Highlights
Abstract
Introduzione
Materiali e metodi

Discussioni

Conclusioni
Ringraziamenti
Bibliografia

Jia Deng a, Changsheng Li a, Ying Wang b,*
a Earth Systems Research Center, Institute for the Study of Earth, Oceans and Space, University of New Hampshire, 39 College Road, Durham, NH 03824, USA
b Dairy Management Incorporation, 10255 West Higgins Road, Rosemont, IL 60018, USA
* Autore corrispondente.
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Ricevuto il 2 Febbraio 2015
Ricevuto in revisione a partire dal 5 Maggio 2015
Accettato l’11 Maggio 2015
Disponibile on-line dal 12 Maggio 2015
Indirizzo e-mail: Ying.Wang@rosedmi.com (Y. Wang)
dx.doi.org/10.1016/j.atmosenv.2015.05.018 1352-2310/© 2015 Pubblicato da Elsevier Ltd.

Parole chiave: Manure-DNDC, emissioni di NH3, allevamenti da latte, pratiche di management dell’allevamento

Highlights

  • Abbiamo testato un modello basato su un processo per l’emissione di NH3 dagli allevamenti da latte degli Stati Uniti.
  • Valutazione dell’impatto delle pratiche di management sulle emissioni di NH3 a livello aziendale.
  • Una strategia ottimizzata potrebbe ridurre fino ad un 50% le emissioni di NH3 a livello aziendale.

Abstract

Gli allevamenti da latte vengono considerati degli hot spot per le emissioni di ammoniaca (NH3). Tuttavia, rimangono molte incertezze quando si parla di quantificazione e riduzione delle emissioni di NH3 provenienti dagli allevamenti da latte, sia a causa della mancanza di misurazioni a lungo termine condotte sul campo sia per la mancanza di metodi affidabili utili ad estrapolare tali misurazioni. Durante questo studio abbiamo testato un modello basato su un processo biogeochimico, denominato Manure-DNDC, per la misurazione dei flussi di NH3 provenienti da cinque stalle e da una vasca di stoccaggio per liquami situati in quattro allevamenti da latte negli Stati Uniti, sottostanti ad una serie di condizioni ambientali e di pratiche di management. I risultati dei test di validazione indicano che le entità e i pattern stagionali dei flussi di NH3 simulati da Manure-DNDC concordavano con le osservazioni riportate per tutti i siti. Il modello è stato poi applicato per valutare, a livello aziendale, gli impatti sull’NH3 di pratiche di management alternative. Le pratiche alternative prevedevano la riduzione del contenuto di proteina grezza nella razione, la sostituzione della raschiatura con il lavaggio durante la rimozione del letame dalla stalla, la copertura della vasca di stoccaggio per i liquami, l’aumento della frequenza di rimozione del liquame dalla vasca e la sostituzione dello spandimento del letame in superficie con l’incorporazione nel terreno del campo coltivabile. Le simulazioni hanno mostrato che: a) tutte le pratiche di gestione alternativa testate riducevano le emissioni di NH3, anche se l’efficienza della mitigazione era variabile; b) il cambiamento di gestione in un impianto a monte influiva sulle emissioni di NH3 provenienti da tutti gli impianti a valle; e c) una strategia ottimizzata combinando l’impiego di pratiche alternative di alimentazione, di rimozione del letame, di stoccaggio del letame e di applicazione sul terreno potrebbe ridurre le emissioni di NH3 su scala aziendale del 50%. I risultati provenienti da questo studio potrebbero fornirci informazioni utili per la mitigazione delle emissioni di NH3 provenienti dagli allevamenti da latte, sottolineando la necessità da parte del settore dell’allevamento di valutare nuove potenziali opzioni tecniche utili per la riduzione di tali emissioni. Questo studio mostra anche il potenziale dell’impiego di modelli basati su processi, come il Manure-DNDC, per quantificare e mitigare le emissioni di NH3 provenienti dagli allevamenti da latte.

© 2015 Published by Elsevier Ltd.

