto isotopico del Cloro nel VC presso l’Università di Waterloo. In questo studio (Shouakar-


73

Stash, 2006) sono stati confrontati due standard di VC di anni diversi provenienti dalla stessa

manifattura. Il valore medio di δ37Cl ottenuto da questi standard si attesta intorno a +3.12 (‰)

Tabella 9 : Rapporto isotopico relativo al 13C di Clorometani, Etani ed Eteni, determinato con tecnica EA-IRMS (Elemental Analyzer - Isotope-Ratio Mass Spectrometer) e con tecnica GC-C-IRMS (Gas Chromatographer - Isotope-Ratio Mass Spectrometer). (Hunkeler and Aravena, 2000).

Figura 38: Range di composizione del rapporto isotopico 13C/12C (‰) per solventi clorurati da manifattura come prodotto finito (Aravena, 2006).


74

Results by the DI-IRMS Results by the CF-IRMS

n Mean

δ37ClSMOC (‰)

STDV (1σ) n Machine mean

δ37Cl (‰) Corrected mean δ37ClSMOC (‰)

STDV (1σ)

PCE-A 5 +0.29 0.06 5 −1.83 +0.29 0.06

PCE-B 5 +0.11 0.10 5 −2.06 +0.10 0.07

PCE-C 4 −0.57 0.21 5 −3.05 −0.70 0.05

PCE-D 4 −2.52 0.15 5 −5.33 −2.54 0.12

TCE-A 4 +3.90 0.09 6 +0.62 +3.90 0.06

TCE-B 4 +3.55 0.05 6 +0.43 +3.71 0.03

TCE-C 5 +3.00 0.10 6 +0.14 +3.43 0.09

TCE-D 4 −2.70 0.13 6 −6.09 −2.70 0.04

TCE-E 5 −2.79 0.14 6 −6.40 −3.01 0.02

TCE-F 4 −3.19 0.07 6 −6.57 −3.18 0.14

cis-DCE-A 4 +0.77 0.12 15 −2.27 +0.76 0.08

cis-DCE-B 4 +5.94 0.11 10 +2.93 +5.84 0.08

cis-DCE-C 4 −0.30 0.15 10 −3.65 −0.58 0.07

trans-DCE-A 4 −1.38 0.12 10 −4.18 −1.18 0.11

trans-DCE-B 4 −3.86 0.12 10 −6.85 −3.72 0.09

1,1-DCE-A 4 +3.26 0.13 10 +0.34 +3.29 0.06

1,1-DCE-B 4 +5.01 0.11 10 +2.03 +4.97 0.09

Tabella 10: Valori standard medi di δ37Cl di alcuni solventi clorurati (modificati da Shouakar-Stash et alii, 2006) calcolati con due diverse tecniche: DI-IRMS (Dual Inlet Isotope Ratio Mass Spectrometry); CF-IRMS (Continous Flow Isotope Ratio Mass Spectrometry). La notazione A,B,C,D dopo la sigla del composto indica la diversa provenienza di fabbricazione della fase pura.


75

6. STUDIO ISOTOPICO DEL PLUME DI PONTELAGOSCURO

Tra aprile 2005 e marzo 2007 sono stati prelevati un totale di 24 campioni (di cui 7

provenienti da pozzi privati ed ex Solvay e 14 da piezometri multilivello) su cui sono state

effettuate le analisi isotopiche (sia δ37Cl sia δ13C) sul Cloruro di Vinile (VC) di fatto unico

contaminante costituente il plume. I campioni sono stati prelevati contestualmente alle analisi

idrochimiche e con analoghe modalità di prelievo. Sono state effettuate le analisi isotopiche,

relative al solo carbonio (δ13C), anche su altri 2 composti ritenuti chiave per la dinamica

biodegradativa di VC: metano e DIC (dissolved inorganic carbon, rappresentativo della CO2),

ambedue possibili prodotti finali di ossidazione anaerobica di VC. Complessivamente sono stati

analizzati 4 campioni per il δ13C nel metano e 32 campioni per δ13C nel DIC.

Le analisi isotopiche sono state effettuate su punti di prelievo rappresentativi della

distribuzione della contaminazione, soprattutto nelle aree di nucleo (core) del plume, e

comunque sono state effettuate solo su quei campioni che hanno mostrato un importante

concentrazione di VC; sono stati quindi esclusi quei campioni che avevano concentrazioni di VC

<20 ppb. Sono state anche effettuate analisi degli acquiferi contaminati del sito ex-Solvay, sia

relativamente all’acquifero superficiale sia relativamente al I acquifero confinato (piezometri

maggiormente contaminati fra tutti i disponibili, rispettivamente PZA3-4 per il superficiale e

PZB4 per il confinato).

In Figura 39 è riportata l’ubicazione di tutti i punti di prelievo per le analisi isotopiche

Le analisi isotopiche su VC, relativamente a δ37Cl, sono state effettuate presso l’EIL di

Waterloo (CAN), tramite un sistema GC-C-IRMS (gas cromatografia, spettrometria di massa del

rapporto isotopico a combustione) mentre le analisi isotopiche relative a δ13C (sia per il VC che

per metano e DIC) sono state effettuate presso il laboratorio dell’Università di Neuchatel (CH),

tramite un sistema CF-IRMS (continuous-flow isotope ratio mass-spectrometer) accoppiato ad

un Gas Cromatografo (GC)

Le sigle identificative dei campioni sono le stesse della campagna di analisi idrochimica.

In Tabella 11 sono riportati i valori di δ (rapporto isotopico) sia per il carbonio che per il cloro

analizzati su VC, Metano e DIC.


76

Via F.MigliariVia F.Migliari

Via della Temperanz a

Via dell Appeso

V ia de

gli A

man

ti

Via d

el B ag

atto

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d egli A

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Via della For za

V ia L. B

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Possessione Palazzo

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ML 1

ML 2

ML 3

ML 4

ML 5

8

6

9

2

16

ML 6

MultilivellorPozzi campionati per lo studio isotopico$T

0 100 200

metri

PontelagoscuroNuovo

N

Figura 39: Ubicazione dei punti di prelievo per le analisi isotopiche


77

6.1 Rapporti isotopici nell’acquifero superficiale (sito ex-Solvay)

I dati relativi all’acquifero superficiale (analisi del piezometro superficiale PZA3-4)

all’interno dell’area ex-Solvay, unica area in cui l’acquifero superficiale è contaminato da eteni

clorurati nella zona nord-Ferrara) mostrano concentrazioni molto elevate, oltre che per VC,

anche per altri composti clorurati (vedi Tabella 12 e Tabella 13). Si ricorda che, secondo il

modello concettuale dell’inquinamento del sito Solvay, i solventi sono filtrati dalla superficie

nell’acquifero freatico e da questo, per drenanza attraverso l’acquitardo (esacerbata dai

pompaggi industriali Solvay), sono passati all’acquifero in pressione. I valori isotopici del

carbonio mostrano valori di δ13C che variano tra -73 ‰ e -84 ‰, molto impoveriti rispetto ai

valori normalmente riportati per questi composti che variano tra -36 ‰ e -23.1 ‰ (vedi Tabella

10 e Figura 38; Shouakar-Stash et alii, 2003). Ne consegue che, nell’acquifero superficiale

all’interno dell’area Solvay, i contaminanti clorurati ivi presenti (nessuno escluso) non possono

essere considerati composti primari di produzione industriale ma derivano dalla degradazione di

altri composti.

6.2 Rapporti isotopici nell’acquifero in pressione

I valori isotopici di VC relativi al complesso dei punti di prelievo (pozzi, piezometri,

MLS) nell’acquifero in pressione variano, rispettivamente per δ13C e per δ37Cl, tra -43.2 % e -

67.6 ‰ e tra +3.7 e +31 ‰ (Figura 40). Si può osservare per entrambi gli isotopi, confrontando

tutti i dati con quelli del piezometro superficiale PZ A3-4, un trend di arricchimento relativo (pur

in presenza di valori fortemente impoveriti; Shouakar-Stash et alii, 2007).


78

SIGLA POZZO/PIEZOMETRO INDIRIZZO APRILE

2005DICEMBRE

2005MARZO

2007VC μg/L

δ 13C (‰) VC

δ 37Cl (‰) VC

δ 13C (‰) Metano

δ 13C (‰) DIC

2 campo sportivo pozzo -- x -- 168 -62.2 -- -- --9 Via Zanaboni x x -- 1093 -61.5 6.55 -67.99 -9.986 via della pace (nord) x x -- 850 -43.2 7.50 -71.64 -9.308 via della pace (sud) -- x -- 314 -67.6 -- -- --

16 via Aminta x -- -- 2.17 -58.55 7.08 -65.96 -11.28PZ-B4 Ex-Solvay-profondo x -- -- 388 -52.2 7.76 -69.32 -15.09A3-4 Ex-Solvay-superficiciale x -- -- 7962.5 -73.1 2.05 -- -13.84

ML1 port 2 via del Bagatto -- -- x -- -- -- -- -11.30 ML1 port 3 via del Bagatto -- -- x -- -- -- -- -10.18 ML1 port 4 via del Bagatto -- -- x -- -- -- -- -9.99 ML1 port 5 via del Bagatto -- -- x 93.6 -56.15 10.1 -- -10.96 ML1 port 6 via del Bagatto -- -- x 307 -55.72 31.0 -- -10.86 ML1 port 7 via del Bagatto -- -- x -- -- -- -- -9.43 ML1 port 9 via del Bagatto -- -- x -- -- -- -- -10.10 ML1 port 8 via del Bagatto -- -- x 34.4 -56.03 17.8 -- -11.29

ML1 port 10 via del Bagatto -- -- x 732 -55.41 27.0 -- -9.24 ML2 port 1 via Venezia -- -- x 722 -56.77 7.0 -- -10.67 ML2 port 2 via Venezia -- -- x 752 -55.24 7.2 -- -10.70 ML2 port 3 via Venezia -- -- x 970 -55.20 7.9 -- -10.19 ML2 port 4 via Venezia -- -- x 1016 -55.00 7.5 -- -10.88 ML2 port 5 via Venezia -- -- x 441 -53.06 15.7 -- -10.86ML3 port 1 p.zza Buozzi -- -- x -- -- -- -- -8.07 ML3 port 3 p.zza Buozzi -- -- x 113 -63.56 11.1 -- -11.13 ML3 port 4 p.zza Buozzi -- -- x -- -- -- -- -12.13 ML3 port 5 p.zza Buozzi -- -- x -- -- -- -- -10.70 ML3 port 6 p.zza Buozzi -- -- x -- -- -- -- -9.33 ML3 port 8 p.zza Buozzi -- -- x -- -- -- -- -7.96 ML4 port 1 via Marzabotto -- -- x 1330 -65.31 8.9 -- -13.23 ML4 port 2 via Marzabotto -- -- x 2364 -64.89 3.7 -- -11.78 ML4 port 3 via Marzabotto -- -- x 1375 -65.38 9.3 -- -12.87 ML4 port 4 via Marzabotto -- -- x 1789 -65.23 5.5 -- -12.04 ML4 port 5 via Marzabotto -- -- x 1197 -65.17 4.8 -- -13.07 ML5 port 2 via Miniera -- -- x -- -- -- -- -10.15 ML5 port 3 via Miniera -- -- x 45.6 -51.52 -- -- -10.22 ML5 port 8 via Miniera -- -- x 201 -62.48 13.9 -- --

X = Campione analizzato per gli isotopi-- Non Analizzato Tabella 11: pozzi e piezometri campionati tra il 2005 e il 2007, relativi rapporti isotopici e concentrazione di VC in μg/L (dato più recente a disposizione). (nel caso dei pozzi 9 e 6 il valore isotopico di δ13C su VC della I analisi, in Aprile 2005, era pari rispettivamente a -61.6 ‰ e -46.60 ‰)


79

Pz A3-4

0

5

10

15

20

25

30

35

-80 -70 -60 -50 -40 -30 -20 -10 0

δ 13C (‰)

δ 37

Cl (

‰)

MLS1MLS2MLS3MLS4MLS5pozziVC Puro

VC di manifattura

Figura 40 : valori isotopici relativi a VC nell’acquifero confinato. Viene riportato anche il valore isotopico del VC relativamente a PZ A3-4, piezometro superficiale nell’area Solvay.

CH3Cl CHCl3 C2H3Cl C2H4Cl2 C2H2Cl2 C3H6Cl2 C2H3Cl3

Cloro metano Tricloro metano Cloroetilene 1.2 dicloro etano 1.1 Dicloro etilene 1.2 Dicloro propano 1.1.2 Tricloro etano<0,1 3 812.00 7 962.50 150.29 1 620.60 189.13 14704.50

C2HCl3 C3H5Cl3 C2H2Cl4 C2Cl4 C4Cl6 C2H4Cl2 C2H2Cl2

Tricloro etilene 1.2.3Tricloro propano 1.1.2.2.Tetracloro etano Tetracloro etilene Esacloro butadiene 1.1 Dicloro etano 1.2 Dicloro etilene18393.00 194.980 4078.50 2997.00 <0.05 4.31 9 861.00

PIEZOMETRO A3-4 (concentrazioni mese di aprile 2005 in ug/L)

Tabella 12: dati del monitoraggio mensile di EST s.r.l. (Bergamo) del piezometro superficiale PZ A3-4 effettuato per conto di Solvay.


80

Compounds C (ug/L) δ13C (‰)

1,1 DCE 794 -53

tDCE 330 -72

cDCE 7624 -84

TCE 12804 -78

PCE 3270 -80

TCA 10924 -70

TECA 3607 -42

VC 4531 -73

Compounds C (ug/L) δ13C (‰)

1,1 DCE 794 -53

tDCE 330 -72

cDCE 7624 -84

TCE 12804 -78

PCE 3270 -80

TCA 10924 -70

TECA 3607 -42

VC 4531 -73

1,1 DCE 794 -53

tDCE 330 -72

cDCE 7624 -84

TCE 12804 -78

PCE 3270 -80

TCA 10924 -70

TECA 3607 -42

VC 4531 -73

1,1 DCE1,1 DCE 794794 -53-53

tDCEtDCE 330330 -72-72

cDCEcDCE 76247624 -84-84

TCETCE 1280412804 -78-78

PCEPCE 32703270 -80-80

TCATCA 1092410924 -70-70

TECATECA 36073607 -42-42

VCVC 45314531 -73-73

Tabella 13 valori di concentrazione del piezometro superficiale Pz A3-4 e relativo δ13C (‰). Dati provenienti dalle analisi effettuate a Waterloo presso EIL. TCA e TECA stanno per Tricloroetano e Tetracloroetano.

