ELABORATO 8 Quadro di riferimento ambientale: SALUTE E BENESSERE DELL UOMO ANALISI DEL RISCHIO PER LA SALUTE UMANA

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1 Discarica di rifiuti non pericolosi Rio della Busca Cesena (FC) Valutazione di Impatto Ambientale L.R. 9/99 come integrata ai sensi del D. Lgs. 152/06 e s.m.i. STUDIO DI IMPATTO AMBIENTALE Progetto di ampliamento ELABORATO 8 Quadro di riferimento ambientale: SALUTE E BENESSERE DELL UOMO ANALISI DEL RISCHIO PER LA SALUTE UMANA Approvato C. Dradi Controllato M. Bartoli Redatto S. Bagli Rev. 00 Data 10/11/2011 Cod. Doc. DS 01 FC VA 00 SI SA Pagine 1 di 155

2 SOMMARIO A INTRODUZIONE...4 A.1 PROCEDURA DI HUMAN HEALTH RISK ASSESSMENT... 7 A.1.1 Hazard Assessment... 8 A.1.2 Exposure Assessment... 9 A.1.3 Dose-Response Assessment... 9 A.1.4 Risk characterization... 9 A.2 RBCA: STANDARD ASTM E E ASTM PS B ANALISI DI RISCHIO RBCA TIER II DISCARICA HERAMBIENTE SPA TESSELLO II...15 B.1 DEFINIZIONE DEL MODELLO CONCETTUALE DEL SITO B.1.1 Inquadramento territoriale dell area di interesse B.1.2 Caratterizzazione della Sorgente (discarica) di Contaminazione B Caratteristiche geometriche discarica B Tipologia e caratteristiche dei rifiuti B Caratterizzazione delle Emissioni (Percolato e Biogas) B Stima Produzione del Percolato -Bilancio Idrologico col software HELP B Stima Emissioni di Biogas in atmosfera B Identificazione e caratterizzazione dei potenziali Chemical of Concerns (COCs) presenti nel percolato e nel biogas B.1.3 Caratterizzazione dei Media Ambientali B Zona Insatura B Parametri per la Zona Satura (Acquifero) B Acque Superficiali B Atmosfera B Conclusioni Modello Concettuale MCS B.1.4 Individuazione dei Potenziali Recettori B.1.5 Percorsi di Esposizione B.1.6 Caratterizzazione dei Potenziali Recettori B.2 MODELLISTICA DI FATE AND TRANSPORT STIMA DEI FATTORI DI TRASPORTO (VALUTAZIONE RISCHIO AMBIENTALE/RISCHIO FALDA) B Modellizzazzione flusso e trasporto nell insaturo B Modellizzazzione flusso e trasporto nella falda acquifera B.3 VALUTAZIONE DELL ESPOSIZIONE B.4 VALUTAZIONE DELLA RELAZIONE DOSE-RISPOSTA di 155

3 C CARATTERIZZAZIONE DEL RISCHIO C.1 RISCHIO PER LA SALUTE UMANA C.1.1 Rischio Cancerogeno C.1.2 Pericolo Tossico C.2 RISULTATI ANALISI RISCHIO CANCEROGENO E PERICOLO TOSSICO C.2.1 Criteri di calcolo del rischio per più vie di esposizione C.3 CRITERI DI ACCETTABILITÀ C.4 RISCHIO DA INALAZIONE PER I LAVORATORI ONSITE C.5 RISCHIO PER L AMBIENTE: COMPONENTE AMBIENTALE ACQUIFERO CONCLUSIONI BIBLIOGRAFIA di 155