Introduzione

Spinta dalla crescita della popolazione umana e dall’aumento del reddito, la produzione zootecnica mondiale è cresciuta notevolmente negli ultimi decenni (FAO, 2006). Ad esempio, il numero globale dei capi di bestiame è passato da 942 a 1430 milioni di capi nel periodo 1960-2010 (FAO, 2012). La crescita della produzione zootecnica si traduce in un aumento della quantità di azoto (N) che viene escreto come rifiuto nel letame (Oenema et al., 2005). Una parte significativa dell’azoto escreto viene spesso dispersa nell’atmosfera o nei corpi idrici e, di conseguenza, porta ad una serie di problemi di tipo ambientale (ad esempio, Davidson, 2009; Galloway et al., 2003; Pitesky et al., 2009). L’ammoniaca (NH3) è un importante inquinante e contribuisce direttamente alla formazione del particolato fine e al deterioramento dell’ambiente atmosferico (Pinder et al., 2007). Quando l’NH3 si deposita negli ecosistemi terrestri o acquatici, può causare in essi acidificazione, iperfertilizzazione, eutrofizzazione e/o emissione di protossido di azoto (Galloway et al., 2003; Krupa, 2003). A livello globale, le emissioni di NH3 provenienti dagli escrementi degli animali domestici potrebbero arrivare a 21.6 Tg (1012g) N anno-1, un quantitativo che comprenderebbe all’incirca il 50% delle emissioni totali di NH3 provenienti dagli ecosistemi terrestri (Bouwman et al., 1997; Van Aardenne et al., 2001). Negli Stati Uniti, gli escrementi prodotti dagli animali domestici sono la fonte più importante delle emissioni di NH3. In questa nazione i flussi di NH3 provenienti dall’allevamento degli animali sono all’incirca di 2.4 Tg anno-1 (USEPA, 2004). È molto elevata la richiesta relativa alla quantificazione e alla mitigazione delle emissioni di NH3 derivanti dalle attività zootecniche (Petersen e Sommer, 2011). Tuttavia, i complessi meccanismi correlati alle emissioni di NH3 dai sistemi zootecnici rappresentano un ostacolo per la quantificazione o la mitigazione di tali emissioni. Nelle aziende zootecniche, le emissioni di NH3 possono iniziare subito dopo l’escrezione e continuare durante tutti i processi di trattamento del letame (Sommer e Hutchings, 1997; Rotz, 2004). I processi coinvolti nell’emissione di NH3 includono l’idrolisi dell’urea o dell’acido urico, la decomposizione di azoto organico, la dissociazione dello ione ammonio (NH4+) e la volatilizzazione dell’ammoniaca (Arogo et al., 2006; Montes et al., 2009; Ni, 1999). Una serie di fattori, come la tipologia di animale, la quantità e la qualità del mangime, le condizioni di stabulazione, il trattamento e lo stoccaggio del letame e l’applicazione del letame sul terreno, unitamente alle proprietà del clima e del suolo locale, possono regolare tali processi (Arogo et al., 2006; Bouwman et al., 2002; NRC, 2003). La variabilità di questi fattori di controllo determina un’eterogeneità temporale e spaziale delle emissioni di NH3 provenienti dall’allevamento (ad esempio, Arogo et al., 2006; Bussink e Oenema, 1998; Rotz, 2004). Inoltre, la perdita delle varie forme di N durante una fase del trattamento del letame possono influenzare le perdite di N durante le fasi successive, quindi il complesso trasferimento e la trasformazione dell’N all’interno del ciclo di vita del letame complicano ulteriormente la quantificazione e la mitigazione delle emissioni di NH3 a livello aziendale (NRC, 2003; Reidy et al., 2008; Rotz e Oenema, 2006). Le metodiche riguardanti il Fattore di Emissione (EF) sono state a lungo utilizzate per quantificare le emissioni di NH3 prodotte dalle singole categorie di bestiame (ad esempio, bovini da latte, bovini da carne e suini) (Anderson et al., 2003; Battye et al., 1994) o dai processi specifici di trattamento del letame (ad esempio, Misselbrook et al., 2000; Reidy et al., 2008; USEPA, 2004). Gli EF vengono solitamente generati in base alle misurazioni effettuate in campo. Tuttavia, le misurazioni sono solitamente limitate dalla loro copertura temporale o spaziale (Harper et al., 2009). Attualmente i dati misurati sul flusso NH3 sono ancora scarsi e gli approcci EF basati sulle misurazioni difficilmente sono in grado di catturare le complesse combinazioni di clima, suolo, tipologia di allevamento e metodiche di gestione del letame (ad esempio, NRC, 2003; Pinder et al., 2004a; USEPA, 2004). Per colmare questa lacuna sono stati sviluppati nuovi metodi di modellazione, che vanno dalla regressione statistica a modelli basati sui processi. I modelli di regressione sono stati sviluppati mettendo in relazione i flussi di NH3 con alcuni fattori di regolazione, tra cui la tipologia di animale, la quantità e la qualità dei mangimi e il clima (NRC, 2003). Queste tipologie di modelli sono relativamente facili da attuare, ma possono essere vincolati dalle condizioni in cui vengono sviluppati (De Visscher et al., 2002). Inoltre, i modelli di regressione spesso non hanno meccanismi per includere alcune pratiche di gestione che potrebbero potenzialmente ridurre le emissioni di NH3 (Pinder et al., 2004b). Al fine di migliorare la quantificazione e la mitigazione delle emissioni di NH3, recentemente hanno attirato maggiormente l’attenzione quei modelli basati sui processi (process-based models) (ad esempio, Pinder et al., 2004b; Rotz e Oenema, 2006). Dotati di procedure dettagliate sulla produzione e sulle emissioni di NH3 e sulle specifiche degli impianti di allevamento, questi modelli sono in grado di simulare le emissioni di NH3 dalle varie componenti dell’allevamento (ad esempio, sistema di stabulazione, stoccaggio del letame e applicazione del letame sul terreno) (NRC, 2003; Rotz, 2004). Tuttavia, per questi modelli non abbiamo molti test di validazione, specialmente in relazione ad osservazioni sull’NH3 a lungo termine o su scala aziendale (ad esempio, NRC, 2003; Pinder et al., 2004b; Rotz e Oenema, 2006). Un modello basato su un processo biogeochimico, definito Manure-DNDC, è stato recentemente sviluppato per prevedere le dinamiche di carbonio (C), N e fosforo (P) unendo un modello biogeochimico, DeNitrification-DeComposition (DNDC), al ciclo di vita del letame nei principali impianti di allevamento (Li et al., 2012). Come modello di nuova concezione, il Manure-DNDC è stato testato su un numero molto limitato di valutazioni in campo. Con l’aiuto del centro per l’innovazione del settore lattiero-caseario statunitense, abbiamo ottenuto un set di dati sulle emissioni di NH3 provenienti da quattro allevamenti di bovini da latte dislocati in tutto il paese. La moltitudine di dati ci ha fornito l’opportunità di valutare l’applicabilità del Manure-DNDC per la previsione delle emissioni di NH3 dagli allevamenti da latte negli Stati Uniti e per indagare le opzioni di mitigazione. In questo studio, abbiamo testato Manure-DNDC per le emissioni di NH3 provenienti da allevamenti da latte con diverse condizioni ambientali e pratiche di gestione, e poi abbiamo applicato il modello per valutare gli impatti di pratiche di gestione alternative sulle emissioni di NH3 a livello aziendale.

Materiali e metodi

Descrizione delle misurazioni in campo

Le misurazioni in campo utilizzate per la validazione del modello sono state effettuate in quattro allevamenti circoscritti agli stati di New York (NY), dell’Indiana (IN) e del Wisconsin (WI) in un periodo di tempo che andava dal settembre 2007 al dicembre 2009 nell’ambito del programma National Air Emissions Monitoring Study (Bogan et al., 2010; Lim et al., 2010; Cortus et al., 2010; Grant e Boehm, 2010). Per quanto concerne le emissioni di NH3 sono state monitorate cinque stalle a stabulazione libera e una vasca per lo stoccaggio del letame. Queste stalle presentavano condizioni ambientali e pratiche di management differenti (ad esempio, alimentazione, stabulazione e pratiche di stoccaggio e trattamento del letame), e quindi potevano rappresentare una gamma varia di sistemi di allevamento da latte presenti negli Stati Uniti. Le cinque stalle a stabulazione libera (indicate come stalla 1 fino a stalla 5, rispettivamente; Tabella 1) si trovavano in tre allevamenti da latte confinati nella Contea di Onondaga, NY (stalla 1), nella Contea di Jasper, IN (stalle 2 e 3), e nella Contea di Saint Croix, WI (stalle 4 e 5). Tutte le pratiche di management adottate negli allevamenti utilizzati come test seguivano le pratiche convenzionali locali. Durante il periodo di studio, sono state monitorate le concentrazioni di NH3 presenti nell’aria in entrata e in uscita dalle strutture, nonché i tassi di ventilazione per ogni stalla. I flussi di gas sono stati calcolati basandosi sulle concentrazioni di NH3 misurate e sui tassi di ventilazione. La tabella 1 riassume le caratteristiche principali delle stalle usate come test, compreso il censimento degli animali, l’area di sosta, il tasso di assunzione dell’alimento, la concentrazione della proteina cruda (CP) nel foraggio, la produzione di latte, il materiale impiegato come lettiera, i metodi e la frequenza di rimozione del letame, le coordinate e la temperatura media annua dell’aria durante il periodo di studio. I dettagli tecnici relativi alle misurazioni sul campo sono stati descritti da Bogan et al. (2010), Lim et al. (2010) e Cortus et al. (2010). La vasca per lo stoccaggio del letame si trovava nella contea di Jasper, IN (40520 N 86120 W, di seguito indicata come vasca IN), ma in un allevamento di bovini da latte diverso da quello che ospitava le stalle 2 e 3. L’allevamento comprendeva circa 2600 bovini da latte. La vasca monitorata aveva una superficie di 9884 m2 e una capacità massima di stoccaggio di 48.212 m3, e raccoglieva i liquami provenienti dalla sala di mungitura e dall’area di sosta (Grant e Boehm, 2010). Il letame stoccato nella vasca non è stato rimosso durante il periodo di studio che andava dal settembre 2008 all’agosto 2009. Le misurazioni dell’NH3 proveniente dalla vasca sono state effettuate in modo continuo per circa un anno, utilizzando rilevatori a raggio aperto (Grant e Boehm, 2010). Durante il periodo di studio, le concentrazioni di NH3 nell’aria sopravento e sottovento sono state misurate utilizzando spettrometri laser a diodi accordabili. I flussi di gas sono stati determinati in base alle misurazioni della concentrazione di NH3 e ai parametri meteorologici effettuate ogni mezz’ora utilizzando i modelli Radial Plume Mapping (RPM) e Backward Lagrangian Stochastic (BLS) (Grant et al., 2013a). I flussi giornalieri di NH3 sono stati poi calcolati come media delle misurazioni effettuate ogni mezz’ora, e un flusso giornaliero per essere ritenuto valido doveva avere almeno 25 misurazioni ogni mezz’ora nell’arco della giornata (Grant et al., 2013b). I dettagli tecnici delle misurazioni sul campo possono essere ritrovati nel rapporto di Grant e Boehm (2010).