Come commento parziale, a conclusione del capitolo sulle analisi isotopiche, possiamo

dire che si evidenziano i seguenti aspetti:

- le molecole di VC presentano tutte un fortissimo impoverimento in δ13C, superiore a quanto ci

si sarebbe aspettato da una semplice declorinazione riduttiva di un diretto precursore quale il

DCE;

- tutti i rapporti isotopici relativi al carbonio nella molecola del VC sono, per quanto riguarda

l’acquifero in pressione di Pontelagoscuro, relativamente più appesantiti rispetto al piezometro

superficiale nel sito Solvay e, comunque, fortemente impoveriti (compreso il piezometro Solvay

superficiale) rispetto al VC da manifattura;

- da Nord verso Sud, lungo l’asse del plume, il rapporto isotopico del Cloro nel VC tende a farsi

sempre più leggero, mentre per il Carbonio nel VC non si evidenziano trend particolari.


81

7. STORIA PRODUTTIVA DELLO STABILIMENTO SOLVAY

La ricostruzione della storia industriale degli insediamenti industriali di Ferrara è

fondamentale per lo studio della contaminazione da VC in oggetto (Biavati, 2003). In particolar

modo ci sembra interessante soffermarsi sulla storia produttiva dello stabilimento Solvay, dato

che il VC ed altri eteni clorurati sono componenti essenziali nei processi produttivi della

medesima azienda, sia come materie prime che come prodotti di scarto.

Di seguito riprendiamo alcuni passi di interesse sulla storia produttiva di Solvay contenuti

nel PdC-Fase I, Capitolo 4

Lo stabilimento Solvay, produttore di PVC nell’area ferrarese, si instaura a metà degli

anni trenta in quella fase di “boom industriale” che investì completamente l’area a Nord della

città stessa e che vide la nascita di numerose aziende, sia all’interno di quello che oggi è

chiamato “polo chimico” o “petrolchimico” sia all’esterno di esso (A.A.V.V, 1985).

La ricostruzione dell’attività produttiva, che si è articolata all’interno dello stabilimento a

partire dagli anni ’40, risulta molto utile per tracciare una possibile correlazione fra le attività

svolte, i prodotti manipolati e la potenziale contaminazione del suolo, sottosuolo e delle acque

sotterranee.

Nel 1942 nasce il primo impianto industriale rappresentato da celle elettrolitiche a catodi

di mercurio (celle Krebbs) per la produzione di cloro-soda, che aveva come prodotto di base il

sale marino. La produzione di cloro-soda fu sospesa durante la seconda guerra mondiale ma

riprese velocemente qualche anno dopo la fine del conflitto nel 1946.

Tra il 1950 ed il 1951 ebbe inizio la linea di produzione dei clorometani e,

successivamente, quella di pesticidi cloroderivati. Sempre negli stessi anni cessò invece l’attività

dell’impianto di elettrolisi che ebbe come principale conseguenza l’approvvigionamento di cloro

dall’esterno; esso veniva importato in Solvay grazie alla rete ferroviaria che proseguiva sino

all’interno dello stabilimento stesso.

A metà degli anni cinquanta terminò la produzione dei pesticidi.

Il cambiamento più significativo dell’intera configurazione dell’insediamento chimico

industriale si ebbe dalla metà degli anni cinquanta (intorno al 1953) sino ai primi anni sessanta

(dal 1959 al 1961) con la conversione degli edifici che accoglievano gli impianti delle celle

elettrolitiche, ormai non più utilizzati, in strutture per lo sviluppo di un impianto dedicato alla

produzione di PVC (policloruro di vinile), sia in emulsione che in sospensione, con apporto del

monomero VC dall’esterno.


82

A metà degli anni sessanta (tra il 1961 e il 1965) vennero realizzati ulteriori edifici adibiti

a magazzini e un bacino di decantazione delle acque di scarto dei processi produttivi.

Nell’arco degli anni settanta (tra il 1972 e il 1978) venne costruito, nell’area nord, il

nuovo impianto di polimerizzazione ed essiccamento con istallazione di una nuova autoclave da

27 m3.

Venne inoltre realizzata, sviluppandosi sempre verso nord, la linea di essiccazione spray-

dryer (per emulsioni) e a tamburo rotante (per sospensioni). Era stato realizzato nel frattempo

anche un serbatoio sferico da 1800 m3 per stoccaggio di cloruro di vinile monomero con annessa

una fossa di raccolta delle acque di recupero dei fluidi dispersi.

La crescita degli impianti proseguì sino alla fine degli anni ‘80.

Nel 1984 cessò la produzione di cloro-metani ma venne realizzato un ulteriore corpo di

fabbricato per la produzione di PVC, pre-mix dry-blend e granuli di PVC.

Nel 1998 la Solvay S.A. avviò le operazioni per la dismissione dell’impianto per la

produzione di PVC. Nel Dicembre dello stesso anno, in accordo con il Ministero dell’Industria, il

Ministero del Lavoro, le Autorità locali ed i Sindacati, nasce il piano per costituire un parco

industriale all’interno dell’area appartenente alla stessa Solvay.

Pertanto è importante considerare che:

dal 1951 al 1984 Solvay ha prodotto cloro-metani

7.1 Produzione dei clorometani

I clorometani sono degli alogenuri alchilici, composti organici derivati dagli alcani per

sostituzione di uno o più atomi di idrogeno con altrettanti atomi di alogeni (fluoro, cloro, bromo

e iodio); hanno formula bruta :

CnH(2n + 2 - m)Xm, (X rappresenta un qualsiasi alogeno).

Essi sono largamente usati come solventi, come refrigeranti, nella produzione di prodotti

fitosanitari, nell’industria farmaceutica. Il più famoso composto è il cloroformio

(triclorometano), utilizzato, fino a pochi anni fa, sia come anestetizzante, sia per la produzione di

freon, uno dei principali refrigeranti impiegati nella produzione di frigoriferi e condizionatori.

Un tempo la preparazione dei clorometani era attuata attraverso la clorurazione di alcoli

(composti organici di struttura simile agli alcani in cui un atomo di idrogeno è sostituito da un

gruppo ossidrile –OH) e di chetoni (composti organici che recano nella loro struttura il gruppo


83

funzionale convenzionalmente indicato con -CO-); così, ad esempio, il cloruro di metile o cloro

metano veniva ottenuto attraverso la reazione (da processo industriale):

CH3OH + HCl → CH3Cl + H2O

mentre il cloroformio (triclorometano) era ottenuto attraverso le reazioni:

CH3 – CO – CH3 + 3Cl2 → CH3 – CO – CCl3 + 3HCl

2CH3 – CO – CCl3 + Ca(OH)2 → 2CHCl3 + (CH3COO) 2Ca Attualmente la clorurazione del metano, in assenza di catalizzatori, viene eseguita nella

maniera più economica per via termica partendo da CH4 e Cl2. la clorurazione termica del

metano avviene con meccanismo radicalico; sotto azione del calore si ha:

Cl2 → 2Cl CH4+Cl → CH3 + HCl

CH3 + Cl2 → CH3Cl (clorometano)+ Cl Come primo derivato clorurato si ottiene cloruro di metile; per ottenere clorurati superiori

si procede a successive operazioni di clorurazione:

CH3Cl + Cl → CH2Cl + HCl CH2Cl + Cl2 → CH2Cl2 (diclorometano) + Cl

La reazione prosegue fino a che sono disponibili atomi di idrogeno da sostituire, fino ad

arrivare a CCl4, tetracloruro di carbonio (tetraclorometano).

Importante è considerare che, nella clorurazione del metano, oltre ai prodotti principali da

sintetizzare (clorometani), vengono ottenuti anche come sottoprodotti di scarto anche composti

secondari, rappresentati da eteni clorurati insaturi (doppio legame fra 2 atomi di carbonio).

Questi composti secondari, fra cui anche PCE, sono contenuti appunto negli scarti di lavorazione

(heavy ends – “codissime”) e vengono prodotti dalla pirolisi del cloroformio a 450°C circa

(Semeluk and Bernstein, 1954; EPA, 1984; EPA 2000). Composti secondari che si formano per

rottura di catene a seguito di scontri tra radicali liberi possono essere: etano, 1,1,2,2-

tetracloroetano, pentacloroetano; sono inoltre possibili prodotti di deidroclorurazione come TCE

e PCE.


84

8. PROCESSI DI DEGRADAZIONE DEI SOLVENTI CLORURATI

I processi di biodegrazione sono una componente importante dell’attenuazione naturale

degli eteni clorurati (Wiedemeier et alii, 1998) dato che la biodegradazione può trasformare gli

eteni clorurati in composti innocui come ad esempio CO2, etene (etilene) e ione cloruro.

Gli eteni clorurati sono soggetti ad una varietà di processi di degradazione microbica che

includono la declorinazione riduttiva ((Vogel & McCarty, 1985; Barrio-Lage et al., 1987, 1990;

Bouwer, 1994; McCarty & Semprini, 1994; Vogel, 1994; Odum et al., 1995), l’ossidazione

aerobica ( Hartmans et al., 1985; Davis & Carpenter, 1990; Phelps et al., 1991; Bradley &

Chapelle, 1996, 1998a, 1998b; Bradley et al., 1998b), l’ossidazione anaerobica (Bradley &

Chapelle, 1996, 1998b; Bradley et al., 1998b) ed il cometabolismo aerobico (Wilson & Wilson,

1985; Semprini et al., 1990, 1991; McCarty & Semprini, 1994; Semprini, 1995). Così, accertare

se un particolare processo di degradazione è attivo o no in un sistema idrogeologico, è

generalmente un compito complesso. Di seguito vengono descritti i possibili processi di

biodegradazione in un sistema anaerobico, quale quello del sito esaminato.

8.1 Declorinazione Riduttiva

I cloroeteni sono composti relativamente ossidanti, a causa della presenza di un atomo di

cloro elettronegativo, e possono comportarsi come accettori di elettroni in un metabolismo

microbico (Vogel et al., 1987). In presenza di un possibile donatore di elettroni e catalizzatore,

l’idrogeno può rimpiazzare un cloro in una molecola di eteni clorurati. Questo processo,

catalizzato da microrganismi, è chiamato declorinazione riduttiva.

Molti studi hanno descritto l’accumulo di prodotti di degradazione di PCE e TCE in

acquiferi anaerobici e hanno attribuito questo fenomeno alla declorinazione riduttiva microbica

(Barrio-Lage et al., 1987, 1990; Bouwer, 1994; McCarty & Semprini 1994; Vogel 1994; Odum

et al., 1995; Vogel & McCarty, 1985). Il pensiero comune oggi è che la declorinazione riduttiva

microbica è ubiquitaria in acquiferi anaerobici contaminati da solventi clorurati ma l’intensità

della declorinazione è altamente variabile da sito a sito (Bouwer, 1994; McCarty & Semprini,

1994; Vogel,1994; Chapelle, 1996; Gossett & Zinder, 1996; McCarty, 1996).

La tendenza dei cloroeteni ad essere sottoposti a declorinazione riduttiva decresce con il

decrescere del numero dei clori da sostituire (Vogel et al.,1987; Bouwer, 1994; McCarty &

Semprini, 1994; Vogel, 1994). Il PCE, con i suoi 4 atomi di cloro, è il più forte ossidante


85

rispetto a tutte le altre specie potenzialmente elettro-accettori che si trovano naturalmente nei

sistemi acquiferi, con l’unica eccezione dell’ossigeno (Vogel et al.,1987); pertanto PCE si riduce

velocemente a TCE in condizioni anaerobiche. La declorinazione da TCE a 1,2 DCE-cis avviene

in condizioni Fe(III) riducenti e in ambienti più riducenti. La declorinazione da 1,2 DCE-cis a

VC apparentemente richiede, almeno, condizioni SO4-riducenti (Vogel et al.,1987; Chapelle,

1996) ma avviene più facilmente in ambiente metanogenico. VC, d’altra parte, è il meno

ossidante dei cloroeteni e, conseguentemente, la riduzione di VC a Etene è tipicamente lenta e

significativa solo sotto condizioni metanogeniche altamente riducenti (Vogel & McCarty, 1985;

Barrio-Lage et al., 1987, 1990; Freedman & Gossett, 1989; DiStefano et al., 1991; De Bruin et

al., 1992; Bouwer, 1994; Ballapragada et al., 1995; Fennell et al., 1995; Maymo-Gatell et al.,

1995; Odum et al., 1995; Wu et al., 1995).

Come conseguenza di questa diminuzione del potenziale di riduzione con il diminuire del

numero di clori, la declorinazione riduttiva dei cloroeteni è spesso incompleta e frequentemente

porta all’accumulazione di 1,2 DCE-cis e VC (Major et al., 1991; Kitanidis et al., 1993; McCarty

& Reinhard, 1993; Haston et al., 1994; Weaverand et al. 1995; Wilson et al., 1995).

Pertanto la declorinazione riduttiva microbica è comune in acquiferi anaerobici, anche se

raramente comporta la completa declorinazione a prodotti non clorurati essendo generalmente

incapace di riduzione completa a prodotti non tossici come l’etene. Si è osservato che laddove

c’è metanogenesi, i microrganismi responsabili hanno mediato una lenta e parziale

declorinazione riduttiva di PCE e TCE per dare 1,2 DCE. Sulla base di queste osservazioni, la

declorinazione riduttiva è stata considerata come un processo di cometabolismo anaerobico

determinato dall'interazione accidentale dei cloroeteni con gli enzimi ed i cofattori prodotti dai

microorganismi metanogeni per altri scopi metabolici (McCarty e Semprini, 1994). Questa

convinzione ha iniziato a cambiare nel 1993 quando un numero di indagini ha dimostrato che la

declorinazione riduttiva può essere effettuata da microorganismi che usano i cloroeteni come

accettori terminali di elettroni per la produzione di energia. Questi microrganismi, comunemente

denominati “halorespirers”, possono svilupparsi usando i cloroeteni come ricettori terminali di

elettroni e sono capaci di tassi molto più alti di declorinazione riduttiva. Anche se i

microrganismi “halorespirers”, capaci di ridurre PCE o TCE a DCE, siano relativamente comuni

(Holliger et al., 1993; Krumholz et al., 1996; Sharma & McCarty,1996; Maymo-Gatell et al.,

1997), finora soltanto uno, Dehalococcus Ethenogenes, ha mostrato di essere in grado di

degradare completamente il PCE ad Etene . Se microrganismi, come Dehalococcus

Ethenogenes, sono presenti negli acquiferi in numero sostanziale, la completa declorinazione

riduttiva ad etene può essere un meccanismo significativo per la degradazione dei cloroeteni in

acquiferi anaerobici.