4 A INTRODUZIONE Il presente rapporto tecnico contiene le risultanze della Analisi di Rischio per la Salute Umana (HHRA- Human Health Risk Assessment) di secondo livello (Tier II) condotta per il sito rappresentato dalla discarica Controllata per Rifiuti non Pericolosi di Herambiente SpA denominata TESSELLO 2 e localizzata in località Tessello, vallata del rio della Busca, in comune di Cesena in provincia di Forlì-Cesena. Tale rapporto è un aggiornamento dell'analisi di Rischio presentato nel dicembre 2010 in seguito al progetto di ampliamento della discarica Busca. Tutte le ipotesi relative al percolato virtuale, ai fenomeni di trasporto ed ai processi di esposizione risultano invariati. Gli unici parametri che sono modificati dal progetto di ampliamento sono rappresentati dallo spessore di abbancamento dei rifiuti e dalla superficie del fondo della discarica che passa da 11,1 ha a 11,7 ha. Il primo non determina la variazione del bilancio idrologico e della stima del battente di percolato mentre il leggero aumento di superficie non influisce sui rilasci e sulle concentrazioni attese nei POE e nel POC in quanto la superficie del fondo discarica a contatto con la potenziale falda acquifera era già sovrastimata e conservativa (rettangolo 370mX300m) nella versione 2010 e risulta essere rappresentativa nella versione di progetto ampliamento Pertanto i risultati dell'ar sono identici a quelli presenti nello studio datato Dicembre L obiettivo dell analisi di rischio condotta è quello di verificare l accettabilità del rischio connesso alla possibilità di ammettere in discarica rifiuti, comunque non pericolosi, per i quali le concentrazioni di determinati parametri possano risultare superiori ai rispettivi limiti fissati in via generale per le discariche per rifiuti non pericolosi. In particolare si intende verificare, attraverso l analisi di rischio di seguito illustrata, se sia accettabile l ipotesi di operare in deroga ai limiti generali ammettendo la possibilità di smaltire rifiuti che presentano sostanze nell eluato del test di cessione in concentrazioni superiori ai limiti definiti per l ammissibilità in discarica per rifiuti non pericolosi. In relazione al limite fissato in Tabella 5 Limiti di concentrazione nell'eluato per l'accettabilità in discariche per rifiuti non pericolosi di cui all art. 6 del DM 03/08/2005 recante Definizione dei criteri di ammissibilità dei rifiuti in discarica, i parametri per i quali si è inteso valutare l ipotesi di 4 di 155

5 operare in deroga sono Arsenico, Cadmio, Cromo, Mercurio, Nichel, Rame, Selenio, Zinco, Piombo, Antimonio, Cianuri, Cloruri, Solfati e DOC (Carbonio Organico Disciolto). Va tuttavia sottolineato che il DM 03/08/2005 risulta abrogato dall art. 11 del DM 27/09/2010, recante Definizione dei criteri di ammissibilità dei rifiuti in discarica, in sostituzione di quelli contenuti nel decreto del Ministro dell'ambiente e della tutela del territorio 3 agosto 2005, pubblicato in G. U. n. 281 del 1 dicembre Il DM 27/09/2010 definisce nuovi criteri di ammissibilità dei rifiuti in discarica, introducendo sostanziali novità in particolar modo per quanto riguarda le discariche per rifiuti non pericolosi. Alla luce delle intervenute innovazioni normative, l elenco dei parametri per i quali si valuta l ipotesi di operare in deroga rispetto ai nuovi criteri generali, riportati nella Tabella 5 Limiti di concentrazione nell'eluato per l'accettabilità in discariche per rifiuti non pericolosi di cui all art. 6 del DM 27/09/2010, risulta essere il seguente: Arsenico, Cadmio, Cromo, Mercurio, Nichel, Rame, Selenio, Zinco, Piombo, Antimonio, Cloruri, DOC (Carbonio Organico Disciolto). In merito all ultimo parametro preme sottolineare come la Tabella 5 dell art. 6 del DM 27/09/2010 prevede tipologie di rifiuti non pericolosi per le quali non si applica il limite di concentrazione altrimenti definito (100 mg/l). La discarica Busca è classificata quale sottocategoria di discarica per rifiuti non pericolosi ai sensi del comma 1, lettera c), dell art. 7 del DM 03/08/2005, discariche per rifiuti misti non pericolosi con elevato contenuto sia di rifiuti organici o biodegradabili che di rifiuti inorganici, con recupero di biogas (sottocategoria rimasta immutata nel DM 27/09/2010). L analisi di rischio viene quindi condotta in conformità a quanto disposto dall art. 7, comma 2), del DM 27/09/2010 che, in analogia con quanto già previsto dal DM 03/08/2005, prevede appunto che i criteri di ammissibilità per le sottocategorie di discariche sono stabiliti, caso per caso, tenendo conto delle caratteristiche dei rifiuti, della valutazione di rischio con riguardo alle emissioni della discarica e dell'idoneità del sito e prevedendo deroghe per specifici parametri. Si ritiene opportuno fin d ora sottolineare come la valutazione del rischio sia stata effettuata tenendo conto di un percolato virtuale definito in relazione alle deroghe richieste ed a valutazioni circa le concentrazioni di ulteriori sostanze individuate quali Chemicals Of Concerns (COCs) sulla base dei dati derivanti dal monitoraggio delle caratteristiche del percolato svolto nel corso della gestione della discarica. 5 di 155