Tabella 1 Caratteristiche generali delle stalle da latte usate come test

a AI, censimento degli animali (capo).

b DMI, tasso medio giornaliero dell’ingestione di sostanza secca (kg capo-1).

c CP, concentrazione della proteina grezza nel foraggio (%).

d MP, produzione media giornaliera di latte (kg capo-1).

e MRM, metodo di rimozione del letame. Il metodo di rimozione del letame nelle stalle 4 e 5 è passato dal lavaggio della stalla alla raschiatura dal 19 settembre 2008. Il letame veniva rimosso giornalmente da ciascuna stalla.

f AMT, temperatura media annua dell’aria durante i periodi di studio (°C).

g Le misurazioni in campo sono state condotte per il lato occidentale delle stalle 1 e 2, che contenevano 836 e 865 bovine, rispettivamente.

I flussi giornalieri di NH3 sono rimasti accessibili per due anni interi e per tutte le stalle a stabulazione libera, ad eccezione di alcuni brevi periodi durante i quali gli strumenti non erano in uso. Per la vasca di stoccaggio in Illinois, abbiamo combinato le misurazioni effettuate utilizzando i modelli RPM e BLS per ottenere il numero massimo di misurazioni giornaliere valide, tenendo conto del fatto che le misurazioni determinate da questi due metodi erano simili (Grant et al., 2013a). Nel periodo tra il settembre 2008 e l’agosto 2009, le misurazioni giornaliere valide sono rimaste disponibili per 71 giorni con il metodo RPM e per 144 giorni con il metodo BLS, fornendo un totale di 166 flussi giornalieri validi. Per calcolare le emissioni annuali totali di NH3, essendoci dei  giorni dove mancavano le misurazioni dei flussi di NH3, abbiamo fatto una media aritmetica dei flussi misurati nei due giorni più prossimi osservati. Le emissioni totali annue di NH3 sono state poi calcolate sommando i flussi giornalieri provenienti sia dalle misurazioni dirette sia dal riempimento del gap per ogni stalla e per la vasca IN. In linea generale, le misurazioni sul campo hanno fornito dei set di dati molto abbondanti, che includevano sia i flussi NH3 sia le informazioni di input, allo scopo di supportare la validazione del Manure-DNDC.

Il modello Manure-DNDC

Il modello Manure-DNDC (Li et al., 2012) utilizzato in questo studio è stato sviluppato per simulare i cicli biogeochimici di C, N e fosforo (P) negli allevamenti di bestiame. Il modello comprende processi fondamentali che descrivono il turnover della materia organica presente nel letame e che, originariamente, sono stati sviluppati per simulare le dinamiche della materia organica presente nel suolo nel modello DNDC (Li et al., 1992a, 1992b; Li, 2000). Una gamma relativamente completa di processi biogeochimici, che include la decomposizione, l’idrolisi dell’urea, la volatilizzazione dell’ammoniaca, la fermentazione, la metanogenesi, la nitrificazione e la denitrificazione, è stata integrata nel Manure-DNDC, permettendo al modello di elaborare il complesso trasferimento e le trasformazioni di C, N e P nei sistemi di produzione zootecnica. Nel Manure-DNDC, sono stati costruiti due ponti al fine di collegare tre componenti di base, vale a dire, le strutture dell’allevamento (ad esempio, stalla, lettiera, vasca di stoccaggio, digestore anaerobico e campo coltivabile), i fattori ambientali e i processi biogeochimici. Il primo ponte prevedeva i fattori ambientali delle strutture dell’allevamento, come la temperatura, l’umidità, la velocità dell’aria, il pH, il potenziale redox e la concentrazione dei substrati, sulla base di fattori primari, come il clima, la struttura dell’azienda, le caratteristiche dell’edificio, la tipologia di animale, la vegetazione, le proprietà del suolo e le pratiche di gestione in allevamento. Il secondo ponte collegava i fattori ambientali previsti alle reazioni biogeochimiche che simulavano le dinamiche di C, N e P in ogni singola struttura dell’allevamento. Nel contesto del Manure-DNDC, i fattori primari, i fattori ambientali e i processi biogeochimici si scambiavano informazioni ogni ora o giornalmente. Le perdite di C, N e P attraverso l’emissione di gas, il deflusso o la lisciviazione venivano calcolate come parte dei cicli biogeochimici dei tre elementi nelle strutture situate all’interno degli allevamenti (Li et al., 2012). La figura 1 illustra il trasferimento di N e le trasformazioni simulate dal Manure-DNDC per gli allevamenti di bestiame. Il modello tracciava i flussi di N attraverso le componenti dell’allevamento seguendo il ciclo del letame. Nel Manure-DNDC, il letame veniva rilasciato sia nelle strutture di stabulazione che nei pascoli, e l’escrezione di N è stata calcolata come la differenza tra l’assunzione di N con il mangime e l’N secreto nel latte e presente nella carne. Il letame accumulato nelle strutture adibite alla stabulazione poteva essere rimosso e sistemato nelle strutture utilizzate per il suo stoccaggio/trattamento o sparso direttamente sul campo a seconda del metodo utilizzato dall’utente e dalla frequenza di rimozione. Durante la fase di stoccaggio o di trattamento, il letame poteva essere trasferito in diverse strutture di stoccaggio. Il letame residuo depositato negli impianti di stoccaggio/trattamento veniva di solito applicato sui campi da coltivare (Fig. 1). Nel ciclo del letame, i processi biologici o biogeochimici legati alla dinamica dell’N includono la decomposizione, l’assimilazione microbica, l’idrolisi dell’urea, l’adsorbimento dell’ammonio, la volatilizzazione dell’ammoniaca, la nitrificazione, la denitrificazione, l’assorbimento da parte delle piante e la lisciviazione dei nitrati. La massa dell’N è conservata anche se le sue forme chimiche cambiano continuamente durante la simulazione del ciclo del letame. Tutte le emissioni di N, tra cui quelle derivanti dall’allevamento del bestiame e dalla coltivazione delle piante, così come quelle dovute all’emissione di gas, al deflusso o alla lisciviazione, venivano quantificate e riportate dal modello a intervalli giornalieri e annuali. Ulteriori dettagli riguardanti la struttura del modello e i processi fisici, chimici e biogeochimici integrati nel Manure-DNDC sono stati descritti da Li et al. (2012).