86

Attualmente il pensiero comune è che, anche se la declorinazione riduttiva è possibile in

acquiferi anaerobici, la completa declorinazione ad etene si osserva raramente a causa della

bassa disponibilità di elettro-donatori, di sfavorevoli condizioni redox o per la potenziale assenza

di appropriati microrganismi. Così la declorinazione riduttiva da sola non è sufficiente a

bonificare o naturalmente attenuare contaminazioni da cloroeteni. In combinazione con i

meccanismi aerobici e anaerobici per ossidazione microbica di 1,2 DCE e VC, tuttavia, il

processo di declorinazione riduttiva può essere un importante componente dell’attenuazione

naturale dei cloroeteni nei sistemi acquiferi (soprattutto di quelli a maggior numero di atomi di

cloro).

8.2 Ossidazione Anaerobica

Dal 1995 gli sforzi per utilizzare la biodegradazione in situ in acquiferi contaminati da

cloroeteni sono giunti ad un vicolo cieco. La declorinazione riduttiva di PCE e TCE era

considerata pervasiva in acquiferi anaerobici ma, in molti sistemi, la declorinazione riduttiva,

come visto, sembrava arrestarsi a 1,2 DCE e VC. Inoltre l’accumulo della caratteristica

associazione di 1,2 DCE e VC in condizioni anaerobiche ha eliminato il metabolismo microbico

aerobico come meccanismo significativo per la biodegradazione di questi composti in condizioni

sito-specifiche. Senza un meccanismo dimostrabile per la biodegradazione in situ dei cloroeteni a

prodotti non tossici, gli enti sono generalmente restii ad accettare la biodegradazione come

meccanismo di bonifica per i cloroeteni.

La scoperta, nel 1996, che alcuni microrganismi possono ossidare VC a CO2 in

condizioni anaerobiche ha aperto la strada per accettare la biodegradazione come un meccanismo

difendibile per la bonifica di acquiferi contaminati da cloroeteni (Bradley e Chapelle, 1996).

L’ossidazione del VC può avvenire in condizioni anaerobiche se è disponibile una quantità

sufficiente di un forte ossidante per guidare la degradazione microbica. Gli ossidi di Fe(III) sono

forti ossidanti e sono ubiquitari nei sistemi acquiferi. In un esperimento condotto con sedimenti

provenienti da un acquifero Fe(III) riducente, l’aggiunta di Fe(III) a microcosmi anaerobici ha

portato a tassi di mineralizzazione di VC comparabili con quelli osservati in condizioni

aerobiche; inoltre sono state osservate piccole ma significative mineralizzazioni di VC in

microcosmi anaerobici in ambiente Fe(III). Questi risultati hanno indicato che VC può essere

mineralizzato in condizione anaerobiche e Fe(III)-riducenti e che la biodisponibilità in Fe(III) è

un importante fattore che influenza il tasso di mineralizzazione. L’ossidazione microbica del VC


87

in condizioni Fe(III) riducenti ha fornito una potenziale alternativa anaerobica alla lenta e

inefficace declorinazione del VC a etene.

Per i contaminanti che servono come elettro-donatori durante la biodegradazione, come

ad esempio gli idrocarburi, la disponibilità di ricettori terminali interessa l'efficienza della

biodegradazione (Boirden, 1994; Chapelle et alii, 1996). La riduzione dell'ossigeno è il

meccanismo metabolico termodinamicamente più favorito e, tipicamente, il più efficiente per la

biodegradazione dei contaminanti più ridotti. Fra gli elettro-accettori terminali rimanenti che si

osservano comunemente nei sistemi acquiferi, il potenziale di ossidazione decresce nell’ordine di

NO3>Fe(III)>SO4>CO2. Così, in generale, il potenziale di biodegradazione dei contaminanti

altamente ridotti dell’acquifero è massimo in condizioni aerobiche e minimo in condizioni CO2-

riducenti (metanogenesi; Vogel et alii, 1987).

L’effetto delle condizioni redox sull’ossidazione di DCE e VC è stata investigata in

microcosmi di sedimenti di subalveo e acquiferi (Bradley e Chapelle, 1998b). In questo studio, la

mineralizzazione di DCE e VC a CO2 decresce in condizioni riducenti crescenti, ma significative

mineralizzazioni sono state osservate per entrambi i sedimenti in condizioni anaerobiche. La

mineralizzazione di VC decresce in ordine di condizioni: aerobiche>Fe(III)-riducenti>SO4-

riducenti>metanogeniche. Come uno si aspetterebbe, data la loro differenza nel numero di clori,

l’ossidazione microbica di VC è più alta rispetto all’ossidazione microbica del DCE per ogni

condizione elettrone-accettore. Per entrambi i sedimenti, la mineralizzazione microbica del DCE

in condizioni aerobiche, è almeno il doppio di quella osservata in condizioni anaerobiche.

Un’interessante osservazione è che il tasso e la grandezza dell’ossidazione del DCE non

differisce significativamente tra condizioni Fe(III) –riducenti, SO4-riducenti e metanogenetiche.

Basandosi su queste e altre osservazioni, si è concluso che la degradazione microbica del DCE in

queste condizioni redox coninvolge un iniziale riduzione limitata a VC, che è conseguentemente

ossidato a CO2. Questo, alla fine, ha suggerito che l’ossidazione diretta di DCE richiede un

ossidante più forte rispetto all’ossido Fe(III). Un successivo studio ha dimostrato che i

microrganismi di acquifero possono ossidare anaerobicamnete DCE a CO2 in condizioni Mn(IV)

riducenti senza una iniziale riduzione a VC (Bradley et alii, 1998c). Siccome gli ossidi di

Mn(IV) sono comuni nei sedimenti fluviali e glaciali, l’ossidazione microbica di DCE deve

essere significativa in alcuni sistemi acquiferi anaerobici.

La capacità dei microrganismi di ossidare efficientemente DCE e VC a prodotti non

tossici in condizioni anaerobiche ha importanti implicazioni per l’utilizzo della biodegradazione

nei sistemi acquiferi. Questi risultati indicano che, in acquiferi anaerobici, cloroeteni altamente

ossidati, come PCE e TCE, possono essere prontamente trasformati in DCE e VC, che sono

suscettibili di ossidazione microbica in varie condizioni redox anaerobiche. Quindi, la


88

combinazione della declorinazione di PCE e TCE in condizioni anaerobiche, seguita

dall’ossidazione microbica anaerobica, provvede ad un possibile sequenza microbica per la

completa degradazione dei contaminanti clorurati nei sistemi acquiferi.

8.3 Possibili pathway di degradazione del VC

Come visto in precedenza, la biodegradazione dei cloroeteni (come anche dei cloroetani)

può avvenire attraverso vari meccanismi e può dare, come prodotto finale della serie di

biodegradazione, composti innocui per la salute umana come etene (C2H4), etano (C2H6),

anidride carbonica (CO2), metano (CH4).

Tuttavia se, a partire da eteni o etani a maggior grado di clorurazione, la declorinazione

non arriva fino al termine della serie, si possono avere fenomeni di accumulo in falda di sostanze

pericolose per la salute umana, in misura ancora maggiore dei capostipiti (come appunto il VC).

Diventa pertanto un fattore chiave la comprensione della ulteriore possibile evoluzione del VC in

falda e del suo potenziale di attenuazione naturale (se esistente).

Molti studi hanno dimostrato che, in condizioni anaerobiche, i microrganismi presenti nei

sistemi acquiferi possono mineralizzare VC a CO2 + CH4 o solo a CO2. In particolare è stato

dimostrato che VC si può degradare a CO2 in condizioni Mn(IV)-riducenti (Bradley et al., 1998)

o Fe(III)-riducenti (Bradley et al.,, 1997) o SO4--riducenti (Bradley et al.,, 1998). In tutti i casi,

comunque, si osserva una mancanza di prodotti intermedi tra VC e CO2 e questo suggerisce il

fatto che qualsiasi prodotto intermedio formatosi durante la riduzione anaerobica venga

rapidamente trasformato in CO2. Altri studi hanno documentato la degradazione di VC a CH4 in

condizioni metanogeniche (in presenza di substrati ricchi di materia organica) senza la

produzione di prodotti intermedi (Bradley et al., 1999).

L’osservazione aggiuntiva che CO2 o CH4 si formassero, durante la degradazione di VC

in condizioni anaerobiche, senza la presenza di organismi metanogenici autotrofici, ha condotto

alla ipotesi che il CH4 si formasse attraverso la metanogenesi acetotrofica e che quindi il

prodotto intermedio della mineralizzazione di VC fosse acetato (CH3COO-,) che, in condizioni

anaerobiche, verrebbe rapidamentamente metabolizzato a CH4 + CO2 attraverso la

metanogenesi acetotrofica o a CO2 attraverso la respirazione anaerobica in presenza di acidi

umici (Bradley & Chapelle, 2000).

I possibili modelli di degradazione di VC vengono riassunti in Figura 41.


89

Figura 41: Possibile modello per la degradazione anaerobica di VC a prodotti non clorurati. I percorsi individuati da frecce bianche devono ancora essere stabiliti. (Bradley e Chapelle, 2000).


90

9. CONCLUSIONI

Alla luce dei risultati ottenuti con l’attuazione del PdC-Fase II, e sulla scorta del modello

concettuale del sito preliminarmente definito tramite il PdC-Fase I, riportiamo le conclusioni

delle attività di investigazione complessive, chiudendo pertanto un percorso conoscitivo iniziato

nel 2003. Illustreremo innanzitutto le principali considerazioni finali relative ai vari punti-

obiettivo del PdC-Fase II, dopodiché illustreremo il modello concettuale di sito, già formulato

durante il PdC-Fase I ed affinato sulla base delle risultanze recenti, ed infine effettueremo alcune

valutazioni sugli sviluppi futuri nella gestione del plume “Pandora”, assoluta singolarità nel

panorama inquinologico mondiale.

9.1 Considerazioni conclusive del PdC-Fase II

In relazione alla localizzazione e tipologia della sorgente di contaminazione possono

essere fatte le seguenti considerazioni:

- in relazione alla distribuzione delle concentrazioni di VC, risalendo verso monte-

flusso rispetto ai GP perforati durante il PdC-Fase I, non si ottengono informazioni

tali da permettere la localizzazione della sorgente attiva di contaminazione,

presumibilmente perché tale sorgente attiva non esiste più;

- la distribuzione delle concentrazioni di VC nei GP più recenti (18,19,20,21), perforati

sulla base del campo di moto dell’acquifero e delle segnalazioni di residenti ed ex-

lavoratori del luogo, non indica un avvicinamento ad una sorgente attiva (con un

incremento delle concentrazioni) ma indica il passaggio progressivo ad una zona di

frangia di testa del plume (head-fringe), con una implicita conferma di quanto era già

stato ipotizzato al termine del PdC-Fase I;

- il GP 20 ed il GP 18, posizionati subito a valle dello scavo profondo di ex-

zuccherificio, di forma rettangolare, sospettato come sede di smaltimento di rifiuti

industriali, sono puliti o, solamente nei campioni di tetto di acquifero, non

pesantemente contaminati;

- il GP 19 ed il GP 20 invece, posizionati monte-flusso rispetto al nucleo del plume

lungo l’asse longitudinale del medesimo, manifestano concentrazioni più elevate ma

comunque decrescenti rispetto al nucleo medesimo (di almeno 1 ordine di grandezza),

risultando comunque particolarmente contaminati soprattutto verso la parte superiore

dell’acquifero;


91

- come si è osservato, le concentrazioni di VC durante l’investigazione 2006 sono più

basse rispetto all’investigazione 2003, quindi non è detto che ci saremmo dovuti

aspettare concentrazioni simili a quelle del 2003 ma è indubbio che, anche

considerando solo i 4 GP perforati nel 2006, le concentrazioni di VC tendono a

diminuire verso monte-flusso indicando che verso monte-flusso una sorgente attiva

non c’è;

- da notare che, risalendo verso nord (e quindi verso monte-flusso) rispetto al GP21,

troviamo il pozzo privato n°5 (situato in via dell’Isola Bianca) che, durante

l’investigazione del 2003, periodo in cui il VC dava alte concentrazioni, risultò

completamente pulito, come anche, del resto, il pozzo n°4 ancora più a nord (via

Venezia);

- al limite si può ipotizzare che, in corrispondenza della vasca di zuccherificio di forma

trapezoidale ubicata presso in canale Nicolino ed osservata da foto aeree (situata

immediatamente a nord del GP21; vedi Figura 1 e Foto 1), vasca di cui peraltro non si

conosce la profondità (quanto meno non si sa se era così profonda come la vasca

rettangolare di cui parlano spesso i residenti del luogo), fossero smaltiti reflui

industriali; pertanto tale vasca potrebbe essere la ex-sorgente del plume Pandora;

- anche ammettendo tale ipotesi come vera, risulta difficile che il GP21, subito a valle

della sorgente (se fosse attiva), sia così meno contaminato del GP6 (che sta sotto

piazza Buozzi a Pontelagoscuro Nuovo) e che, soprattutto, il pozzo n°5 sia

perfettamente pulito (ubicato subito a nord ed in grado di generare un cono di

depressione con richiamo di acqua contaminata, anche in piccola concentrazione);

- è un dato di fatto che il GP21 ed il GP20, i più a nord di tutta l’investigazione, sono

contaminati verso il tetto dell’acquifero, risultando puliti (GP20) o con leggerissima

contaminazione (GP21) verso la base; ciò implica che siamo proprio vicino alla

sorgente (o ex-sorgente) che, per forza di cosa, si doveva localizzare entro

l’acquitardo al di sopra del tetto dell’acquifero; peraltro nelle zone ancora più a nord,

come detto, l’acquifero risulta pulito;

- in conclusione possiamo affermare che il plume Pandora ha la tipica struttura di un

pennacchio di contaminazione che si è del tutto “svincolato” dalla zona sorgente, non

più attiva, e che sta migrando nell’acquifero in risposta ai processi convettivi-

dispersivi-biodegradativi specifici. La sorgente, o quello che rimane della sorgente, è

comunque localizzabile in un’area compresa fra GP21, GP20 e pozzo n°5 (vedi

Figura 42), al di sotto di una zona completamente pavimentata e riurbanizzata, adibita

a magazzini ed infrastrutture artigianali;


92

- appare comunque impossibile che la sorgente fosse localizzata in corrispondenza

dello scavo rettangolare profondo indicato dagli anziani residenti del luogo; infatti

sono troppo spostate verso est le concentrazioni massime del plume ed il suo asse

longitudinale (oltre che l’estensione della zona di frangia fino al campo-sportivo di

Pontelagoscuro) è incongruo con una sorgente così “occidentale”.