6 In tal senso il percolato virtuale definito può essere assunto quale marker per il controllo dei possibili impatti della discarica sulla salute umana e sull ambiente. Qualora infatti la valutazione del rischio condotta ne dimostri l accettabilità per la salute umana e per l ambiente, i valori di concentrazione definiti per il percolato virtuale, utilizzati nell applicazione del modello e della successiva valutazione del rischio, possono essere assunti quali limiti con cui confrontare le concentrazioni di sostanze rilevate nell eluato del test di cessione dei rifiuti conferiti in discarica o nel percolato stesso: nel caso in cui tali valori limite non siano superati, il rischio legato al conferimento di rifiuti in deroga ai criteri generali di ammissibilità sarà quindi da ritenersi accettabile. Con tali presupposti e sulla base di tali motivazioni, è stata pertanto sviluppata un analisi di rischio considerando i composti chimici pericolosi per la salute umana presenti nel percolato e nel biogas, le cui caratteristiche chimico-fisiche - sia del percolato che del biogas - risultano pienamente rappresentative delle tipologie di rifiuto per le quali si intende prevedere di operare in regime di deroga. L analisi di rischio di TIER II viene redatta facendo riferimento ai seguenti standard internazionali: D.Lgs 152/2006 e successive modifiche (Parte IV); ASTM E Standard Guide for Risk-Based Corrective Action Applied at Petroleum Release Sites, comunemente noto come RBCA (Rebecca) ed ampiamente utilizzato nell ambito dei siti contaminati di origine industriale con contaminazioni da idrocarburi; ASTM PS Standard Provisional Guide for Risk-Based Corrective Action ; ISPRA Criteri metodologici per l applicazione dell analisi assoluta di rischio alle discariche, Revisione 0, Giugno 2005 (ISPRA 2005); ISPRA Criteri metodologici per l applicazione dell analisi assoluta di rischio ai siti contaminati, Revisione 1, Agosto 2006 (ISPRA 2006); ISPRA Criteri metodologici per l applicazione dell analisi assoluta di rischio ai siti contaminati, Revisione 2, Marzo 2008 (ISPRA 2008); Banca dati ISS; IRIS (Integrated Risk Information System); HEAST (Health Effects Assessmant Summary Tables); IUS EPA IRIS (Integrated Risk Information System) database; US EPA HEAST (Health Effects Assessment Summary Tables); 6 di 155

7 OMS Drinking Water Quality Guidelines; Total Petroleum Hydrocarbons Criteria Working Group, 1996; NCEA (National Center for Environmental Assessment), US EPA; Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR), 1999; McClure, Evaluation of a Component-Based Relative Potency Approach to Cancer Risk Assessment for Exposure to PAHs. Poster Presentated at the Annual Meeting of the Society of Toxicology, Anaheim, California, March 11, 1996; US EPA TRI (Toxics Release Inventory); Californian EPA Office of Environmental Health Hazard Assessment; Criteria for Carcinogens 11, 1994; Risk Assessment Program Superfund. La procedura di Analisi di Rischio per la Salute Umana (HHRA) descritta nel documento procede nella quantificazione del rischio cancerogeno (Cancer Risk) e del pericolo tossico (Hazard Quotient) determinato dai potenziali rilasci di percolato dal corpo di discarica. Si tratta di una analisi di tipo multi-percorso di esposizione (ingestione, inalazione e contatto dermale) e multi-contaminante per diversi recettori umani che si trovano o si troveranno ad essere esposti nell area limitrofa al comparto della discarica in esame. La quantificazione del rischio secondo la metodologia RBCA Tier II viene condotta utilizzando il Software RBCA ToolKit Chemical Releases (Licenza GECOsistema srl) sviluppato e commercializzato da Grounwater Service Inc. Il software RBCA ToolKit Chemical Releases (v. 2.5) è indicato come uno dei software di riferimento per l analisi di rischio di secondo livello dalle linee guida ISPRA citate in precedenza. La valutazione del rischio ambientale viene condotta a valle degli studi di fate & transport degli inquinanti nei media ambientali falda attraverso il confronto delle concentrazioni attese dei COCs e i relativi standard di qualità vigenti. A.1 PROCEDURA DI HUMAN HEALTH RISK ASSESSMENT Per analisi del rischio, Risk Assessment, in generale si intende il processo di determinazione della magnitudo e della probabilità di accadimento degli effetti negativi in seguito ad esposizione ad attività antropiche od ad eventi naturali. 7 di 155