Figura 1. Dinamiche dell’azoto (N) simulate tramite Manure-DNDC. Il modello traccia gli input, gli output e i trasferimenti dell’N tra le diverse strutture presenti all’interno di un allevamento basandosi sul ciclo di vita del letame. Nel Manure-DNDC, gli input del modello includono il clima, le caratteristiche dell’allevamento, le proprietà del suolo, l’ingresso di N (linee grigie) e le pratiche di gestione dell’allevamento. Il modello calcola la produzione di letame e poi traccia i suoi trasferimenti tra le varie strutture. Tutte le uscite di N (linee scure) vengono simulate dal modello e possono essere confrontate con i dati raccolti in campo al fine di testarlo. In un allevamento di bovini da latte, le emissioni di NH3 possono verificarsi in tutte le strutture, e i flussi di N e i tassi di emissione di NH3 (in kg N capo-1 anno-1) mostrati sono le simulazioni per un allevamento di bovini da latte con lettiera costituita da liquami (lo scenario di base nella tabella 4). Gli scenari dettagliati delle pratiche di gestione di base sono descritti nel testo.

Applicazione del modello

Validazione del modello

Per la validazione del Manure-DNDC sono stati raccolti dati, tra cui i flussi dell’NH3 misurati, il clima locale e le caratteristiche dell’allevamento, da tutti gli allevamenti da latte impiegati come prova. Le informazioni di input comprendevano dati meteorologici giornalieri (cioè, temperature massime e minime dell’aria, precipitazioni e velocità del vento) dal 2007 al 2009, le condizioni delle strutture dell’allevamento (cioè, il censimento degli animali, l’area di stabulazione, la tipologia di pavimentazione, il materiale usato come lettiera, la ventilazione e l’area di superficie e il volume di stoccaggio della vasca per i liquami), le pratiche di alimentazione (cioè, tasso di ingestione dell’alimento e CP nel foraggio) e le pratiche di gestione del letame (cioè, metodo e frequenza della sua rimozione dalle stalle a stabulazione libera e tempo di permanenza nella vasca). Poiché i liquami immagazzinati nella vasca di stoccaggio IN provenivano dalla sala mungitura e dall’area di sosta durante il periodo sperimentale (Grant e Boehm, 2010), basandoci sullo studio riportato dall’USEPA, abbiamo ipotizzato che il 15% del letame escreto venisse spostato nella vasca (2004). Gli studi condotti sul campo non hanno effettuato misurazioni in-situ dell’escrezione di N, sebbene questo sia un fattore importante nella regolazione delle emissioni di NH3 dalla stalla. Abbiamo stimato i tassi di escrezione dell’N per le stalle utilizzando l’equazione (1), che è stata sviluppata da Nennich et al. (2005) sulla base di 550 campioni.

NE = 84:1 × DMI × CP + 0.196 × BW                                                                       (1)

Dove NE è il tasso di escrezione dell’N (g N capo-1 giorno-1), DMI è il tasso di ingestione di sostanza secca (kg capo-1 giorno-1), CP è la concentrazione di proteina cruda nel foraggio (%), e BW è il peso corporeo della vacca (kg capo-1). Guidato dai parametri di input messi a punto per le stalle a stabulazione libera e la vasca di stoccaggio, il Manure-DNDC è stato eseguito dal 2007 al 2009 per le stalle e dal 2008 al 2009 per la vasca di stoccaggio. Le emissioni di NH3 misurate e i tassi di escrezione di N stimati sono stati utilizzati per fare un confronto con i risultati modellati. Per valutare le prestazioni del modello abbiamo utilizzato la regressione lineare senza intercetta tra simulazioni ed osservazioni. La pendenza della regressione può verificare la coerenza tra simulazioni ed osservazioni (Moriasi et al., 2007). Inoltre, due indici statistici, la radice dell’errore quadratico medio normalizzato (RMSE) e il coefficiente di correlazione (R), sono stati utilizzati per il confronto quantitativo tra le simulazioni e le osservazioni. RMSE (Equazione (2)) e R (Equazione (3)) possono verificare, rispettivamente, la conformità e la correlazione tra le previsioni del modello e le misure di campo (Moriasi et al., 2007).

Dove oi e pi sono, rispettivamente, i valori osservati e simulati, ō e ̄p sono le loro medie, e n è il numero di valori.

Tabella 2 Impostazione dello scenario di base e degli scenari alternativi.

                                                      

CP: contenuto di proteina grezza nel foraggio; MRM: metodo di rimozione del letame.

Esaminare l’impatto delle pratiche gestionali sulle emissioni di NH3

È stata condotta un’analisi di scenario per indagare gli impatti di pratiche di gestione alternative sulle emissioni di NH3 a livello aziendale. È stato messo a punto un gruppo di scenari di gestione in grado di rappresentare pratiche allevatoriali convenzionali e alternative. Come allevamento target è stata selezionata un’azienda di bovine da latte situata in Indiana. Sono stati messi a punto dei modelli di input per rappresentare le strutture dell’azienda e le pratiche di gestione comunemente utilizzate in questa regione. L’allevamento era costituito da due stalle a stabulazione libera, possedeva una vasca utilizzata per lo stoccaggio del letame e dei campi coltivabili dove questo letame veniva distribuito. Le stalle ospitavano 3400 bovine da latte. Il tasso medio di alimentazione era di 24.2 kg di sostanza secca per capo-1 giorno-1 con una CP del 16%. Entrambe le stalle erano ventilate naturalmente e ognuna aveva un pavimento in cemento con una superficie di 3850 m2. Il letame accumulato sui pavimenti di entrambe le stalle veniva raschiato e poi trasferito giornalmente nella vasca di stoccaggio. La vasca era scoperta e aveva una superficie di 34.400 m2 e una capacità massima di stoccaggio di 172.000 m3. Il letame qui immagazzinato veniva rimosso una volta all’anno e sparso sulla superficie dei campi coltivabili (2700 ha) prima della semina (1 maggio). Nei campi venivano seminati mais (1800 ha) ed erba medica (900 ha). Le percentuali di letame applicate sui campi di mais e di erba medica erano, rispettivamente, del 70% e del 30%. Le proprietà del suolo locale sono state determinate tramite il database SSURGO del Natural Resources Conservation Service, U. S. Department of Agriculture (disponibile online all’indirizzo websoilsurvey.nrcs.usda.gov). Il suolo era costituito da una sabbia argillosa con pH (H2O) 6.7, densità apparente di 1.14 g cm3 e con un contenuto di carbonio organico del suolo di 0.017 kg C kg-1 di peso secco del suolo. La pratiche di gestione che al tempo venivano adottate in questo allevamento da latte sono state fissate come scenario di base. Sono stati poi configurati cinque scenari alternativi, modificando esclusivamente una pratica di gestione dell’allevamento applicata rispetto allo scenario di base, tra cui la qualità degli alimenti, il metodo di rimozione del letame, la copertura della vasca di stoccaggio, la frequenza di rimozione del letame dalla vasca o il metodo di applicazione del letame nei campi, allo scopo di analizzare l’impatto di ciascuna pratica sulle emissioni di NH3. I cinque scenari alternativi erano i seguenti (tabella 2): (1) riduzione della CP nel foraggio partendo da un livello basale del 16%-13% (AS1); (2) cambiamento del metodo di rimozione del letame dalla stalla, passando dalla raschiatura al lavaggio con liquame riciclato (AS2); (3) copertura della vasca aperta (AS3); (4) aumento della frequenza di rimozione del letame dalla vasca (da una a due volte l’anno) e doppia applicazione sulla superficie dei campi coltivabili, il 1 maggio e il 15 ottobre (AS4); e (5) modificazione del metodo di applicazione del letame sul campo, passando dallo spandimento superficiale all’incorporazione nel terreno (AS5). Inoltre, abbiamo creato un altro scenario (detto AS6) combinando tutte le modifiche apportate da AS1 a AS5. In AS6, sono state modificate una serie di pratiche gestionali dell’allevamento rispetto al basale (Tabella 4). Il Manure-DNDC è stato condotto nel  2007-2008 con lo scenario di base e con i sei scenari alternativi. Clima, composizione del suolo e altre pratiche di gestione sono state mantenute invariate durante le simulazioni con i diversi scenari. Nel 2008 per l’analisi sono state raccolte le emissioni modellate di NH3 provenienti da ogni struttura dell’allevamento e dall’intera azienda.