Via F.Migliari

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.Mig

l iari

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Via della Temperanza

Via dell Appeso

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manti

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gatto

V ia de

gli A

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Via della Forza

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toni

Maggiori

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del Canneto

Via degli Arcani

Via del Giudizio Via d

el B

agat

to

Pontelagoscuro

Biconca di

Lavezzola

Fossa vecchio

Pontelagoscuro

VIA

Scuola

PAC E

(N.16

)

VIA

BUOZZIPIAZZA

POPO

LO

G. S

AVO NU

ZZI

ADRIA

TICA

VEN

EZIA

$T

#S#S

#S

#S

GP18 GP19

GP20

GP21

5

Sondaggi direct-push#S

Pozzo privato$T

0 100 200

metri

N

PontelagoscuroVecchio


N

Area sorgente0 100 200

metri

$T Pozzo privato

#S Sondaggi direct-push

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#S Sondaggi direct-push

Figura 42: localizzazione della sorgente al di sotto della zona artigianale di Pontalagoscuro


93

In relazione alla evoluzione nel tempo della contaminazione possono essere fatte le

seguenti considerazioni:

- le concentrazioni di VC appaiono nettamente in diminuzione, almeno considerando i

pozzi privati (campionamento ripetibile), con, in media, una percentuale di

attenuazione pari all’85% e più;

- tale dato appare abbastanza sorprendente, anche se è soprattutto basato sui pozzi

privati, strutture idrauliche che hanno caratteristiche di completamento sconosciute e

che, lo ricordiamo, sono stati chiusi e di fatto non più utilizzati dal 2003 (quindi

hanno completamente modificato il loro regime di prelievo);

- il laboratorio di analisi è sempre stato il medesimo in ogni fase di indagine e le

metodiche analitiche sono rimaste assolutamente invariate;

- le tecniche di spurgo e prelievo dei campioni sono sempre rimaste le medesime,

effettuate fra l’altro sempre dal medesimo operatore (d.ssa Monica Pasini);

- il campionamento del Settembre 2003 è relativo ad una condizione di magra estrema

del fiume Po e dell’acquifero da esso alimentato, verificatasi dopo una lunghissima

stagione di recessione idraulica e con una temporanea inversione del flusso di falda

(verso Po e non da Po);

- tenendo conto dei risultati ottenuti con le analisi sui ML, e confrontandoli con i dati

dei GP limitrofi della caratterizzazione del 2003, in effetti, si conferma un

abbattimento dei valori di concentrazione di VC (con alcune anomalie assolutamente,

ed onestamente, inspiegabili (vedi dati analitici di ML3 limitrofo a GP6); in media le

concentrazioni appaiono più basse, anche di 1 ordine di grandezza (ma non per tutti,

vedi commento specifico) anche se la struttura del plume e la distribuzione relativa

delle concentrazioni appare confermata;

- da tali osservazioni non si può certo affermare che il plume è in fase di evidente

remissione biodegradativa; appare più corretto affermare che le concentrazioni di VC

del 2003 erano dei picchi temporali assoluti, forse spiegabili con lo stato di magra

idraulica eccezionale del Po e dell’acquifero;

- il plume Pandora è sempre attivo, sempre al suo posto e con concentrazioni di VC

importanti e nell’ordine, al massimo, sempre delle migliaia di ppb; evidentemente i

picchi del 2003 rimangono un unicum non ripetibile;

- la dinamica biodegradativa ed i tassi di attenuazione naturale potranno essere

verificati solo tramite un monitoraggio accurato dei ML, in una eventuale fase di


94

remediation futura, confrontando accuratamente nel tempo gli stessi punti monitorati

pluriannualmente.

In relazione alla installazione di una rete di monitoraggio permanente del plume

Pandora possono essere fatte le seguenti considerazioni:

- è stata installata ed è operativa una rete di 6 piezometri multilivello, filtranti l’intero

spessore dell’acquifero confinato ed allineati lungo l’asse longitudinale del plume;

- la perforazione dei piezometri ha permesso di evidenziare meglio la idrostruttura

dell’acquifero, che presenta uno spessore grosso modo costante e variabile fra 15 e 20

m fra la parte nord ed il centro di Pontelagoscuro Nuovo per aumentare poi su un

valore di circa 30 m verso sud;

- dall’analisi idrogeologica del profilo longitudinale del plume, lungo l’asse principale,

si evince un evidente diminuzione del gradiente idraulico che passa da 2.3‰ nella

parte Nord a circa 0.4‰ nella parte Sud; tale diminuzione è in evidente relazione con

un aumento di trasmissività, legato all’aumento di spessore dell’acquifero;

- il carotaggio continuo dei piezometri ML2 e ML4 ha permesso di verificare che la

porzione più permeabile dell’acquifero è la parte centro-basale del litosoma sabbioso,

con presenza di sabbie medie dominanti, rispetto alle sabbie fini e sabbie limose della

porzione sommitale dell’acquifero;

- è stata effettuata una parametrizzazione idrodinamica dell’acquifero medesimo

tramite effettuazione di prove di portata di media durata in 2 dei piezometri di nuova

perforazione; i risultati sono in linea con il modello concettuale preliminare e con le

variazioni di trasmissività di cui si parlava prima;

- la perforazione ed il campionamento dei ML, condotti rigorosamente fino alla base

dell’acquifero, ha permesso sia di verificare che il plume non si estende verso Sud

oltre il limite già individuato nel PdC-Fase I sia che non vi è presenza di prodotto

puro tipo DNAPL alla base dell’acquifero, possibile sorgente secondaria della

contaminazione da VC;

- due diversi tipi di tecnologie avanzate e di nuova concezione per il campionamento

multi-livello dei plume sono stati applicati al sito: la tecnica dei MLS spaghetti-tube,

di derivazione canadese (EIL, Università di Waterloo) e la tecnica dei MLS

Scheibenpacker di derivazione svizzera (CYN, Università di Neuchatel); le 2 tecniche

si sono dimostrate applicabili al sito di Pontelagoscuro;

- sul totale dei 6 MLS sono pertanto state installate un totale di 42 porte di

campionamento sull’intero spessore dell’acquifero, lungo un transetto longitudinale al

medesimo, con un passo interporta variabile fra circa 1.5 e circa 2.5 m;


95

- fra le 2 tecniche proposte sembra che la tecnica di derivazione canadese sia più

efficace a rappresentare la variabilità nella struttura del plume alla mesoscala;

- la campagna idrochimica dei MLS, effettuata in 2 ripetute (nei mesi di Marzo e

Maggio 2007), ha permesso di evidenziare la struttura longitudinale del plume in

termini di distribuzione della contaminazione (VC) e delle principali specie redox che

hanno (o possono avere) attinenza con il potere biodegradativo del VC medesimo;

- il VC si conferma come unico contaminante del plume Pandora; pur nelle irregolarità,

legate alla struttura alla mesoscala del mezzo poroso, appare evidente che verso nord

la contaminazione appare ristretta alla porzione sommitale dell’acquifero mentre,

verso Sud, il plume migra soprattutto al centro del medesimo, dove maggiore è il

valore di K;

- l’idrochimica conferma il segnale dominante di ricarica laterale dal Po nonché la

presenza di zone di infiltrazione di acque saline da ricarica zenitale attraverso

l’acquitardo; la presenza di intercalazioni torbose sia entro l’acquifero sia entro la

copertura fine rende conto della distribuzione di specie sensibili all’ambiente redox

ed alla presenza di sostanza organica;

- l’acquifero si conferma come anossico e riducente, con facies redox dominante quella

di Mn(IV) riducente; la salinità, dovuta ai bicarbonato, aumenta verso il basso ed

allontanandosi dal Po; alti tenori in cloruro e solfato sono in relazione alla dinamica

locale di ricarica zenitale attraverso l’acquitardo o alla presenza di acque saline alla

base dell’acquifero;

- la comparazione fra la campagna analitica di Marzo e Maggio evidenzia una

sostanziale uniformità della struttura del plume; si osserva comunque che un

incremento delle precipitazioni determina un abbassamento delle concentrazioni

(soprattutto in ML1, ML2, ML5) e questa potrebbe essere anche una chiave di lettura

delle concentrazioni così elevate rilevate nel 2003.

In relazione alla studio isotopico del plume Pandora possono essere fatte le seguenti

considerazioni:

- il VC, analizzato sia in pozzi che nei ML, presenta un δ13C assai impoverito (fra -

45‰ e -65‰), significatamene più basso del valore di δ13C del VC puro da

manifattura (-28.6‰); pertanto il VC ritrovato in falda non è affine a VC puro o a VC

usato come componente principale/materia prima per la produzione di altri prodotti;

- per quanto riguarda il valore di δ37Cl, relativamente al medesimo VC, si notano valori

variabili fra +3‰ e +32‰; tali valori sono sistematicamente superiori a quanto


96

sperimentalmente determinato su VC da manifattura (circa +3‰), quindi confermano

la non affinità fra VC di plume e VC primario;

- la distribuzione dei valori di δ13C per il VC lungo l’asse longitudinale del plume non

mostra una particolare struttura o gradiente, salvo il rilevare che i valori di coda

(ML4,ML5) sono di circa 10 unità mil più impoveriti dei valori di testa (ML1, ML2);

- la distribuzione dei valori di δ37Cl per il VC lungo l’asse longitudinale del plume

mostra una struttura assai più evidente, con un netto impoverimento dei valori di coda

(ML4,ML5) rispetto ai valori di testa (ML1, ML2);

- pertanto il VC tende ad impoverirsi lungo la direzione di flusso sia per il carbonio

(meno nettamente) che per il cloro (più nettamente);

- la firma isotopica del VC presente nella falda superficiale del sito ex-Solvay, pur

essendo caratterizzata da una maggiore affinità con il VC del plume rispetto al VC da

manifattura, costituisce una peculiarità a se stante mostrando un impoverimento

ancora più spinto sia in termini di δ37Cl (circa +2.5‰) sia sopratutto di δ13C (-73‰);

- tutti gli eteni clorurati ritrovati in falda superficiale presso il sito Solvay (PCE, TCE,

DCE) mostrano un fortissimo analogo impoverimento in δ13C con valori fino a -80‰,

contro valori da prodotto di manifattura compresi fra -20‰ e -30‰;

- la firma isotopica nell’acquifero confinato del sito Solvay, relativa al solo VC, è

simile a quella del plume di Pandora, allineandosi con i dati dei pozzi privati;

- il valore del δ13C per il DIC (dissolved inorganic carbon) del plume Pandora, con

valori negativi compresi fra circa -9‰ e -12‰, mostra che la metanogenesi non è un

processo attivo nell’acquifero confinato; si ricorda che per metanogenesi si intende la

produzione attiva di metano a partire dalla sostanza organica naturalmente presente

nell’acquifero (torba, sedimenti ricchi di carbonio organico); tale fatto è peraltro

confermato dal non eccessivamente basso valore di Eh rilevato;

- il valore del δ13C per il metano rilevato nei pozzi privati del plume Pandora, pur se

basato solo su 3 valori, mostra un leggero appesantimento isotopico lungo la

direzione di flusso (da circa -72‰ a circa -66‰); il metano presente, in

concentrazioni basse (fra pochi ppb e 7-8 ppb al massimo), è circa 1/30 meno

concentrato di VC (almeno relativamente alla concentrazione media del plume) in

termini di equivalenti/litro.

- il δ13C del cloroformio (clorometano con 3 atomi di cloro) in fase pura da manifattura

si attesta intorno a -63 ‰ (dati di letteratura); il δ13C relativo a PCE e TCE, che si

possono formare come prodotti residui di distillazione dei clorometani, è ancora più

negativo, potendo variare tra -80 ‰ e -70 ‰.