8 Nell ambito specifico della valutazione del rischio per l ambiente e la salute umana (Environmental and Human Health Risk Asessment EHHRA), denominato anche come rischio sanitario, il rischio è definito come la frequenza attesa del manifestarsi di eventi indesiderati che determinano danni agli ecosistemi ed alla salute umana risultati dall esposizione a determinate dosi di agenti chimici, ovvero il rischio é funzione della quantità di sostanza chimica in contatto con l individuo esposto. L obiettivo della procedura è la stima della probabilità che un evento avverso di data magnitudo si manifesti sull uomo, sugli ecosistemi e sull ambiente ad un fissato livello d esposizione di una sostanza chimica. L applicazione della procedura di valutazione del rischio per l ambiente e per la salute umana (EHHRA Environmental and Human Health Risk Assessment) all interno dei processi di decisionmaking è stata formalizzata per la prima volta negli Stati Uniti attraverso la pubblicazione da parte del National Academy of Science del documento Risk Assessment in the Federal Governament: Managing the Process, (NRC, 1983). In questo rapporto il NRC definisce una metodologia (Risk Assessment Paradigm) strutturata in quattro step ai fini di valutare quantitativamente i rischi cancerogeni ed i pericoli tossici per le popolazioni imputabili ai rilasci (sorgenti antropiche e naturali) e alla presenza di composti chimici cancerogeni e tossici nell ambiente. A.1.1 Hazard Assessment La prima fase della procedura ha i seguenti obiettivi: identificazione dei contaminati che potenzialmente possono determinare pericoli per la salute umana, definiti come Chemicals of Concerns (COCs), quantificazione delle concentrazioni dei COCs presenti nelle diverse matrici ambientali, descrizione delle forme specifiche di tossicità (neurotossicità, cancerogenicità) dei composti, valutazione delle condizioni sotto cui tali forme possono manifestarsi nelle popolazioni esposte. Le principali informazioni necessarie in questa fase sono reperibili da banche dati, da monitoraggi ed analisi in sito, e da studi epidemiologici e tossicologici. 8 di 155

9 A.1.2 Exposure Assessment Riguarda la valutazione quantitativa dell esposizione (dose) umana alle sostanze tossiche o cancerogene presenti nell ambiente. La dose è funzione di una serie di fattori che riguardano l età, lo stile di vita, attività, la durata, i percorsi di esposizione, e le caratteristiche delle popolazioni esposte. A.1.3 Dose-Response Assessment Analizza ed interpreta le informazioni disponibili sulle potenzialità dei composti chimici di causare effetti negativi sulle popolazioni esposte, valutando la relazione esistente tra la probabilità di avere effetti negativi e i livelli di esposizione quantificati. Gli effetti negativi sulla salute sono distinti in effetti cancerogeni e tossici. Si tratta di studiare approfonditamente le condizioni sotto cui le proprietà tossiche di un composto potrebbero manifestarsi negli organismi, con particolare enfasi alla determinazione della relazione quantitativa tra la dose e la risposta tossica. Lo sviluppo di tale relazione coinvolge l utilizzo di modelli matematici necessari per l estrapolazione dei dati tossicologici condotti su animali da laboratorio. A.1.4 Risk characterization É la fase in cui sono integrate e analizzate tutte le informazioni degli step precedenti. I dati che caratterizzano i pericoli sono integrati con le quantificazioni delle esposizioni e le analisi sulle relazioni esistenti tra dose e probabilità di avere effetti negativi, si ottengono stime quantitative del rischio cancerogeno e del pericolo tossico per le popolazioni esposte. Ai fini di trasferire i risultati delle valutazioni del rischio nelle fasi di gestione e decisionali, è necessario includere anche una completa descrizione e discussione delle ipotesi assunte e delle incertezze degli output. 9 di 155

10 Health-RISK Toxicity DOSE-INTAKE Exposure Exposure and Enviro-Media Concentrations Transport Chemical Realeases Figura 1 Risk Assessment Paradigm Nell ambito dei siti contaminati, si è affermata con successo la metodologia di valutazione del rischio (Risk- Assessment) con l obiettivo di quantificare chiaramente quale sia l'effettivo rischio per le popolazioni esposte, e individuare le azioni di bonifica economicamente e tecnicamente più efficaci secondo criteri risk-based, con il comune denominatore di proteggere la salute umana. Numerose sono state le metodologie, le procedure e gli strumenti informatici sviluppati da diverse figure, sia amministrative che scientifiche, nel corso dell ultimo decennio, qui di seguito ne sono descritte alcune. La procedura di analisi di rischio sanitario ambientale (Human Health Risk Assessment) applicata ai siti contaminati é stata introdotta negli USA alla fine degli anni 80 e successivamente standardizzata nel A.2 RBCA: STANDARD ASTM E E ASTM PS Tra le diverse procedure di Risk Assessment sviluppate specificatamente per i siti contaminati e quindi anche per le discariche, nel presente studio si fa riferimento alla nota procedura RBCA (Rebecca) ormai accettata come standard internazionale. 10 di 155