Risultati ed analisi

Validazione del modello

Tassi di escrezione dell’N

Utilizzando l’Equazione (1), i tassi di escrezione dell’N sono stati calcolati come 334, 443, 457, 403 e 403 g N capo-1 giorno-1 per la stalla da 1 a 5 rispettivamente. I tassi corrispondenti simulati con Manure-DNDC erano, rispettivamente, di 308, 418, 436, 348 e 348 g N capo-1 giorno-1. I tassi di escrezione modellati dell’N erano comparabili con i tassi calcolati, con valori RMSE compresi tra il 5% e il 14% (media: 9%) nelle cinque stalle. Questi risultati indicano che Manure-DNDC era in grado di quantificare i tassi di escrezione dell’N per le stalle di prova.

Tabella 3. Confronto tra le emissioni annuali totali di ammoniaca (NH3) simulate e misurate.

a  RMSE, radice dell’errore quadratico medio (%)

Tabella 4. Flussi simulati dell’azoto (N) ed emissioni annuali di ammoniaca (NH3) provenienti da un allevamento da latte nell’ambito di uno scenario di base (B) e di scenari alternativi (AS1-AS6).

a Le impostazioni dettagliate delle pratiche di management di base e di quelle alternative sono descritte nel testo e nella tabella 2.

b CP, concentrazione della proteina grezza nel foraggio.

Emissioni di NH3 proveniente da allevamenti a stabulazione libera

Le figure 2-4 mostrano le variazioni stagionali dei flussi di NH3 misurati e simulati giornalmente provenienti dalle stalle. Le misurazioni giornaliere hanno evidenziato pattern stagionali simili tra le stalle 1-5 quando il letame accumulato sui pavimenti veniva rimosso con il metodo della raschiatura. Tuttavia, l’entità del flusso giornaliero di NH3 variava notevolmente tra le stalle, a causa di differenze relative al censimento degli animali, al clima, alle condizioni di stabulazione e alle pratiche di alimentazione (Fig. 2-4). Quando il letame veniva rimosso tramite lavaggio dei pavimenti con urina liquida riciclata (ad esempio, da settembre 2007 a settembre 2008 nelle stalle 4 e 5), il pattern stagionale dei flussi giornalieri di NH3 cambiava, con tassi relativamente più bassi in estate rispetto a quanto registrato con l’impiego del metodo di raschiatura (Fig. 4). Rispetto alle misurazioni, il metodo Manure-DNDC ha catturato con successo le caratteristiche stagionali e le grandezze dei flussi giornalieri di NH3, sebbene ci fossero alcune discrepanze (Fig. 2-4). I valori R variavano tra 0.72 e 0.90 in queste cinque stalle ed erano statisticamente significativi (P < 0.001) per tutti i casi (Figg. 2-4), indicandoci che i flussi giornalieri simulati di NH3 erano strettamente correlati alle osservazioni effettuate per tutte le stalle. Le figure 5a-e mostrano significative regressioni lineari dei flussi simulati giornalieri di NH3 rispetto alle misurazioni, con pendenze che oscillavano tra 0.92 e 1.23 tra le diverse stalle. Se i flussi giornalieri di NH3 provenienti da tutte le stalle utilizzate come test venivano inclusi nell’analisi, la pendenza della regressione lineare eguagliava 1.03 (fig. 5f). Questi risultati ci indicano che il Manure-DNDC aveva previsto con successo il flusso giornaliero di NH3, sebbene l’accuratezza variasse tra le diverse stalle. I risultati ottenuti con il Manure-DNDC indicano che le variazioni del flusso giornaliero di NH3 sono strettamente correlate alla temperatura dell’aria. Ad esempio, le basse temperature hanno mostrato di possedere un effetto riduttivo sui flussi modellati dell’NH3, essendo la temperatura un fattore determinante in grado di influenzare l’idrolisi dell’urea, la volatilizzazione dell’NH3 e altri processi importanti integrati nel Manure-DNDC. Di conseguenza, il modello prevedeva un’ovvia diminuzione dei flussi di NH3 durante la stagione invernale (Fig. 2-4). Abbiamo calcolato le emissioni totali annue di NH3 per ogni stalla (in totale 10 anni per 5 stalle). Nei 10 anni studiati, le emissioni annue di NH3 misurate variavano da 2317 a 13.962 kg N anno-1 con un valore medio di 7977 kg N anno-1. Le corrispondenti simulazioni variavano da 2232 a 14.180 kg N anno-1 con una media di 8135 kg N anno-1 (Tabella 3). I valori RMSE tra le emissioni annuali simulate e quelle osservate oscillavano tra il 4% e il 21%, con una media dell’11%. I risultati ci suggeriscono che il modello era in grado di prevedere in maniera molto affidabile le emissioni totali annue di NH3 delle stalle di prova. Come indicato nella tabella 3, sia le simulazioni che le misurazioni condotte sul campo evidenziavano una notevole variabilità delle emissioni totali annue di NH3 nelle stalle, aspetto che probabilmente appariva correlato alla diversa numerosità della mandria. Tuttavia, anche altri fattori potrebbero contribuire alla variabilità delle emissioni annuali di NH3, cosa che può essere testimoniata dai diversi tassi di emissione per capo di bestiame negli anni in cui è stato condotto lo studio (Tabella 3). I risultati del modello indicano che i tassi di emissione di NH3 sono stati influenzati allo stesso tempo dal clima, dalle pratiche di alimentazione e dal metodo di rimozione del letame, oltre che dalle dimensioni della mandria. Ad esempio, nei 10 anni di studio, Manure-DNDC ha previsto il più basso tasso di emissioni annuali di NH3 (10.6 kg N capo-1 anno-1) nella stalla 5, durante il biennio 2007-2008 (Tabella 3); ciò era dovuto principalmente alla bassa temperatura dell’aria (Tabella 1) e alla diminuzione dei tassi di emissione durante il periodo estivo, quando la rimozione del letame dalla stalla veniva effettuata tramite lavaggio dei pavimenti con urina liquida riciclata.

Fig. 2. Temperature giornaliere dell’aria e flussi giornalieri (simulati e misurati) di NH3 nella stalla di NY. Da notare che il Manure-DNDC simulava i flussi di NH3 quotidianamente, e le misurazioni sono medie giornaliere con variazioni diurne sostanziali (non mostrate per ragioni di chiarezza).

Fig. 3. Temperatura giornaliera dell’aria, e flussi giornalieri (simulati e misurati) di  NH3  nella (a) stalla 2 e (b) nella stalla 3 situate in IN. Da notare che il Manure-DNDC simulava i flussi di NH3 quotidianamente, e le misurazioni sono medie giornaliere con variazioni diurne sostanziali (non mostrate per ragioni di chiarezza).