97

9.2 Affinamento del modello concettuale di sito

Sulla base delle indagini ed analisi del PdC-Fase II il modello concettuale del sito viene

affinato e rivisitato sulla falsariga di quanto già affermato al termine del PdC-Fase I:

- la contaminazione da VC non è il risultato della lisciviazione o immissione diretta in

falda di cloruro di vinile monomero alla sorgente; ciò è da escludere categoricamente sulla base

del fingeprinting isotopico del VC;

- il VC che si è “liberato” nell’acquifero non è, pertanto, un VC di manifattura o

monomero liberatosi da PVC mal polimerizzato (comunque ancora VC di manifattura) ma è una

molecola isotopicamente molto impoverita e certamente legata a processi biodegradativi di

clorurati superiori (etani o, più probabilmente, eteni) pure essi fortemente impoveriti;

- la tipologia produttiva storica tipica dell’area ferrarese, relativamente all’industria

petrolchimica, ha fatto pensare, come possibile sorgente della contaminazione, allo smaltimento

non controllato di “peci clorurate”, masse fluido/gelatinose di residui clorurati; tali residui non

derivano tanto dalla produzione del PVC o di VC monomero ma dalla produzione di clorometani

(di fatto si formano come residui di distillazione); tali residui, per considerazioni legate alla

firma isotopica dei clorometani di manifattura (alla cui produzione sono associati), sono

sicuramente fortemente impoveriti isotopicamente e, degradandosi, producono un VC altrettanto

ed ulteriormente impoverito;

- nel plume Pandora è presente solo VC il che significa che tutti i clorurati superiori

presenti alla sorgente (eteni ed etani) si sono trasformati completamente in VC; questo comporta

che, come valore medio di tutta la massa di VC, la composizione isotopica media del VC di

Pandora deve essere pari a quella isotopica media dei clorurati superiori di partenza;

- affinché il VC possa liberarsi direttamente nell’acquifero confinato è necessario che, in

uno scavo sufficientemente profondo con base molto prossima al tetto dell’acquifero, vengano

smaltite peci clorurate in maniera continuata;

- affinché tutti clorurati si degradino in VC è importante la presenza di una grossa

quantità di sostanza organica alla sorgente che attivi processi microbici e cometabolici che

degradino interamente i clorurati superiori;

- uno scavo profondo fino al tetto dell’acquifero ricco di sostanza organica può essere una

ex-vasca profonda di attività saccarifera con abbondanza di materia organica dall’attività di

lavaggio delle barbabietole e smaltimento dei residui delle stesse;

- lungo l’asse del plume il VC che si forma inizialmente è il più alleggerito

isotopicamente; poi, via via che la “madre” si degrada diviene relativamente più pesante; in


98

effetti lungo il plume, da monte verso valle, il VC tende a mostrare un evidente impoverimento

isotopico (più netto per il cloro, meno netto per il carbonio);

- eteni clorurati di ordine superiore (PCE.TCE.DCE), residui della distillazione di

clorometani e caratterizzati da un notevole impoverimento isotopico, non sono più presenti in

zona in siti produttivi (essendo cessata da tempo la produzione di clorometani) ma il pool di

inquinanti clorurati presenti nella falda superficiale sotto il sito ex-Solvay (subito sotto alle ex-

torri di distillazione dei clorometani) sono tutti fortemente impoveriti, nello stesso ordine di

grandezza del VC del plume di Pontelagoscuro;

- essendo trascorso un tempo sufficiente dal periodo di smaltimento tutta la “madre

clorurata” della contaminazione si è degradata a VC; pertanto non esiste più una sorgente attiva

di contaminazione ma il plume se ne è distaccato (o se ne sta distaccando) interamente formato

da VC;

- il focolaio della contaminazione è comunque da ricercarsi entro una ex-vasca o scavo di

zuccherificio a NW di Pontelagoscuro Nuovo nell’area indicata nella figura acclusa al presente

PdC Fase II nei pressi del canale Nicolino (Figura 42); tale area è stata interessata da attività

produttiva fin da prima della Seconda Guerra Mondiale con la presenza della Distilleria Padana e

della Raffineria Ligure-Ferrarese; a tali attività, dopo i bombardamenti bellici, è subentrato lo

zuccherificio Eridania. Tale area, pertanto, già si configurava come possibile sede di scavi,

smaltimenti, crateri di bombe, discariche. Nelle foto aeree degli anni 1955 e 1972 l’area è

obliterata come i petrolchimici, quindi è sede di attività produttive strategiche (attività

saccarifera);

- lungo la direzione di flusso del plume sembra che il VC vada incontro ad ulteriore

degradazione; gli indizi in tal senso non sono allo stato attuale molto evidenti ma alcune

considerazioni possono essere fatte quali: anche se VC si impoverisce isotopicamente dalla testa

alla coda del plume tale trend non è costante ma mostra delle inversioni locali, segno di una

ulteriore degradazione di VC (che relativamente si riappesantisce); la falda in pressione di

Pontelagoscuro non è metanogenica, come evidenziato dai valori isotopici del DIC e dai

relativamente alti valori di redox, per cui il metano presente (concentrazioni non elevate, al

massimo di 8 ppb) non può provenire da metanogenesi naturale ma potrebbe provenire da

degradazione del VC (in effetti da nord verso sud, lungo il flusso, la concentrazione di metano

tende ad aumentare ed, inoltre, il rapporto isotopico del carbonio del metano tende ad

appesantirsi verso valle, in modo speculare al VC; verso la testa del plume si rinvengono

concentrazioni, anche se non elevate, di etilene, segno che c’è una certa dealogenazione riduttiva

in azione;


99

- un ulteriore indizio della degradazione di VC può essere legato all’aumento dello ione

cloruro in falda; purtroppo il cloruro è assai elevato nella falda confinata di Ferrara e, fra l’altro,

il rapporto stechiometrico del medesimo rispetto al Sodio è sbilanciato a favore del Sodio (per

fenomeni idrochimici e di scambio ionico), quindi è impossibile impiegare il Cloruro come

indizio di biodegradazione di VC;

- i tassi di biodegradazione non sembrano altissimi ma forse sono sufficienti a rendere il

plume abbastanza stazionario; si ricorda che il flusso di massa di VC tende a diminuire da monte

verso valle almeno nel nucleo del plume (PdC Fase I);

- la totale assenza di etano, lo scarso etene presente, unita alla presenza di CH4 e CO2

nell’acquifero, suggeriscono, anche alla luce di studi recenti (Bradley et alii, 1999a; Bradley et

alii, 1999b; Bradley et alii, 2000), che VC si potrebbe degradare attraverso processi di

ossidazione acetogenica e metanogenesi acetotrofica a metano.

Pertanto, allo stato attuale delle conoscenze, si può affermare che, in una zona posta poco

a Nord Ovest di Pontelagoscuro Nuovo, fin da un periodo compreso fra 20 e 40 anni fa circa,

sfruttando lo scavo profondo di un ex-zuccherificio, sono state smaltite peci clorurate

isotopicamente impoverite e provenienti da distillazione di clorometani.

Sulla base di quanto affermato a proposito del processo di sintesi della produzione dei

clorometani, con la parallela formazione delle codissime, i possibili precursori di VC possono

essere PCE e TCE presenti negli scarti della lavorazione del cloroformio. Se consideriamo il

δ13C del cloroformio in fase pura, che si attesta intorno a -63 ‰, e confrontiamo questo valore

con i valori isotopici trovati in falda freatica al di sotto del sito Solvay ,possiamo notare come

essi siano assolutamente comparabili. Infatti i valori di δ13C del PCE e TCE, essendo prodotti di

distillazione di un prodotto con δ13C molto negativo, risultano essere molto impoveriti in 13C,

variando rispettivamente tra -80 ‰ e -78 ‰ . A loro volta TCE e PCE, attraverso i processi di

degradazione che normalmente interessano i solventi clorurati in ambiente anaerobico, possono

avere portato alla formazione di VC nell’acquifero con valori di δ13C tra -72 ‰ e -43 ‰.

In presenza di elevate quantità di materia organica naturalmente presente nel sito tutti gli

eteni o etani clorurati si sono degradati a VC ed il plume Pandora, in lenta migrazione verso Sud,

è di fatto composto solo da VC, peculiarità unica a livello mondiale.

Il VC si biodegrada lentamente, in parte per dealogenazione riduttiva ma soprattutto per

respirazione aerobica dando come risultato finale metano e anidride carbonica.


100

9.3 Sviluppi futuri

Il plume Pandora è, di fatto, un sito contaminato di ricerca, peculiare ed unico nel suo

genere, complesso ed affascinante. Enti di ricerca di livello mondiale, nel campo della bonifica

dei siti contaminati, quali EIL di Waterloo (CAN) e CHN di Neuchatel (CH) stanno

collaborando attivamente con il Gruppo Idro-UNIFE sull’argomento.

Allo stato attuale delle conoscenze si ritiene che vi sia una certa indeterminatezza residua

soprattutto sul capire i reali tassi di biodegradazione del VC in falda. Per stabilire quali modelli

di degradazione stiano interessando il plume di Pontelagoscuro, e soprattutto per verificare se la

metanogenesi acetogenica sia effettivamente la chiave dell’attenuazione naturale di Pandora, in

occasione del carotaggio in continuo per la perforazione dei piezometri ML2 e ML4 sono stati

prelevati due campioni di sabbia dell’acquifero (vedi paragrafo 4.3) per effettuare esperimenti su

microcosmi presso il centro di Idrogeologia dell’Università di Neuchatel (Svizzera). Tali

esperimenti, che richiedono tempi di esecuzione di almeno 1 anno, sono ancora in corso d’opera

al momento della redazione del presente report. I risultati saranno diffusi alla committenza

appena disponibili.

Inoltre il Gruppo Idro-UNIFE si propone, con proprio budget, di effettuare un nuovo

campionamento completo dei ML ad inizio autunno 2007, per verificare l’evoluzione della

concentrazione al termine della stagione estiva.

Si individua il monitoraggio dell’attenuazione naturale (MNA) come unica tecnica

praticabile di bonifica per il sito in esame.

Il monitoraggio di cui sopra dovrà essere affiancato e seguito da una modellazione

numerica di flusso e trasporto come strumento di progettazione e verifica.

Ferrara, Luglio 2007

Prof. Alessandro Gargini

Dott.ssa Monica Pasini


101

BIBLIOGRAFIA Ballapragada B.S., Puhakka J.A., Stensel H.D. and Ferguson J.F. (1995) “Development of

tetrachloroethene transforming anaerobic cultures from municipal digester sludge”. In Hinchee R.E., Leeson A., and Semprini L. eds., Bioremediation of chlorinated solvent: Columbus, Ohio, Battelle Press, pag. 91–97.

Barrio-Lage G.A., Parsons F.Z., Barbitz R.M., Lorenzo P.L., and Archer H.E. (1990) “Enhanced

anaerobic biodegradation of vinyl chloride in ground water” Environmental Toxicology and Chemistry, vol. 9, pag. 403–415.

Barrio-Lage G.A., Parsons F.Z., Nassar R.S., and Lorenzo P.A. (1987) “Biotransformation of

trichloroethene in a variety of subsurface materials” Environmental Toxicology and Chemistry, vol. 6, pag. 571–578.

Beneteau K.M., Aravena A., Frape S.K., (1999), “Isotopic characterizazion of chlorinated

solvents-laboratory and field results »., Organic Geochemistry, vol. 30, pag. 739-753 Beretta G.P. (1992), “Idrogeologia per il disinquinamento delle acque sotterranee”, Pitagora

Editrice, Bologna. Biavati F. Tesi di Laurea, (2003) “Studio idrogeologico dell’inquinamento delle acque

sotterranee in relazione allo sviluppo delle attività produttive nella zona a nord di Ferrara”, Dip. Scienze della Terra- Università di Ferrara

Bloom, Y., Aravena, R., Hunkeler, D., Edwards, E. & Frape, S.K. (2000) – “Carbon Isotope

Fractionation during Microbial Dechlorination of Trichloroethene, cis-1,2-Dichloroethene, and Vinyl Chloride: Implications of Natural Attenuation”. Environmental Science and Technology, 34, 2768-2772.

Bouwer E.J. (1994) “Bioremediation of chlorinated solvents using alternate electron acceptors”

in Norris, R.D., and others, eds., Handbook of Bioremediation: Boca Raton, Fla., Lewis Publishers, p. 149–175.

Bradley P.M. & Chapelle F.H. (1996) “Anaerobic mineralization of vinyl chloride in Fe(III)-

reducing, aquifer sediments” Environmental Science and Technology, vol. 30, pag. 2084–2086.

Bradley P.M. & Chapelle F.H. (1997) “Kinetics of DCE and VC mineralization under

methanogenic and Fe(III)-reducing conditions” Environmental Science and Technology, vol. 31, pag. 2692–2696.

Bradley P.M. & Chapelle F.H. (1998a) “Effect of contaminant concentration on aerobic

microbial mineralization of DCE and VC in stream-bed sediments” Environmental Science Technology, vol. 32, p. 553–557.


102

Bradley P.M. & Chapelle, F.H. (1998b) “Microbial mineralization of VC and DCE under

different terminal electron accepting conditions” Anaerobe, vol. 4, pag. 81–87. Bradley P.M., Chapelle F.H. & Wilson J.T. (1998b) “Field and laboratory evidence for intrinsic

biodegradation of vinyl chloride contamination in a Fe(III)-reducing aquifer” Journal of Contamination Hydrology, vol. 31, pag.111–127.

Bradley, P.M. & Chapelle F.H. (1999) “Methane as a product of chloroethene biodegradation

under methanogenic conditions” Environmental Science and Technology, vol. 33, pag. 653–656.

Bradley, P.M. & Chapelle F.H. (1999) “Role for acetoptrophic methanogens in methanogenic

biodegradation of vinyl chloride”, Environmental Science and Technology, vol. 33, no. 19, p. 3473-3476

Bradley, P.M. & Chapelle F.H. (2000) “Acetogenic microbial degradation of vinyl chloride”

Environmental Science and Technology , vol. 34, no. 13, p. 2761-2763. Chartrand M.G., Waller a., Mattes T. E., Elsner M., Lacrampe-Couloume G., Gosset J.M.,

Edwards E.A., Shervood Lollar B., (2005),” Carbon Isotopic Fractionation during Aerobic Vinyl Chloride Degradation”, Environmental Science and Technology, vol. 39, p. 1064-1070

Chapelle F.H., Widdowson M.A., Brauner J.S., Mendez E. III, and Casey C.C. (2003)

“Methodology for Estimating Times of Remediation Associated with Monitored Natural Attenuation” U.S. Geological Survey - Water Resources Investigation Report 03-4057.

Chapelle F.H. (1996) “Identifying redox conditions that favour the natural attenuation of

chlorinated ethenes in contaminated ground-water systems” In Symposium on Natural Attenuation of Chlorinated Organics in Ground Water, U.S. Environmental Protection Agency, EPA/540/R-96/509, pag. 17–20.

Cherry J.A. & Johnson P.E. (1982) “A Mulitilevel Device For Monitoring In Fractured Rock “

Ground Water Monitoring Remediation Vol. 2 Issue 3, pag. 41. Cherry J.A., Parker B.L., Keller C. (2007) “A New Depth-Discrete Multilevel Monitoring

Approach for Fractured Rock” Ground Water Monitoring & Remediation 27,2, pag.57–70.

Cherry J.A., Parker B.L., Turner C.M., Burns L.S., Plett J.H. and Keller C.E. (2004) “The

FLUTe multilevel groundwater monitoring system used for study of a contaminated dolostone aquifer” 2004 U.S. EPA/ NGWA Fractured Rock Conf.: State of the Science and Measuring Success in Remediation, Portland, ME, Sept. 13-15, 2004, pag.778.