11 Lo standard E Standard Guide for Risk-Based Corrective Action Applied at Petroleum Release Sites definito nel 1995 dalla American Society of Testing Materials (ASTM) delinea una nuova filosofia per il Risk Assessment. La Risk-Based Corrective Action (RBCA o Rebecca, come è amichevolmente indicata dagli americani) è un processo di valutazione del rischio potenziale, presente e futuro, per l uomo e l ambiente dovuto a siti contaminati. La definizione formale di RBCA data dall EPA é la seguente: A streamlined approach in which exposure and risk assessment practices are integrated with traditional components of the corrective action process to ensure that appropriate and costeffective remedies are selected, and that limited resources are properly allocated. Gli obiettivi di una RBCA sono: 1. proteggere la salute umana e l ambiente; 2. consentire una applicazione pratica e economicamente attuabile circa i processi di riskbased decision-making; 3. garantire processi amministrativi difendibili dal punto di vista tecnico. L articolazione in fasi rappresenta lo sviluppo della procedura attraverso il percorso logico che va dalle indagini per la valutazione del sito alle scelte di gestione del rischio. Tale percorso può essere suddiviso nelle seguenti fasi: definizione del modello concettuale del sito; quantificazione della possibile percolazione in falda di inquinanti mediante tecniche di bilancio idrologico; determinazione delle concentrazioni nel punto di esposizione; modellazione della percolazione attraverso la zona insatura; modellazione della dispersione in falda del contaminante; stima dell esposizione e del rischio sui recettori. 11 di 155

12 L analisi di rischio può essere approfondita a vari livelli, secondo un approccio graduale di valutazione: in particolare, lo Standard ASTM PS 104 (ASTM, 1998), che ha perfezionato il precedente ASTM E 1739, prevede una procedura, definita con l acronimo RBCA (Risk-Based Corrective Action), articolata in tre livelli di analisi di rischio. Il primo livello consiste essenzialmente nel confrontare la contaminazione del sito con dei valori di screening (Risk Based Screening Levels RBSL) riportati stimati sotto ipotesi conservative. È fondamentalmente finalizzato a determinare eventuali urgenze di intervento, ed in particolare di messa in sicurezza provvisoria, e si concretizza in una raccolta dei valori di concentrazione già esistenti sul sito, messi a confronto con i valori di concentrazione limite, individuati in maniera conservativa come quei valori che non danno luogo a rischi per la salute umana e per l ambiente. Sulla base di questa impostazione sono stati determinati i Risk-Based Screening Levels (RBSLs) dall ASTM ed i Soil Screening Levels (SSLs) dall USEPA; un approccio di questo tipo è stato recentemente sviluppato anche in Italia dall A.N.P.A. (Agenzia Nazionale per la Protezione dell Ambiente), che ha definito i così detti LAG (Limiti di Accettabilità Generici). I LAG sono derivati nell ottica di una validità a scala nazionale,in relazione ai diversi usi del territorio, al comportamento ambientale e tossicologico delle sostanze, alle vie di esposizione più critiche secondo i principi dell analisi di rischio. Nel caso non si rilevi alcun superamento delle concentrazioni limite previste, si può procedere ad un eventuale monitoraggio, ma non sono richieste specifiche azioni di risanamento. Per contro, nell eventualità che alcuni valori di riferimento siano superati, il sito viene definito inquinato e si determina l obbligo di intervento con un approfondimento della procedura di valutazione del rischio. In questo livello si ipotizza che il punto di esposizione (Point of Exposure POE) sia localizzato in corrispondenza della sorgente di contaminazione. Il secondo livello consiste in un analisi di rischio con codici analitici semplificati, in cui i dati di input sono in parte ricavati da indagini specifiche condotte sul sito, mentre per i parametri non noti si ricorre a dati validati ed aggiornati da banche dati presenti in letteratura, massimizzando la conservatività dei valori in gioco, in modo da sbilanciare, sempre in favore della tutela dell ambiente e della salute umana, qualsiasi elaborazione di calcolo. Oltre all impiego di dati sitespecific, il livello 2 di analisi di rischio prevede di localizzare il punto di esposizione (o punto di conformità) al di fuori della sorgente di inquinamento e non immediatamente al di sopra di essa, come invece previsto nel livello di 155

13 Le concentrazioni limite derivanti da un analisi di rischio di secondo livello (Site Specific Target Levels SSTL) saranno evidentemente meno conservative e più vicine alla realtà, grazie all impiego di dati propri dello scenario di rischio in esame. Nella analisi di rischio di secondo livello si ipotizza che il POE sia localizzato in corrispondenza dell effettivo o potenziale punto in cui il recettore umano può entrare in contatto con le sostanze contaminate. Il terzo livello rappresenta uno stadio più approfondito di analisi di rischio, in cui vengono utilizzati codici di calcolo più sofisticati (per lo più modelli numerici e probabilistici), la cui applicabilità è consentita grazie alla disponibilità di dati chimici, fisici e biologici specifici del sito e sufficienti ad una completa caratterizzazione sperimentale del sistema. Oltre a definire il rischio conseguente alla presenza di una sorgente di rilascio, nel secondo e terzo livello possono essere definiti i limiti di accettabilità, ossia la concentrazione massima tollerabile di ciascun contaminante presente nella sorgente, affinché non venga superato il valore di rischio ritenuto accettabile. In questo caso detti limiti di accettabilità, definiti all interno della procedura RBCA Site-Specific Target Levels (SSTLs), a differenza dei limiti di accettabilità definiti nel primo livello (es. RBSLs), sono specifici del sito in quanto sono calcolati sulla base dei parametri propri dello scenario di inquinamento in esame. Trattasi in definitiva dei valori di concentrazione che definiscono gli obiettivi di bonifica di un sito contaminato. É chiaro che ulteriori approfondimenti non possono essere esclusi e conseguono ad un progressivo miglioramento della caratterizzazione sperimentale del sito, che può consentire una valutazione del rischio in termini sempre meno conservativi e maggiormente vicini alla realtà. 13 di 155