Fig. 4. Temperatura giornaliera dell’aria, e flussi giornalieri (simulati e misurati) di  NH3  nella (a) stalla 4 e (b) nella stalla 5 situate in WI. Da notare che il Manure-DNDC simulava i flussi di NH3 quotidianamente, e le misurazioni sono medie giornaliere con variazioni diurne sostanziali (non mostrate per ragioni di chiarezza).

Emissioni di NH3 provenienti dalla vasca di stoccaggio

La figura 6a illustra i flussi di NH3 simulati ed osservati quotidianamente dalla vasca di stoccaggio IN. In linea generale il Manure-DNDC ha catturato l’andamento stagionale delle emissioni di NH3 dalla vasca IN, sebbene esistano delle discrepanze. Il valore R tra i flussi di NH3 simulati ed osservati giornalmente era di 0.82, indicando l’esistenza di una correlazione significativa (P < 0.001; Fig. 6a) tra le simulazioni e le osservazioni. Come mostra la Fig. 6b, c’era una significativa regressione lineare in grado di correlare le simulazioni con le osservazioni del flusso giornaliero NH3. La pendenza della regressione era di 0.79. La simulazione dell’emissione totale annua di NH3 era di 6282 kg N anno-1 per la vasca di stoccaggio IN, che era sovrapponibile alla rispettiva misurazione (7090 kg N anno-1, Tabella 3). Il confronto tra i risultati modellati ed osservati ci indica come il modello fosse in grado di prevedere in maniera affidabile l’emissione totale annua di NH3 della vasca di stoccaggio IN (RMSE: 11%).

Fig. 5. Confronti tra i flussi giornalieri di NH3 simulati e misurati provenienti dalle stalle. Le linee nere e grigie rappresentano, rispettivamente, la regressione lineare con intercetta zero e le linee 1:1. La regressione dei flussi giornalieri simulati di NH3 contro le misurazioni era significativa (P < 0.001) per tutti i casi. La funzione mostrata descrive le linee di regressione.

Impatto delle pratiche di management sulle emissioni di NH3 a livello di allevamento

La tabella 4 elenca le emissioni di NH3 simulate nello scenario di base e negli scenari alternativi. Nello scenario di base, i tassi di assunzione totale annua di N e i tassi di escrezione di N erano, rispettivamente, di 226 e 156 kg N capo-1 anno-1. I tassi delle emissioni totali annue di NH3 provenienti dalle stalle, dalla vasca di stoccaggio e dai campi coltivati erano, rispettivamente, di 15.7, 12.4 e 30.5 kg N capo-1 anno-1. A livello aziendale, il tasso di perdita di NH3 era di 58.6 kg N capo-1 anno-1, un quantitativo che comprendeva il 38% dell’N escreto. Tutti i cambiamenti relativi alle pratiche di gestione dell’allevamento in base agli scenari alternativi potrebbero mitigare le emissioni di NH3 (tabella 4). La riduzione della CP dal 16% al 13% (AS1, Tabella 2) ha diminuito il tasso di assunzione di N (184 vs. 226 kg di N capo-1 anno-1). Questa opzione può ridurre il tasso di escrezione di N e quindi mitigare le emissioni di NH3 da tutte le strutture all’interno dell’allevamento da latte. I tassi di emissione di NH3 si sono ridotti rispettivamente del 19%, dell’8%, del 23% e del 19% per quanto concerne le stalle, la vasca di stoccaggio, i campi coltivati e l’intero allevamento. Rispetto allo scenario di base, la rimozione del letame mediante lavaggio delle stalle con urina liquida riciclata (AS2, Tabella 2) ha diminuito le perdite di NH3 dalle stalle e dalla vasca del 16% (13.2 vs. 15.7 kg N capo-1 anno-1) e del 32% (8.4 vs. 12.4 kg N capo-1 anno-1), rispettivamente; però ha incrementato del 10% le perdite di NH3 dai campi coltivati (33.5 vs.30.5 kg N capo-1 anno-1) perché è stato cosparso più letame azotato su di essi (Tabella 4). Il tasso delle emissioni di NH3 provenienti da tutto l’allevamento si è ridotto del 6% (55.2 vs. 58.6 kg N capo-1 anno-1) in questo scenario. L’applicazione di una copertura alla vasca di stoccaggio (AS3, Tabella 2) ha ridotto sostanzialmente (del 77%) le emissioni di NH3 provenienti da essa (2.8 vs. 12.4 kg N capo-1 anno-1). Tuttavia, a causa dell’aumento del passaggio dell’azoto dalla vasca ai campi coltivati, le emissioni di NH3 provenienti dai campi sono aumentate del 13% (34.6 vs. 30.5 kg N capo-1 anno-1, Tabella 4); questo ha sbilanciato notevolmente la mitigazione delle perdite di NH3 dalla vasca. Rispetto allo scenario di base, le emissioni di NH3 dell’intero allevamento sono diminuite del 10% (53.1 vs. 58.6 kg N capo-1 anno-1) nello scenario AS3. Nell’AS4, il letame stoccato nella vasca veniva rimosso due volte l’anno e veniva applicato sulla superficie dei campi coltivabili il primo maggio e il 15 di ottobre. Rispetto al basale, questa strategia ha ridotto leggermente (del 5%) il tasso delle emissioni di NH3 dell’allevamento (55.4 vs. 58.6 kg N capo-1 anno-1) tramite la mitigazione delle emissioni di NH3 dal campo (26.9 vs. 30.5 kg N capo-1 anno-1). Il cambiamento del metodo di applicazione del letame sul campo (da uno spandimento superficiale all’incorporazione nel terreno; AS5, Tabella 2) ha mitigato le emissioni di NH3 del 38% per i campi coltivabili (18.9 vs. 28.1 kg N capo-1 anno-1) e del 20% per l’intero allevamento (47.0 vs. 58.6 kg N capo-1 anno-1). In questo studio, AS6 rappresentava tutti i miglioramenti apportati alle pratiche di gestione dell’allevamento, che andavano dall’alimentazione all’applicazione del letame sul terreno (Tabella 2). Lo scenario AS6 potrebbe mitigare le emissioni di NH3 da tutte le strutture presenti all’interno dell’allevamento (Tabella 4). Rispetto allo scenario di base, il tasso delle emissioni di NH3 di tutto l’allevamento nell’ambito di AS6 si è ridotto del 50% (29.5 vs. 58.6 kg N capo-1anno-1).