Christensen T.H., Bjerg P.L., Banwart S.A., Jakobsen R., Heron G., Albrechtsen H.J., (2000). “

Characterization of redox condition in groundwater contaminant plumes”, Journal of Contaminant Hydrology. vol. 45, 165-241.


103

Davis J.W. & Carpenter C.L. (1990) “Aerobic biodegradation of vinyl chloride in groundwater samples: Applied and Environmental Microbiology” vol. 56, pag. 3870–3880.

De Bruin W.P., Kotterman M.J.J., Posthumus M.A., Schraa G., and Zehnder A.J.B. (1992)

Complete biological reductive transformation of tetrachloroethene to ethane. Applied and Environmental Microbiology, vol. 58, p. 1996–2000.

Decreto Legislativo 3 aprile 2006, n. 152 "Norme in materia ambientale" pubblicato nella

Gazzetta Ufficiale n. 88 del 14 aprile 2006 - Supplemento Ordinario n. 96 . DiStefano T.D., Gossett J.M., and Zinder S.H. (1991) “Reductive dechlorination of high

concentrations of tetrachloroethene to ethene by an anaerobic enrichment culture in the absence of methanogenesis” Applied and Environmental Microbiology, vol. 57, pag. 2287–2292.

Domenico P., Schwartz F. (1998), Physical and chemical Hydrogeology, second edition. John

Wiley & Sons, Inc., New York, USA Einarson M.D. & Cherry J.A. (2002) “A New Multilevel Ground Water Monitoring System

using multichannel tubing” Groundwater Monitoring and Remediation vol.22, 4, pag. 52-65.

Einarson M.D. (2006) “Multilevel ground-water monitoring” In Practical Handbook of

Environmental Site Characterization and Ground-Water Monitoring, 2nd ed, chap. 11, ed. D. Nielsen, 808–848. Boca Raton, Florida: CRC Press.

Fennell D.E., Stover M.A., Zinder S.H., and Gossett J.M. (1995) “Comparison of alternative

electron donors tosustain PCE anaerobic reductive dechlorination” In: Hinchee R.E. Friedman, I., O’Neil, J.R., and Cebula, G.,(1982) “Two new carbonate stable isotope standards.”

Geostandard Newsletter, 6, pag.11-12. Leeson A., and Semprini L. eds., Bioremediation of chlorinated solvent: Columbus, Ohio,

Battelle Press. Freedman D.L., and Gossett J.M. (1989) “Biological reductive dechlorination of

tetrachloroethylene and trichloroethylene to ethylene under methanogenic conditions” Applied and Environmental Microbiology, vol. 55, pag. 2144–2151.

Gargini A., Pasini M., Tentoni P., Aravena R. (2006) “Un singolare plume di cloruro di vinile in

acquifero confinato: campionamento a basso flusso in sondaggi direct-push e fingerprinting isotopico preliminare” IGEA vol. 21, pag. 47-60.

Gossett, J.M. & Zinder S.H. (1996) “Microbiological aspects relevant to natural attenuation of

chlorinated ethenes” In Symposium on Natural Attenuation of Chlorinated Organics in Ground Water: U.S. Environmental Protection Agency, EPA/540/R-96/509, pag. 1–13.


104

Hartmans S. (1995) “Microbial degradation of vinyl chloride” In Singh, V.P., ed., Biotransformations—Microbial Degradation of Health Risk Compounds: Elsevier Science, pag. 239– 248.

Hartmans S., deBont J.A.M., Tramper J. and Luyben K.C. (1985) “Bacterial degradation of vinyl

chloride” Biotechnology Letter 7, pag. 383–388. Haston Z.C., Sharma P.K., Black J.N., and McCarty P.L. (1994) “Enhanced reductive

dechlorination of chlorinated ethenes” In Bioremediation of hazardous wastes: San Francisco, U.S. Environmental Protection Agency.

Hunkeler, D., Aravena, R, Butler B.J. (1999), “Monitoring microbial dechlorination of

Tetrachloroethene (PCE) in groundwater using compound-specific stable carbon isotope ratios: Microcosm and field studies”. Environmental Science and Technology, 33, 2733-2738

Hunkeler, D., Aravena, R (2000)., “Determination of Compound-Specific Carbon Isotope Ratios

of Chlorinated Methanes, Ethanes and Ethenes in Aqueous Samples”, Environmental Science and Technology, 34, 2839-2844

Hunkeler, D., Aravena, R. & Cox, E. (2002) “Carbon Isotopes as a Tool to Evacuate the Origin

and Fate of Vinyl Chloride: Laboratory Experiments and Modeling of Isotope Evolution.” Environmental Science and Technology, 36, 3378-3384

Hunkeler, D., Aravena, R, Berry-Spark K., & Cox, E. (2005). “Assessment of degradation

pathways in an aquifer with mixed chlorinated hydrocarbon contamination using stable isotope analysis”. Environmental Science and Technology, 39, 5975-5981

Kaufmann R.S., Long A., Bentley H. and Davis S., (1984) “Natural chlorine isotope

variations”,Nature, 309, pag. 338-340 Kitanidis P.K., Semprini L., Kampbell D.H., and Wilson J.T. (1993) “Natural anaerobic

bioremediation of TCE at the St. Joseph, Michigan, Superfund site” In Symposium on bioremediation of hazardous wastes — Research, development, and field evaluations: Washington, D.C., U.S. Environmental Protection Agency, EPA/600/R-93/054, pag. 47–50.

Kirtland B.C., Aelion C.M., Stone P.A., Hunkeler D., (2003) ”Isotopic and Geochemical

assessment of in situ biodegradation of chlorinated hydrocarbons”, Environmental Science and Technology, vol. 37, pag .4205-4212.

Maymo-Gatell X., Tandoi V., Gossett J.M., and Zinder S.H. (1995) “Characterization of an H2-

utilizing enrichment culture that reductively dechlorinates tetrachloroethene to vinyl chloride and ethane in the absence of methanogenesis and acetogenesis” Applied and Environmental Microbiology, vol. 61, pag. 3928–3933.

McCarty P.L. (1996) “Biotic and abiotic transformations of chlorinated solvents in ground

water” In Symposium on Natural Attenuation of Chlorinated Organics in Ground Water: U.S. Environmental Protection Agency, EPA/540/R-96/509, pag. 5–9.


105

McCarty P.L., and Semprini L. (1994) “Ground-water treatment for chlorinated solvents” In Norris R.D. and others, eds., Handbook of Bioremediation: Boca Raton, Fla., Lewis Publishers, pag. 87–116.

Molinari F.C., Boldrini G., Severi P., Duroni G., Rapti Caputo D., Martinelli G. (2007) “Risorse

idriche sotterranee della Provincia di Ferrara” Monografia DB MAP, pag. 1-61. Nielsen D., (2005) “Practical Handbook of Environmental Site Characterization and Ground-

water Monitoring”. CRC Press. Numata M., Nakamura N., Koshikawa H., Terashima Y., (2002), “Chlorine isotope fractionation

during reductive dechlorination of chlorinated ethens by anaerobic bacteria”., Environmental Science and Technology, 36, 4389-4394

Odum J.M., Tabinowski J., Lee M.D. and Fathepure B.Z. (1995) “Anaerobic biodegradation of

chlorinated solvents — Comparative laboratory study of aquifer microcosms” In Norris R.D., and others, eds., Handbook of Bioremediation: Boca Raton, Fla., Lewis Publishers, pag. 17–24.

Phelps T.J., Malachowsky K., Schram R.M., and White D.C. (1991) “Aerobic mineralization of

vinyl chloride by a bacterium of the order Actinomycetales” Applied and Environmental Microbiology, vol. 57, pag. 1252–1254.

Semprini L. (1995) “In situ bioremediation of chlorinated solvents” Environmental Health

Perspective, vol. 103, pag. 101–105. Semprini L., Hopkins G.D., Roberts P.V., Grbic-Galic D., and McCarty P.L. (1991) “A field

evaluation of in situ biodegradation of chlorinated ethenes, Part 3 — Studies of competitive inhibition” Ground Water, vol. 29, pag. 239–250.

Semprini L., Kitanidis P.K., Kampbell D.H., and Wilson J.T. (1995) “Anaerobic transformation

of chlorinated aliphatic hydrocarbons in a sand aquifer based on spatial chemical distributions” Water Resources Research 31, no. 4: 1051–1062.

Shouakar-Stash, O., Frape, S. K., Drimmie, R. J., (2003). “Stable hydrogen, carbon and chlorine

isotope measurements of selected chlorinated organic solvents”. Journal of Contaminant Hydrology. vol. 60, 211-228. Shouakar-Stash, O., Drimmie, R.J., Zhang, M., and Frape, S.K., (2006). “Compound-specific

chlorine isotopes ratio of TCE, PCE and DCE isomers by direct injection using CF-IRM.” Applied Geochemistry. vol. 21, 766-781.

Shouakar-Stash, O., Frape, S. K., Gargini A., Pasini M., Drimmie R.J, Aravena R., ( 2007).

“Compound specific Chlorine stable isotope of Vinyl Chloride by continuous Flow-Isotope Ratio Mass Spectrometry (CF-RMS)”, International Symposium on Advances in Isotope Hydrology and its Role in Sustainable Water Resources Management International Atomic Energy Agency (IAEA), 21-25 May 2007 Vienna, Austria


106

Slater G.F., Shervood Lollar B., Sleep B.E., Edwards E.A, (2001). “Variability in Carbon Isotopic fractionation during biodegradation of chlorinated etehenes:Implications for field application”. Environmental Science and Technology, vol. 35, pag. 901-907

United State Environmental Protection Agency EPA (1986) “RCRA Ground-Water Monitoring”

Technical Enforcement Guidance Document (TEGD), US Government Printing Office OSWER-9950.1.

United State Environmental Protection Agency EPA (1984). “Locating and estimating air

emissions from sources of Chloroform”, EPA-450/4-84-007c. United State Environmental Protection Agency EPA, (2000).”Listing Background Document for

the Chlorinated Aliphatics Listing Determination (Final Rule)” EPA 68-W98-025, WA No. 2–11

Van Warmerdam, E.M., Frape, S.K., Aravena, R., Drimmie, R.J., Flatt, H. & Cherry J.A. (1995) “Stable chlorine and carbon isotope measurement of selected chlorinated organic solvents”. Applied Geochemistry, 10, 547-552.

Vogel T.M. & McCarty P.L. (1985) “Biotransformation of tetrachloroethylene to

trichloroethylene, dichloroethylene, vinyl chloride, and carbon dioxide under methanogenic conditions” Applied Environmental Microbiology, vol. 49, pag. 1080–1083.

Vogel T.M. (1994) “Natural bioremediation of chlorinated solvents” In Norris R.D., and others,

eds., Handbook of Bioremediation: Boca Raton, Fla., Lewis Publishers, pag. 201–225. Vogel T.M., Criddle C.S. and McCarty P.L. (1987) “Transformation of halogenated aliphatic

compounds” Environmental Science and Technology, vol. 21, pag. 722 – 736. Weaver J.W., Wilson J.T., and Kampbell D.H. (1995) “Natural bioattenuation of trichloroethene

at the St. Joseph, Michigan, superfund site” Washington D.C., U.S. Environmental Protection Agency Project Summary, EPA/600/SV-95/001.

Wiedemeier T.H., Swanson M.A., Moutoux D.E., Gordon E.K., Wilson J.T., Wilson B.H.,

Kampbell D.H., Hansen J.E., Haas P., and Chapelle F.H. (1998) “Technical protocol for evaluating natural attenuation of chlorinated solvents in ground water”. U.S. Environmental Protection Agency EPA/600/R-98-128, 78 p.

Wilson J.T., and Wilson B.H. (1985) “Biotransformation of trichloroethylene in soil” Applied

and Environmental Microbiology, vol. 49, pag. 242–243. Wilson J.T., Kampbell D.H., Weaver J.W., Imbrigiotta T., and Ehlke T. (1995) “A review of

intrinsic bioremediation of trichloroethylene in ground water at Picatinny Arsenal, New Jersey, and St. Joseph, Michigan” In Symposium on Bioremediation of Hazardous Wastes — Research, Development, and Field Evaluations: Rye Brook, N.Y., U.S. Environmental Protection Agency.

Wu W.M., Nye J., Hickey R.F., Jain M.K. and Zeikus J.G. (1995) “Dechlorination of PCE and

TCE to ethane using an anaerobic microbial consortium” In Norris, R.D., and others, eds., Handbook of Bioremediation: Boca Raton, Fla., Lewis Publishers, pag. 45–52.


107

ALLEGATO 1

Stratigrafie dei sondaggi ML2 e ML4


108

Commitente: Pagina 1

Ditta esecutrice: Songeo Data esecuzione:21-12-2006

Località: Pontelagoscuro Quota B.F. 4.451 s.l.m. Sondaggio: ML2

Campioni

Sigla Prof.Pro

f. da

p.

c. Stratigrafia

Sca

la 1

:50

Descrizione Stratigrafica

1

11

2

3

4

5

6

7

8

9

10

5.30

Terreno di riporto con soletta di asfalto a circa 20 cm da pc

Piezometro

Descr Prof.

Tubo

cie

co d

iam

. 3"

Sabbia fine limosa marroncina2.05

Limo argilloso marrone-grigio con noduli ocracei che tende ad argilla limosa verso il basso

9.40

9.80

10.80

12

1.65

Terreno limoso sabbioso marrone

4.00

Argilla grigia con resti vegetali e verso il basso diventa di color marron scuro con resti vegetali in decomposizione

5.00Argilla torbosa grigio scuro

Argilla grigio scura con qualche livello più torboso e piccoli resti vegetali

Arg. lim.sa sab.sa con liv. torbso,verso il basso sabb. limosa

8.70

Alternanza di livelli argillosi di color grigio con livelli limosi di colore marroncino chiaro . Presenza di noduli ocracei

Argilla grigia plastica

Argilla grigia deb. sabbiosa

Limo argilloso sabbioso grigio

0.40

2.55Limo argilloso marrone con noduli ocracei

2.65 Livello limoso sabbioso sciolto

4.20 Argilla grigio cenere che diventa arg. torbosa verso il basso

7.107.257.307.34

7.90Argilla grigio scuro

8.95Argilla sabbiosa grigia

10.20


11.35Limo argilloso sabbioso grigio

Argilla grigia plastica . Presenza di noduli torbosi


109

Campioni

Sigla Prof.Quo

ta d

a p.

c. Stratigrafia

Sca

la 1

:50


13

23

14

15

16

17

18

19

20

21

22

Piezometro

Descr Prof.