14 Figura 2 Procedura RBCA ASTM A livello normativo nazionale l applicazione dell analisi di rischio alle discariche risulta prevista dai seguenti testi: D.lgs 152/2006 Titolo V in caso di contaminazioni del suolo/sottosuolo con livelli di concentrazione superiori ai CSC (Concentrazioni Soglia Art.240); DM 27/09/2010 (art.10) valutazione del rischio finalizzata a consentire l innalzamento dei limiti di accettabilità dei rifiuti in discarica. Si deve verificare che non vi siano rischi per la salute umana risultanti dalle discariche di rifiuti durante l intero ciclo di vita della discarica (art. 1 D.Lgs. 36/2003). La presente analisi seguirà la metodica ed il grado di dettaglio di II Livello. 14 di 155

15 B ANALISI DI RISCHIO RBCA TIER II DISCARICA HERAMBIENTE SPA TESSELLO II. In questo paragrafo sono descritte le diverse fasi della procedura di RBCA Tier II per il sito della discarica Herambiente SpA TESSELLO II redatta prendendo in considerazione le recenti linee guida ISPRA(2) e ISPRA(1) (ISPRA 2005, ISPRA 2008). Come evidenziato nel capitolo 2 (pag 25) delle linee guida ISPRA(2) (ISPRA 2005) per l AR applicate alle discariche si osserva come tutte le fasi di applicazione dell Analisi di Rischi che vengono descritte in seguito debbano prendere in considerazione la variabile tempo in quanto la sorgente primaria di rischio rappresentata dalla discarica è soggetta nel proprio ciclo di vita a variazioni (geometriche, tipologia di emissioni, etc.) delle proprie caratteristiche che si riflettono sui valori del rischio per i recettori. Tuttavia dovendo in una analisi di rischio di secondo livello procedere nella definizione ed assegnazione di parametri univoci e costanti per il sito, si procederà nel caso in esame ad una caratterizzazione dei parametri che rappresentano la situazione maggiormente conservativa per il ciclo di vita della discarica. B.1 DEFINIZIONE DEL MODELLO CONCETTUALE DEL SITO Il primo step di una Analisi di Rischio è rappresentato dalla definizione del modello concettuale. Il modello concettuale del sito (CSM) non é altro che una rappresentazione semplificata che descrive in modo chiaro e sintetico la situazione di contaminazione in esame e tutte le caratteristiche necessarie per la procedura di valutazione del rischio. In una analisi di rischio di secondo livello occorre procedere nella semplificazione della realtà mediante la costruzione di un modello concettuale semplificato che permetta di descrivere e simulare il trasporto dei contaminanti mediante modelli di tipo analitico. Il CSM comprende quindi la descrizione del sistema: discarica (sorgente) acquifero/atmosfera (trasporto) recettori (pozzi, residenti): le sorgenti di contaminazione: geometria e volumi della discarica; l ubicazione delle potenziali sorgenti di rilascio inquinanti; 15 di 155

16 i percorsi di migrazione dei contaminanti (dispersione atmosferica, volatilizzazione, percolamento, liscivazione, ruscellamento.); i soggetti recettori potenzialmente esposti all azione del contaminante. È possibile rappresentare graficamente il legame tra i dati necessari per la costruzione del CSM nel modo seguente: sorgente (discarica) percorso del contaminante (insaturo e acquifero) ricettore (popolazioni che ingeriscono acqua contaminata) Figura 3 Modello Concettuale (ISPRA 2006) L individuazione dei possibili soggetti recettori e delle vie di esposizione deve tener conto dell uso attuale del suolo come anche delle future destinazioni, essendo il fenomeno di rilascio di contaminanti da una sorgente inquinante un fenomeno di tipo dinamico. Una volta individuati i soggetti recettori e le possibili vie di esposizione, il modello concettuale richiede di definire tutte le vie (o percorsi) di effettiva migrazione, attraverso la quale gli inquinanti possono raggiungere i punti di esposizione. 16 di 155