Discussioni

Validazione del Manure-DNDC

Per la maggior parte degli allevamenti da latte presenti negli Stati Uniti, l’efficienza dell’utilizzo di alimenti contenenti N è, approssimativamente, soltanto del 15-35% (ad esempio, Gourley et al., 2012; Haynes e Williams, 1993; Powell et al., 2006). Oltre ai grandi quantitativi di emissioni di N, i sistemi di allevamento da latte vengono considerati degli hot spot per le emissioni di NH3 (Place e Mitloehner, 2010). In questo studio, abbiamo testato un modello basato su un processo biogeochimico, Manure-DNDC, per predire le emissioni di NH3 provenienti da una serie di allevamenti da latte. Vista la grande variabilità delle emissioni di NH3 tra i diversi impianti testati, siamo incoraggiati dalle prestazioni del modello visto che le simulazioni delle emissioni totali annue di NH3 concordavano con le osservazioni raccolte nelle varie strutture (Tabella 3). Le emissioni annuali simulate di NH3 per le stalle (comprese tra 10.6 e 16.2 kg N capo-1 anno-1) e per la vasca di stoccaggio IN (10% di N immesso nella vasca) rientravano nei range delle emissioni di NH3 riportate per le stalle da latte (4.0-25.6 kg N capo-1 anno-1) e per le vasche di stoccaggio del letame (6%-42% di N immesso nella vasca) presenti in Europa (Groot Koerkamp et al.., 1998; Misselbrook et al., 2000; Snell et al., 2003; Webb e Misselbrook, 2004). Inoltre, il modello di simulazione si è mostrato generalmente in grado di catturare sia le grandezze che i modelli stagionali dei flussi giornalieri di NH3 per le stalle e per la vasca IN (Figg. 2-6). Questi risultati ci suggeriscono l’esistenza di un certo potenziale derivante dall’impiego del Manure-DNDC per la quantificazione delle emissioni di NH3, che di solito sono molto variabili nelle diverse stagioni e nei diversi allevamenti da latte (Harper et al., 2009; Place e Mitloehner, 2010). Tuttavia, abbiamo notato anche alcune discrepanze tra i risultati ottenuti con il modello di simulazione e quelli misurati. Ad esempio, il Manure-DNDC ha sovrastimato i flussi di NH3 nel giugno 2009 per la stalla 1 (Fig. 2) e nel periodo luglio-settembre 2009 per la stalla 5 (Fig. 4b), ed ha sottostimato i flussi provenienti dalla vasca di stoccaggio durante alcuni giorni che andavano da maggio fino all’inizio di agosto 2009 (Fig. 6a). Queste discrepanze tra simulazioni e misurazioni condotte sul campo potrebbero essere parzialmente spiegate dall’ambiguità  riscontrata proprio nelle misurazioni relative all’emissione di NH3 che, per le stalle testate, oscillavano dal 6.6% all’11.6% (Bogan et al., 2010; Lim et al., 2010; Cortus et al., 2010) e per la vasca di stoccaggio si aggiravano intorno al 20% (Grant e Boehm, 2010). Inoltre, esistono incognite sugli input del modello. Ad esempio, il censimento giornaliero degli animali e le pratiche di alimentazione sono stati impostati come costanti durante i periodi di simulazione per ogni allevamento, sebbene in condizioni reali si fossero verificate variazioni minime. Poiché il censimento giornaliero degli animali e le pratiche di alimentazione influenzano l’escrezione di N, potenziali bias a livello di questi input potrebbero compromettere i flussi simulati di NH3. Inoltre, poiché non avevamo a nostra disposizione un valore specifico per l’allevamento, abbiamo stabilito che il 15 % del letame prodotto dagli animali veniva trasferito dalla sala mungitura e dall’area di riposo della stalla nella vasca di stoccaggio. Dato che il quantitativo di letame proveniente da un impianto a monte (come la sala di mungitura e la zona di riposo) può influenzare la concentrazione di N nella vasca, potenziali bias a livello di questo scenario potrebbero influenzare i flussi simulati di NH3 dalla vasca IN. Le discrepanze potrebbero essere dovute anche a una carenza del modello o ad una semplificazione eccessiva. Per esempio, il Manure-DNDC simulava le condizioni ambientali medie della vasca IN presupponendo che fosse relativamente ben miscelata, quindi non ha tenuto in considerazione l’impatto della stratificazione sulla sua condizione. Poiché la temperatura superficiale della vasca è solitamente più elevata della temperatura media o della temperatura registrata sul fondo (per vasche di stoccaggio relativamente profonde) nei periodi caldi (ad esempio, Lovanh et al., 2009; VanderZaag et al., 2010), questo approccio semplificato potrebbe aver sottovalutato la temperatura superficiale della vasca di stoccaggio IN, e quindi potrebbe essere parzialmente responsabile della sottostima dei flussi di NH3 durante il periodo maggio-inizio di agosto 2009 e della pendenza di 0.79 (Fig. 6). Ulteriori studi in grado di far diminuire le incertezze relative ai flussi dei gas misurati e alle informazioni di base degli input e in grado di migliorare i processi eccessivamente semplificati, potrebbero ridurre le discrepanze esistenti tra le simulazioni e le misurazioni. Inoltre, sono rimaste alcune incongruenze che difficilmente possono essere spiegate da informazioni prese sul campo. Presso l’allevamento WI, in linea generale il modello ha catturato il flusso giornaliero NH3 dalla stalla 4 (Fig. 4a), ma in certi periodi ha sovrastimato il flusso proveniente dalla stalla 5 (Fig. 4b), anche se queste due stalle avevano un clima, una progettazione e pratiche di gestione simili (Tabella 1), facendo si che il Manure-DNDC prevedesse lo stesso tasso di emissione (per vacca, tabella 3). Sono necessari ulteriori studi per chiarire la differenze nei flussi di NH3 tra le due stalle dell’allevamento WI, così come per chiarire le incongruenze tra le previsioni e le osservazioni fatte per la stalla 5. Degno di nota è il fatto che le emissioni modellate di NH3 relative allo spargimento del letame sui campi coltivabili non siano state convalidate in questo studio, a causa della mancanza di misurazioni sul campo (sia per quanto concerne i dati sull’NH3 sia le informazioni sugli input) in grado di supportare la validazione del Manure-DNDC.

Fig. 6. Temperature giornaliere dell’aria, flussi giornalieri (simulati e misurati) di NH3 e confronti tra le simulazioni e le misurazioni della vasca di stoccaggio IN. Il Manure-DNDC simulava i flussi di NH3 quotidianamente, e le misurazioni sono state calcolate come media delle misurazioni condotte ogni mezz’ora, quando c’erano almeno 25 valori della mezz’ora validi raccolti durante la giornata. Le variazioni diurne dei flussi di NH3 non sono state mostrate per ragioni di chiarezza. Da notare che le emissioni negative osservate durante l’inverno erano probabilmente il risultato delle concentrazioni vicine al minimo valore di NH3 osservato in combinazione con l’NH3 trasportata nella laguna dalle stalle circostanti (Grant and Boehm, 2010), ed erano responsabili delle simulazioni costantemente elevate durante la stagione invernale. . Le linee  nere e grigie rappresentano, rispettivamente, la regressione lineare con intercetta zero e le linee 1:1. La regressione dei flussi giornalieri simulati di NH3 contro le misurazioni era significativa (P < 0.001) per tutti i casi. La funzione mostrata descrive le linee di regressione.