16.50

FILT

RO

24

12.95Argilla deb. sabbiosa grigio celeste che verso il basso diviene argilla limosa

Sabbia fine limosa14.00



Località: Pontelagoscuro Sondaggio: ML2

13.50

Sabbia grossolana grigia

Tubo

cie

co d

iam

. 3"

Argilla grigia plastica . Presenza di noduli torbosi

13.80Limo argilloso sabbioso

14.80

Sabbia media grigia


110

Campioni

Sigla Prof.Quo

ta d

a p.

c. Stratigrafia

Sca

la 1

:50


25

35

26

27

28

29

30

31

32

33

34

Piezometro

Descr Prof.

FILT

RO

30.00

29.00




Sabbia grossolana grigia con un livello torboso tra 24.10 e 24.13

28.50Argilla grigia plastica

Argilla deb. limosa

Fine sondaggio

NOTA:Campione Shelby ML2SH1 prelevato tra 24.50-25

24.50Shelby25.00


111



Località: Pontelagoscuro Quota B.F. 4.314 s.l.m. Sondaggio: ML4

Campioni

Sigla Prof.Quo

ta d

a p.

c. Stratigrafia

Sca

la 1

:50


1

11

2

3

4

5

6

7

8

9

10

5.29

8.20

Alternanza di limo sabbioso e limo di colore marroncino secco

Piezometro

Descr Prof.

3.60

1.25

Tubo

cie

co d

iam

. 3"

Limo leggermente sabbioso con noduli ocracei. Colore marroncino grigio

2.70

3.40

Limo argilloso leggermente sabbioso grigio marroncino con noduli ocracei

4.97

9.50

10.00

10.85

12

Argilla debolmente limosa con frustoli carboniosi e resti vegetali

Sabbia fine limosa umida di colore marroncino1.44

1.65Limo sabbioso con striture ocracee

3.52 Sabbia grossolana grigia in matrice legg. limosaLimo leggermente sabbioso marroncino con noduli ocracei.

3.90 Sabbia medio-grossolana grigia in matrice limosaLimo legg. sabbioso e sabbia fine di colore grigio marroncino

Argilla deb. sabbiosa di colore grigio

5.04 Livello torboso neroArgilla grigio scura con qualche livelletto torboso

5.65Argilla limosa grigia deb. sabbiosa con un livello decisamente sabbioso tra 5.62 e 5.65Argilla limosa grigio-marroncina con un livello di sabbia limoso-argillosa tra 5.95-6.05 e verso il basso argilla limo-sabbiosa6.30

6.43 Sabbia medio fine argillosa

Argilla deb. limosa grigia con qualche nodulo ocraceo e frustoli carboniosi e resti vegetali.

8.90

Argilla limoso sabbiosa grigia

Argilla grigia plastica con dei livelli grigio scuro

Argilla limosa leggermente sabbiosa grigia

Sabbia limo-argillosa grigia


112

Campioni

Sigla Prof.Quo

ta d

a p.

c. Stratigrafia

Sca

la 1

:50


13

23

14

15

16

17

18

19

20

21

22

Piezometro

Descr Prof.

15.35

FILT

RO

24

12.95

12.50

Argilla limosa deb sabbiosa

Argilla grigia, con presenza di noduli ocracei.

Limo sabbioso argilloso che verso il basso tende a sabbia fine limosa

21.50

Sabbia media di colore grigio con qualche frustolo carbonioso

24

14.00




Argilla debolmente limosa con frustoli carboniosi e resti vegetali

13.60

19.50

Sabbia da fine a media di colore grigio in matrice limosa che passa a sabbia media grigia verso il basso


Tubo

cie

co d

iam

. 3"

24


113

Campioni

Sigla Prof.Quo

ta d

a p.

c. Stratigrafia

Sca

la 1

:50


25

35

26

27

28

29

30

31

32

33

34

Piezometro

Descr Prof.

FILT

RO

30.50

30.00





29.20


31Argilla leggermente sabbiosa - limo deb. sabbioso

Fine sondaggio

NOTA:Campione Shelby ML4SH1 prelevato tra 24-24.50

24.50

Shelby


114

ALLEGATO 2

Profondità delle porte di campionamento dei MLS


115

Schema di un multilivello tipo ”Spaghetti tube” (da Einarson M.D., 2006)

Rivestimento inizio foro

Tubo PE D.I. 10 mm

Filtro in NITEX Apertura 200 μm

Tubo centrale in PVC D.I. 25,4 mm (1’’)

Tubo PE D.I. 10 mm

Tavola d’acqua


116

WATERLOO MULTILEVEL SYSTEM- SPAGHETTI TUBE (14-15/12/2006)

ML1 Campioni Shelby

ID Prof.

1

12

16

20

24

28

36

40

Piezometro

Descr Prof.

23456789

1011

131415

171819

212223

252627

29303132333435

373839

Porta 10

Porta 5

Porta 1

Porta 2

Porta 3

Porta 4

Porta 6

Porta 7

Porta 8

Porta 912.00

13.00

16.0017.00

18.0019.00

22.0023.00

24.0025.00

26.0027.00

29.0030.00

20.0021.00

10.0011.00

14.0015.00

29.0030.00Fi

ltro

NOTE

ø 1"

Sondaggio a distruzione di nucleo

La porta 1 è il tubo piezometrico con ø 1"

Spessore dell'acquifero20.1 metri

(da ˜ 9.50 a ˜ 29.60)

Profondità da p.c. delle porte di

campionamento del MLS

Quotaboccaforo

5.022 s.l.m.


117

SCHEIBENPACKER SYSTEM (07-08/03/2007)

ML2 Campioni

Shelby

ID Prof.

1

12

16

20

24

28

36

40

Piezometro

Descr Prof.

23456789

1011

131415

171819

212223

252627

29303132333435

373839

16.00

18.0019.00

22.00

24.0025.00

27.00

21.00

15.00

28.50

Filtr

o

NOTE

ø 3"

Sondaggio a Carotaggio Continuo


(da 13.80 a 28.50)



Quotaboccaforo

4.451 s.l.m.

ML2-SH124.0024.50

28.00Port 1

Port 2

Port 3

Port 4

Port 5

14.00

28.50


118


ML3 Campioni Shelby

ID Prof.

1

12

16

20

24

28

36

40

Piezometro

Descr Prof.

23456789

1011

131415

171819

212223

252627

29303132333435

373839

Porta 1

Porta 2

Porta 3

Porta 4

Porta 5

Porta 6

Porta 7

Porta 8

Porta 9

Porta 1012.00

13.00

17.00

18.00

19.50

20.50

22.00

23.00

24.50

25.50

27.00

28.00

29.50

30.50

32.00

33.00

34.0035.00

14.50

15.50

ML3-SH123.0023.20

ML3-SH2 24.0024.40

34.0035.00Fi

ltro

NOTEQuota

boccaforo 4.297 s.l.m.






(da ˜ 12.50 a ˜ 34.50)

ø 1"


119

SCHEIBENPACKER SYSTEM (07-08/03/2007)

ML4 Campioni Shelby

ID Prof.

1

12

16

20

24

28

36

40

Piezometro

Descr Prof.

23456789

1011

131415

171819

212223

252627

29303132333435

373839

16.00

18.0019.00

22.00

24.0025.00

27.00

21.00

15.00

29.70

Filtr

o

NOTE

ø 3"

Sondaggio a Carotaggio Continuo


(da 15.35 a 29.20)



Quotaboccaforo

4.314 s.l.m.

ML4-SH124.0024.50

28.00Port 1

Port 2

Port 3

Port 4

Port 5

14.00

29.70


120


ML5

ID

1

12

16

20

24

28

36

40

Piezometro

Descr Prof.

23456789

1011

131415

171819

212223

252627

29303132333435

373839

Port 2

Port 3

Port 4

Port 5

Port 6

Port 7

Port 8

Port 9

Port 10

Port 1112.00

13.00

17.00

18.00

19.50

20.50

22.00

23.00

24.50

25.50

27.00

28.00

29.50

30.50

32.00

33.00

34.5035.50

14.50

15.50

ML5-SH123.1023.40

ML5-SH229.1029.70

38.00

40.00Scr

een

Note

1" t

ube

Port 138.00

40.00



Campioni Shelby

Prof.




(da ˜ 12.50 a ˜ 39.00)


121

ID

1

12

16

20

24

28

36

40

Piezometro

Descr

23456789

1011

131415

171819

212223

252627

29303132333435

373839

Porta 1

Porta 3

Porta 4

Porta 5

Porta 6

Porta 7

Porta 8

Porta 9

Porta 10

Porta 1113.00

14.00

18.00

19.00

20.50

21.50

23.00

24.00

25.50

26.50

28.00

29.00

30.50

31.50

33.00

34.00

39.0040.00

15.50

16.50

39.0040.00

Scr

een

1" t

ube


ML6

35.50

36.50Porta 2

Prof.Note

Quotaboccaforo

2.428 s.l.m.



Campioni Shelby

Prof.




(da ˜ 12.00 a ˜ 39.50)


122

ALLEGATO 3

Foto dei MLS


123

Nord

ML1

Piazza Buozzi

Nord

ML1

Piazza Buozzi

FOTO ML1


124

Nord

ML2

Nord

ML2

FOTO ML2


125

Nord

ML3

AsiloNord

ML3

Asilo

FOTO ML3


126

Nord

ML4

Nord

ML4

FOTO ML4


127

Nord

ML5

Canal Bianco

Nord

ML5

Canal Bianco

FOTO ML5


128

Nord

ML6

Nord

ML6

FOTO ML6


129

ALLEGATO 4

Tabelle dei dati del campionamento dei multilivello di

Marzo 2007 e Maggio 2007


130

ML1 port 1

ML1 port 2

ML1 port 3

ML1 port 4

ML1 port 5

ML1 port 6

ML1 port 7

ML1 port 8

ML1 port 9

ML1 port 10

ML2 port 1

ML2 port 2

ML2 port 3

ML2 port 4

ML2 port 5

da -23.98 -20.98 -18.98 -16.98 -14.98 -12.98 -10.98 -8.98 -6.98 -4.98 -22.55 -19.55 -16.55 -13.55 -10.55a -24.98 -21.98 -19.98 -17.98 -15.98 -13.98 -11.98 -9.98 -7.98 -5.98 -23.55 -20.55 -17.55 -14.55 -11.55

U.M. CSC Clorometano µg/L 1.5 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1

Diclorometano µg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Triclorometano µg/L 0.15 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01Cloruro di vinile µg/L 0.5 0.05 2.51 11.3 7.74 93.6 307 7.62 34.4 25.1 732 722 752 970 1016 4411,2-Dicloroetano µg/L 3 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 1.1 1.2 1.1 < 0,11,1-Dicloroetilene µg/L 0.05 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005

1,2-Dicloropropano µg/L 0.15 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,011,1,2-Tricloroetano µg/L 0.2 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02

Tricloroetilene µg/L 1.5 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,11,2,3-Tricloropropano µg/L 0.001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001

1,1,2,2-Tetracloroetano µg/L 0.05 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005Tetracloroetene µg/L 1.1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,11,1-Dicloroetano µg/L 810 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1

1,2-Dicloroetilene (cis) µg/L 60 < 1 < 1 < 1 1 1 < 1 1 < 1 < 1 < 1 3 2 1 1 < 11,2-Dicloroetilene (trans) µg/L 60 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 1 1 < 1

1,1,1-Tricloroetano µg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Tribromometano µg/L 0.3 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,011,2-Dibromoetano µg/L 0.01 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001

Dibromoclorometano µg/L 0.13 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01Bromodiclorometano µg/L 0.17 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01

Etano mg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Etene mg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1

Etene (Lab. Neuchatel) µg/L -- -- 1.31 19.99 -- 40.16 39.85 10.82 18.62 -- 62.23 54.72 56.16 54.15 69.98 57.74Metano µg/L -- 0.2 1.8 4.8 2.0 5.6 5.7 4.1 4.8 0.0 5.5 4.6 4.5 4.3 4.7 4.8Ferro µg/L 200 6 < 5 32 12 66 9 83 18 12 20 401 343 375 345 602

Manganese µg/L 50 0.5 223 236 21.4 147 85 187 159 96.9 284 160 190 228 21.9 186NH4+ mg/L -- < 0,02 0.63 1.94 0.04 3.5 1.34 1.38 1.96 0.26 1.23 3.54 3.91 3.58 3.8 3.56HCO3- mg/L -- 232 488 238 177 305 1342 464 634 634 793 293 281 329 421 488CO2 mg/L -- 6.5 11 11.5 11 9.5 9 15 6.5 7 7 8 7.5 6.5 8.5 10NO3- mg/L -- 8.2 1.9 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0.1 < 0,1 1 5.3 1.1 0.3 0.3 0.3 0.3 0.4Cl- mg/L -- 29.1 44.4 37 27.1 25.4 18.7 37.9 43.8 36.9 62.3 77.5 77.8 80.8 75.7 98.7

SO4- - mg/L 250 47.3 51.5 47.5 40.9 49.9 53.4 74.4 55.4 48.6 54.3 46.7 51.5 50.6 58.4 74.2

ANALISI MARZO 2007

prof. filtrom. s.l.m.PARAMETRO


131

ML3 port 1

ML3 port 2

ML3 port 3

ML3 port 4

ML3 port 5

ML3 port 6

ML3 port 7

ML3 port 8

ML3 port 9

ML3 port 10

ML4 port 1

ML4 port 2

ML4 port 3

ML4 port 4

ML4 port 5

da -29.70 -27.70 -25.20 -22.70 -20.20 -17.70 -15.20 -12.70 -10.20 -7.70 -22.69 -19.69 -16.69 -13.69 -10.69a -30.70 -28.70 -26.20 -23.70 -21.20 -18.70 -16.20 -13.70 -11.20 -8.70 -23.69 -20.69 -17.69 -14.69 -11.69