17 I percorsi di trasporto dei contaminati interessati da uno studio di analisi di rischio possono essere sintetizzati nei seguenti: acque sotterranee, acque superficiali, aria, suolo e catena alimentare. In funzione del particolare contesto ambientale in cui il sito si colloca, non necessariamente tutti i percorsi risultano di fatto attivi. Va osservato che lo scenario acque sotterranee-ingestione di acqua potabile si presenta, nella maggioranza dei casi, come quello di maggior gravità, soprattutto allorquando siano presenti rilasci di sostanze inquinanti mobili. L esecuzione di una dettagliata valutazione del rischio estesa a tutte le sostanze chimiche comunque rinvenute su un area potenzialmente contaminata richiederebbe un processo di elaborazione dei dati molto oneroso, complicando inutilmente i risultati della valutazione. Si ritiene pertanto opportuno focalizzare lo studio sui contaminanti indice, ovvero su un gruppo di sostanze che si stima possano essere ritenute le responsabili dell impatto totale della sorgente inquinante, in termini di rischio tossico e cancerogeno. La scelta dei contaminanti indice del sito costituisce uno degli aspetti fondamentali di una metodica di valutazione del rischio, soprattutto quando la situazione di degrado nasce dalla contemporanea presenza di più specie chimiche. Generalmente la scelta tiene conto dei seguenti fattori: superamento della concentrazione limite accettabile definita dalla normativa vigente in una o più delle matrici interessate del fenomeno di inquinamento; superamento dei valori di fondo naturali; presenza, in una o più delle matrici ambientali, di sostanze direttamente collegabili all attività svolta sul sito; livello di tossicità; grado di mobilità e persistenza. La costruzione del modello concettuale richiede la raccolta e l analisi di tutti i dati e gli studi disponibili per la discarica e nel caso siano necessarie la programmazione di piani di monitoraggio ed investigazione specifici. Nel caso della discarica in esame si sono reperite le seguenti fonti: 17 di 155

18 Studi e relazioni allegati alla Autorizzazione Ambientale Integrata ex D.Lgs. 59/2005 e L.R. 21/2004 relativa all impianto di Discarica in Località Tessello, Vallata Rio della Busca in comune di Cesena (Anno 2006); Studi e relazioni predisposti in seno alla procedura di VIA per il progetto di completamento della discarica (conclusasi positivamente con DGP Provincia di Forlì-Cesena n. 263/43376 del 10/06/2003). IPOTESI CONSERVATIVA Il modello concettuale MCS che verrà sviluppato per la discarica Herambiente Tessello 2 fa riferimento alle condizioni maggiormente conservative determinate dalla geometria della discarica e dalle caratteristiche delle emissioni (percolato e biogas). Per quanto concerne la geometria e volume della discarica si prende in esame la condizione di massimo sfruttamento del sito mentre per le caratteristiche chimiche delle emissioni si ipotizza che lo stato di coltivazione attuale della discarica determini emissioni di percolato e biogas con concentrazioni che sono da ritenersi altamente conservative rispetto all intero ciclo di vita dell impianto. Sebbene si proceda in valutazioni modellistiche di dettaglio in grado di prevedere l andamento delle concentrazioni nel tempo nei media ambientali interessati (aria, suolo, falda) si procede, conformemente ai criteri ISPRA, nella stima dei parametri in ingresso alla procedura di AR utilizzando un unico valore, così come richiesto dalle analisi di TIER II, corrispondente al valore massimo o minimo che rende l analisi di rischio maggiormente conservativo, ad es. valori massimi di concentrazione contaminanti o valori minimi delle velocità di biodegradazione. In questo modo l analisi di rischio risulta essere maggiormente conservativa rispetto all ipotesi di utilizzo delle metodologie probabilistiche descritte in Appendice H dalla linea guida ISPRA (ISPRA 2008). B.1.1 Inquadramento territoriale dell area di interesse Il sito rappresentato dalla discarica Herambiente SpA TESSELLO 2 oggetto dello studio di AR è localizzato nella zona alta della vallata del Rio della Busca nella vallecola calanchiva denominata Tessello 2. Si tratta di una modesta vallecola che si sviluppa tra i 150 e 260 metri s.l.m., avente direzione media est-ovest. La vallecola è incisa nelle marne argillose del Messiniano, difatti i versanti presentano questo materiale praticamente in affioramento. 18 di 155