Pertanto, i flussi modellati di NH3 provenienti dai campi coltivabili rimangono poco chiari. Tuttavia, nello scenario di base, l’emissione annuale simulata di NH3 dai campi coltivabili era 24% (o il 64% del NH4-N) del letame azotato applicato  (tabella 4), valore vicino a quello medio mondiale del 23% (range 19-29%) (Bouwman et al., 2002), ed è apparso comparabile anche con le emissioni di NH3 dal campo derivate dall’applicazione del letame di allevamenti da latte Statunitensi (range tra il 40% e il 100% dell’NH4-N applicato) (Meisinger e Jokela, 2000) ed Europei (range tra il 32% e l’83% dell’NH4-N applicato) (Misselbrook et al., 2002; Reidy et al., 2008). Anche l’impatto modellizzato dell’incorporazione del letame sulla riduzione delle emissioni di NH3 dai campi coltivabili (mitigate le emissioni di NH3 del 38%) concordava con gli studi (ad esempio, Bouwman et al., 2002; Misselbrook et al., 2002; Sommer e Hutchings, 2001; Webb et al., 2009), che riportavano una diminuzione approssimativamente del 20-50% in seguito all’incorporazione del letame nel terreno rispetto al suo spandimento sulla superficie. Questi risultati ci suggeriscono che il Manure-DNDC sia ragionevolmente in grado di prevedere le emissioni di NH3 dal letame utilizzato per fertilizzare i campi coltivabili. Tuttavia, sono necessari ulteriori test che mettano direttamente a confronto i flussi modellati e misurati di NH3, allo scopo di verificare la capacità del modello di prevedere le perdite dal campo dell’NH3 proveniente dal letame.

Impatto di pratiche di management alternative sulle emissioni di NH3

In questo studio sono state condotte simulazioni per analizzare l’impatto di pratiche di gestione alternative sulle emissioni di NH3 a livello aziendale. Rispetto allo scenario di base, è possibile ottenere una riduzione del 50% delle emissioni di NH3 dal letame nel caso di adozione dello scenario AS6, nel quale sono state migliorate una serie di pratiche di gestione dell’allevamento (Tabella 2). Dato che l’N presente nel letame può essere impiegato nei campi coltivabili come sostituto dei fertilizzanti sintetici, gli sforzi fatti per mitigare le emissioni di NH3 dal letame potrebbero ridurre ulteriormente le conseguenze negative per l’ambiente indotte dall’utilizzo di N sintetico (Smith et al., 2008). I risultati del modello mostrano che una specifica pratica di gestione potrebbe influire sull’NH3 rilasciato dalle differenti strutture presenti in un allevamento da latte, viste le interazioni esistenti tra di esse. Ad esempio, il modello di simulazione Manure-DNDC indica che l’aggiunta di una copertura (AS3, Tabella 2) sopra la vasca di stoccaggio potrebbe ridurre sostanzialmente le emissioni di NH3 provenienti da essa (2.8 vs.12.4 kg N capo-1 anno-1). Mentre questa conclusione concorda con una serie di studi (ad esempio, Hornig et al., 1999; Petersen e Sommer, 2011; VanderZaag et al., 2010), si è visto però che lo scenario AS3 aumenterebbe anche le emissioni di NH3 dai campi coltivabili rispetto allo scenario di base (43.5 vs. 38.4 kg N capo-1 anno-1, Tabella 4), cosa che senza dubbio andrebbe a contrastare alcuni dei guadagni derivanti dalla mitigazione delle emissioni di NH3 provenienti dalla vasca di stoccaggio. Le simulazioni sottolineano la necessità di un approccio a tutto campo, come il Manure-DNDC, quando si valutano potenziali strategie per la mitigazione dell’NH3. Potrebbero esserci anche interazioni tra le perdite di NH3 e le altre forme di N. Ad esempio, l’incorporazione di letame nel terreno potrebbe aumentare la lisciviazione di N e/o le emissioni di N2O (ad esempio, Webb et al., 2010) dai campi coltivabili, anche se solitamente questa tecnica riduce le emissioni di NH3 rispetto allo spandimento sulla superficie. I compromessi tra le perdite di NH3 e le altre forme di N devono essere tenuti in considerazione nel corso di una valutazione della mitigazione delle emissioni di NH3. Oltre alle pratiche di gestione dell’allevamento analizzate in questo studio, altre pratiche come il raffreddamento dei recinti per l’ingrasso e delle strutture utilizzate per lo stoccaggio del letame, la diluizione del letame, l’acidificazione del letame e l’aggiunta di inibitori dell’ureasi, potrebbero fornirci l’opportunità di mitigare ulteriormente le emissioni di NH3 provenienti dagli allevamenti da latte (ad esempio, Arogo et al., 2006; Ndegwa et al., 2008). Gli impatti di tali pratiche dovrebbero essere ulteriormente investigati tramite studi condotti sul campo e tentativi di modellazione. Per limitare i crescenti danni causati all’ambiente dall’industria alimentare (ad esempio, FAO, 2006), i ricercatori, i manager territoriali e i responsabili politici sono alla ricerca di strumenti in grado di valutare l’impatto delle attività agricole sia sulla produzione alimentare che sulla sostenibilità ambientale. La maggior parte delle aziende zootecniche è rappresentata da sistemi complessi nei quali il bestiame e le coltivazioni vengono gestite in maniera totale. Pertanto è necessario inserire sia le strutture zootecniche che i sistemi di coltivazione quando, nell’ambito dell’allevamento, si valutano gli impatti di pratiche gestionali alternative sulle questioni ambientali (Petersen e Sommer, 2011). Le simulazioni a livello aziendale descritte in questo studio ci mostrano il potenziale dell’impiego di modelli basati su processi, come il Manure-DNDC, per garantire l’attenuazione degli effetti dannosi per l’ambiente (come l’emissione di NH3) che potrebbero verificarsi durante la produzione zootecnica.

Conclusioni

In questo studio, un modello basato su un processo biogeochimico, Manure-DNDC, è stato testato per la misurazione dei flussi di NH3 provenienti da cinque stalle e da una vasca di stoccaggio per il letame situate in quattro allevamenti da latte Statunitensi sottostanti ad una serie di condizioni ambientali e di pratiche di management. I risultati dei test di convalida indicano che le grandezze e i modelli stagionali dei flussi simulati dell’NH3 concordavano con le osservazioni fatte in precedenza. Il modello è stato poi applicato per valutare l’impatto di pratiche di management alternative sulle emissioni di NH3 a livello aziendale. Le simulazioni effettuate nel caso delle pratiche di management alternative hanno dimostrato che: (a) tutte le pratiche di gestione alternativa dell’allevamento testate hanno indotto una riduzione delle emissioni di NH3, anche se l’efficienza della mitigazione variava; (b) un cambiamento di gestione in una struttura a monte influenzava le emissioni di NH3 provenienti da tutte le altre strutture successive; e (c) una strategia ottimizzata dalla combinazione di pratiche di gestione alternative riguardanti l’alimentazione, la rimozione del letame, lo stoccaggio del letame e la sua applicazione nel terreno potrebbe ridurre fino ad un 50% le emissioni di NH3 a livello di allevamento. I risultati di questo studio possono fornire informazioni utili sulla riduzione delle emissioni di NH3 provenienti dagli allevamenti da latte e sottolineano la necessità di adottare prospettive aziendali a tutto campo per valutare le scelte tecniche potenzialmente idonee per la mitigazione delle emissioni.

Ringraziamenti

Abbiamo accettato con gratitudine il sostegno dell’Innovation Center for US Dairy, del Milk Checkoff  Funds e dell’USDA Funds (USDA-NIFA-AFRI-004411). Ringraziamo Albert Heber e Richard Grant per aver fornito i dati di monitoraggio degli allevamenti da latte. Ringraziamo due recensori anonimi per i loro commenti costruttivi.

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Atmospheric Environment 114 (2015) 8-18
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