Diclorometano µg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Triclorometano µg/L 0.15 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01Cloruro di vinile µg/L 0.5 0.68 < 0,05 113 6.79 12 1.9 < 0,05 0.41 < 0,05 < 0,05 1330 2364 1375 1789 11971,2-Dicloroetano µg/L 3 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,11,1-Dicloroetilene µg/L 0.05 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005




1,2-Dicloroetilene (cis) µg/L 60 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 2 4 3 2 21,2-Dicloroetilene (trans) µg/L 60 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1



Etano mg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Etene mg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1

Etene (Lab. Neuchatel) µg/L -- -- -- 27.12 -- -- -- -- -- -- -- 8.72 14.32 8.57 10.31 12.80Metano µg/L -- 6.2 8.2 6.7 5.7 4.9 7.5 8.2 8.2 8.0 8.5 4.0 5.3 4.4 4.6 5.8Ferro µg/L 200 46 40 18 2240 28 18 121 63 44 50 6 9 10 9 8

Manganese µg/L 50 628 801 263 272 171 597 717 1018 749 650 179 173 174 165 220NH4+ mg/L -- 1.33 1.38 2.6 5.12 1.12 1.11 1.64 1.15 1.23 1.28 3.12 3.17 3.04 2.99 2.93HCO3- mg/L -- 1208 1366 610 390 512 1171 1366 1952 1415 1183 348 299 311 378 372CO2 mg/L -- 30 32.5 11.5 17 6 6.5 < 2,2 10 16 14.5 < 2,2 < 2,2 < 2,2 < 2,2 < 2,2NO3- mg/L -- < 0,1 0.6 0.3 < 0,1 < 0,1 < 0,1 2 < 0,1 1.4 < 0,1 0.4 0.4 0.2 0.4 0.7Cl- mg/L -- 263 263 76.9 33 50.3 193 245 270 300 278 91.4 89.6 89.9 84 89.3

SO4- - mg/L 250 9.8 11.2 44.1 34.5 43.2 25 6.7 4.9 8.4 4.8 32.3 31.8 33.3 35.6 37.4

ANALISI MARZO 2007

PARAMETRO prof. filtrom. s.l.m.


132

ML5 port 1

ML5 port 2

ML5 port 3

ML5 port 4

ML5 port 5

ML5 port 6

ML5 port 7

ML5 port 8

ML5 port 9

ML5 port 10

ML5 port 11

da -35.1 -31.1 -28.6 -26.1 -23.6 -21.1 -18.6 -16.1 -13.6 -11.1 -8.55a -36.1 -32.1 -29.6 -27.1 -24.6 -22.1 -19.6 -17.1 -14.6 -12.1 -9.55

U.M. CSC Clorometano µg/L 1.5 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1

Diclorometano µg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Triclorometano µg/L 0.15 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01Cloruro di vinile µg/L 0.5 < 0,05 8.67 45.6 8.26 0.43 2.96 6.76 201 15.7 < 0,05 < 0,051,2-Dicloroetano µg/L 3 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,11,1-Dicloroetilene µg/L 0.05 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005

1,2-Dicloropropano µg/L 0.15 1.32 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,011,1,2-Tricloroetano µg/L 0.2 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02

Tricloroetilene µg/L 1.5 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,11,2,3-Tricloropropano µg/L 0.001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001

1,1,2,2-Tetracloroetano µg/L 0.05 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005Tetracloroetene µg/L 1.1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,11,1-Dicloroetano µg/L 810 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1

1,2-Dicloroetilene (cis) µg/L 60 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 11,2-Dicloroetilene (trans) µg/L 60 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1

1,1,1-Tricloroetano µg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Tribromometano µg/L 0.3 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,011,2-Dibromoetano µg/L 0.01 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001 < 0,0001

Dibromoclorometano µg/L 0.13 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01Bromodiclorometano µg/L 0.17 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01

Etano mg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Etene mg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1

Etene (Lab. Neuchatel) -- -- -- -- -- -- -- -- -- -- -- --Metano µg/L -- 1.9 8.2 5.4 4.8 4.9 4.0 3.1 3.7 6.9 6.3 8.0Ferro µg/L 200 44 68 362 214 26 17 15 12 16 11 125

Manganese µg/L 50 627 436 149 125 152 21.2 8.3 2.9 2.4 593 711NH4+ mg/L -- 3.07 8.64 12.4 12.5 4.56 3.95 4.36 3.76 3.12 3.61 3.18HCO3- mg/L -- 567 610 372 433 610 342 512 262 329 689 726CO2 mg/L -- < 2,2 4 8.5 8 17.5 12 14 9 8 13.5 12.5NO3- mg/L -- 0.3 2.1 0.7 0.6 0.8 0.2 1.3 0.7 0.4 0.4 < 0,1Cl- mg/L -- 111 1016 411 407 164 110 154 75.9 182 105 80.8

SO4- - mg/L 250 156 17.5 31.4 30.2 69.6 72.2 67.4 55.3 31.3 78.5 82.1

ANALISI MARZO 2007



133

ML6 port 1

ML6 port 2

ML6 port 3

ML6 port 4

ML6 port 5

ML6 port 6

ML6 port 7

ML6 port 8

ML6 port 9

ML6 port 10

ML6 port 11

da -36.6 -33.1 -30.6 -28.1 -25.6 -23.1 -20.6 -18.1 -15.6 -13.1 -10.6a -37.6 -34.1 -31.6 -29.1 -26.6 -24.1 -21.6 -19.1 -16.6 -14.1 -11.6


Diclorometano µg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Triclorometano µg/L 0.15 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01Cloruro di vinile µg/L 0.5 < 0,05 < 0,05 < 0,05 < 0,05 < 0,05 < 0,05 < 0,05 < 0,05 < 0,05 < 0,05 < 0,051,2-Dicloroetano µg/L 3 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,11,1-Dicloroetilene µg/L 0.05 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005

1,2-Dicloropropano µg/L 0.15 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,011,1,2-Tricloroetano µg/L 0.2 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02






Etano mg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Etene mg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1

Etene (Lab. Neuchatel) -- -- -- -- -- -- -- -- -- -- -- --Metano µg/L -- 7.6 7.3 5.6 4.9 5.2 2.6 5.4 7.0 6.8 6.3 8.1Ferro µg/L 200 70 363 417 479 178 257 297 6 6 54 83

Manganese µg/L 50 1006 1320 289 278 226 184 339 35.7 91.7 304 387NH4+ mg/L -- 1.98 3.57 3.65 3.08 2.35 2.43 2.75 3.12 3.32 3.86 1.85HCO3- mg/L -- 763 708 366 281 287 293 397 348 354 397 683CO2 mg/L -- 9.5 15 6.5 8.5 10.5 6.5 8.5 8 < 2,2 9 < 2,2NO3- mg/L -- < 0,1 0.6 0.2 0.2 0.1 0.1 0.1 0.2 0.2 0.1 0.3Cl- mg/L -- 60.4 155 115 102 56.7 40.9 50.8 64.4 63.8 71.3 38.5

SO4- - mg/L 250 292 250 110 85.2 71.9 53.6 141 178 173 281 108

ANALISI MARZO 2007



134

ML1 port 1

ML1 port 2

ML1 port 3

ML1 port 4

ML1 port 5

ML1 port 6

ML1 port 7

ML1 port 8

ML1 port 9

ML1 port 10

ML2 port 1

ML2 port 2

ML2 port 3

ML2 port 4

ML2 port 5

da -23.98 -20.98 -18.98 -16.98 -14.98 -12.98 -10.98 -8.98 -6.98 -4.98 -22.55 -19.55 -16.55 -13.55 -10.55a -24.98 -21.98 -19.98 -17.98 -15.98 -13.98 -11.98 -9.98 -7.98 -5.98 -23.55 -20.55 -17.55 -14.55 -11.55


Diclorometano µg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Triclorometano µg/L 0.15 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01Cloruro di vinile µg/L 0.5 29.1 0.94 < 0,05 1.93 2.73 2.92 5.91 19.9 19.9 8.92 346 317 209 188 2221,2-Dicloroetano µg/L 3 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,11,1-Dicloroetilene µg/L 0.05 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005




1,2-Dicloroetilene (cis) µg/L 60 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 11,2-Dicloroetilene (trans) µg/L 60 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1



Etano mg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Etene mg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Fe tot µg/L 200 16 < 5 7.00 32 16.00 9.00 20.00 12.00 15 15.00 < 5 < 5 < 5 < 5 6.00

Mn µg/L 50 3.50 252 621 7 46 154 115 104 9 110 371 192 155 377 413Na mg/L -- 46 43 42.5 47.4 34.5 24.7 89.1 85.1 88 145 116 117 111 109 131

NH4+ mg/L -- 0.05 0.38 1.35 0.41 1.05 0.46 0.75 0.58 0.71 1.48 3.73 3.92 3.67 4.1 4.29HCO3- mg/L -- 248 287 293 220 220 232 330 348 372 512 409 427 415 439 482CO2 mg/L -- < 2,2 < 2,2 < 2,2 < 2,2 < 2,2 < 2,2 6.4 6.9 4.5 < 2,2 < 2,2 < 2,2 < 2,2 5 < 2,2NO3- mg/L -- 2.9 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0.2 < 0,1 < 0,1 1.4 2.2 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Cl- mg/L -- 40.9 43.9 34.3 14.4 15 19.7 32.4 49.2 52.2 91.9 106 92.8 95.3 97.3 108

SO4- - mg/L 250 42.9 47.6 52.4 58.4 46.8 46.1 72.9 52.5 47.2 39.8 62.7 69.2 72 73.6 87

ANALISI MAGGIO 2007



135

ML3 port 1

ML3 port 2

ML3 port 3

ML3 port 4

ML3 port 5

ML3 port 6

ML3 port 7

ML3 port 8

ML3 port 9

ML3 port 10

ML4 port 1

ML4 port 2

ML4 port 3

ML4 port 4

ML4 port 5

da -29.70 -27.70 -25.20 -22.70 -20.20 -17.70 -15.20 -12.70 -10.20 -7.70 -22.69 -19.69 -16.69 -13.69 -10.69a -30.70 -28.70 -26.20 -23.70 -21.20 -18.70 -16.20 -13.70 -11.20 -8.70 -23.69 -20.69 -17.69 -14.69 -11.69


Diclorometano µg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Triclorometano µg/L 0.15 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01Cloruro di vinile µg/L 0.5 < 0,05 145 562 32.2 11.3 1.11 < 0,05 < 0,05 < 0,05 < 0,05 1842 1743 1499 1098 5451,2-Dicloroetano µg/L 3 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 1.1 1.1 1.2 < 0,11,1-Dicloroetilene µg/L 0.05 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005




1,2-Dicloroetilene (cis) µg/L 60 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 3 3 3 2 < 11,2-Dicloroetilene (trans) µg/L 60 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1



Etano mg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Etene mg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Ferro µg/L 200 25 18 51.00 95 8 24 32 28 35 26 6.00 8.00 < 5 < 5 5.00

Manganese µg/L 50 665 633 364 350 316 644 787 700 596 616 180 190 180 189 140Na mg/L 460 373 46 56.6 50.4 342 501 474 438 477 86.7 92.4 97.7 99.2 126

NH4+ mg/L -- 1.23 0.99 2.22 1.34 0.94 1.14 1.12 1.15 1.51 1.1 3.17 3.25 3.21 3.16 3.34HCO3- mg/L -- 1923 1086 275 290 300 1116 1293 1212 1269 1305 342 360 348 433 598CO2 mg/L -- 20.8 6.4 5.9 12.4 6.9 < 2,2 21.8 23.8 < 2,2 12.4 < 2,2 < 2,2 < 2,2 < 2,2 < 2,2NO3- mg/L -- 3.9 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Cl- mg/L -- 372 354 67.5 38.2 38.8 296 407 407 443 425 78.1 78.7 76.2 68.9 63.2

SO4- - mg/L 250 149 122 39.8 37.9 38.4 38.7 3.8 4.7 15.6 3.2 35.7 36.9 33.7 37.2 43.3

ANALISI MAGGIO 2007



136

ML5 port 1

ML5 port 2

ML5 port 3

ML5 port 4

ML5 port 5

ML5 port 6

ML5 port 7

ML5 port 8

ML5 port 9

ML5 port 10

ML5 port 11

da -35.1 -31.1 -28.6 -26.1 -23.6 -21.1 -18.6 -16.1 -13.6 -11.1 -8.55a -36.1 -32.1 -29.6 -27.1 -24.6 -22.1 -19.6 -17.1 -14.6 -12.1 -9.55


Diclorometano µg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Triclorometano µg/L 0.15 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01Cloruro di vinile µg/L 0.5 < 0,05 7.06 3.54 3.35 5.11 2.11 6.52 15.5 < 0,05 < 0,05 < 0,051,2-Dicloroetano µg/L 3 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,11,1-Dicloroetilene µg/L 0.05 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005 < 0,005

1,2-Dicloropropano µg/L 0.15 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,01 < 0,011,1,2-Tricloroetano µg/L 0.2 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02






Etano mg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Etene mg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1Ferro µg/L 200 < 5 43 843 245 113 11 11 6 21 6 9

Manganese µg/L 50 669.00 501.00 165.00 106.00 145.00 90.30 64.50 2.30 66.60 611.00 685.00Na mg/L -- 73.1 670 302 139 115 79 99.4 76.1 141 157 119

NH4+ mg/L -- 0.54 12 11.1 5.41 4.5 4.43 3.95 3.56 2.55 3.32 3.09HCO3- mg/L -- 671 439 372 323 354 262 323 275 336 708 683CO2 mg/L -- 7.9 6.9 11.4 < 2,2 5.9 5 7.4 7.9 9.9 11.4 15.3NO3- mg/L -- < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 5.8 1.5 < 0,1 < 0,1 < 0,1Cl- mg/L -- 53.7 1878 779 247 114 64.6 116 64.5 135 88.4 63.2

SO4- - mg/L 250 108 12.4 23.5 28.6 71.8 69.7 55.9 50 31.2 68.7 60

ANALISI MAGGIO 2007


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Figura 30: distribuzione delle concentrazioni di Ione...

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