19 Il sito destinato a discarica è completamente disabitato, l utilizzazione del suolo nell intera area circostante è il pascolo, il seminativo semplice e il bosco, nelle aree circostanti sono presenti alcuni allevamenti avicoli e suinicoli, ubicati rispettivamente lungo la strada provinciale Piani ed in prossimità della vicinale Pianazze. Nella vallecola gravita esclusivamente l acqua meteorica che cade sul sito, inoltre non esistono nel rio della Busca pozzi di uso pubblico o privato, né altri punti di prelievo per acque destinate all uso idropotabile. La viabilità di accesso alla discarica si sviluppa partendo dallo svincolo di S. Carlo della la E45 lungo le strade comunali via San Mamante e via Rio della Busca fino alla viabilità di accesso alla discarica. Si riporta nella Figura 4 la localizzazione della discarica rispetto agli abitati di San Carlo e Formignano. Figura 4 Localizzazione sito della discarica Herambiente TESSELLO 2 La capacità complessiva autorizzata della discarica di Tessello è pari a mc, il presente progetto di ampliamento prevede un incremento di volumetria fino ad un volume complessivo di mc, con un incremento netto della volumetria utile pari a mc. 19 di 155

20 Figura 5 Sezione Tipo discarica TESSELLO 2 La previsione di utilizzo della discarica, fino alla chiusura, deve necessariamente portare in conto l utilizzo dei volumi in termini di potenzialità reale, quantificando l impiego dell impianto nel tempo in funzione delle quantità che saranno smaltite, calcolate tenendo conto dell indice di utilizzo finale. Partendo dalle quantità di rifiuto già smaltite e dai programmi di smaltimento indicati da Herambiente S.p.A, si espone di seguito la previsione di utilizzo in termini temporali. Anno Previsione ton/anno da smaltire Previsione ton abbancate Tabella 1 Piano di conferimento discarica Herambiente TESSELLO 2 20 di 155

21 IPOTESI CONSERVATIVA Ai fini della procedura di Analisi di Rischio si ipotizza la sorgente discarica TESSELLO 2 caratterizzata da una estensione geometrica (superficie e volume) corrispondente alla condizione completamente esaurita (Scenario 2015) e da emissioni (biogas e percolato) caratterizzate da parametri chimico-fisici scelti tra i più conservativi sulla base delle seguenti fonti: Analisi chimico-fisiche del percolato per il periodo ; Analisi chimico fisiche del biogas anno 2006; Valori di concentrazione per i contaminanti presenti nel percolato pari alle deroghe richieste; Valori di concentrazione di cui alla Tabella 5 del DM 27/09/2010 per i contaminanti presenti nel percolato per i quali si non si richiedono deroghe e qualora superiori ai valori desunti dalle analisi chimico-fisiche. Secondo l ipotesi descritta la sorgente primaria di rischio (discarica) risulta sicuramente caratterizzata in modo conservativo per i parametri geometrici, mentre per quanto riguarda l entità delle emissioni, in particolare i valori delle concentrazioni dei contaminanti nel percolato, questi sono rappresentativi di un PERCOLATO VIRTUALE determinato in modo tale da presentare concentrazioni che possono essere assunte quale limite ragionevolmente non superabile nel percolato reale. Per completare l inquadramento territoriale si riporta la carta dell uso del suolo 21 di 155

22 Figura 6 Carta uso reale del suolo L'idrografia superficiale del territorio in esame, il cui pattern è evidente nella carta idrologica in scala 1:5.000 (Figura 6), è strettamente legata al regime delle precipitazioni. Data la scarsa permeabilità della quasi totalità dei terreni affioranti, nella zona non sussistono acquiferi sotterranei in grado di alimentare sorgenti permanenti o temporanee significative. Ne consegue il carattere torrentizio del rio della Busca, il cui il deflusso praticamente si annulla alla fine dei periodi estivi, malgrado venga alimentato dal drenaggio della falda freatica presente entro gli accumuli di "rosticcio", solcati nella parte alta del bacino, e nei modesti sedimenti alluvionali terrazzati o di fondovalle presenti. 22 di 155

23 Figura 7 Carta idrografica B.1.2 Caratterizzazione della Sorgente (discarica) di Contaminazione Nell ambito dell analisi di rischio occorre distinguere tra sorgente primaria, ovvero l elemento che determina il rilascio (discarica, serbatoio), e la sorgente secondaria ovvero il comparto ambientale oggetto della contaminazione (insaturo, saturo, aria, etc.). In accordo con gli standard internazionali l analisi di rischio va applicata caratterizzando esclusivamente la sorgente secondaria pertanto tutti i parametri della sorgente si riferiscono al comparto ambientale soggetto alla contaminazione. Tuttavia nel caso specifico delle discariche occorre per potere caratterizzare i parametri dei media ambientali interessati, in questo caso suolo profondo e falda acquifera, occorre disporre di dettagliate informazioni circa la sorgente primaria ovvero la discarica. Per una caratterizzazione dettagliata della discarica Herambiente TESSELLO 2 si rimanda ai documenti consegnati in seno alle procedure di VIA (per il progetto di completamento della discarica) e di Domanda di AIA (rilasciata con DGP Provincia di Forlì-Cesena n. 506/93103 del 19/12/2006) già in possesso delle autorità competenti in materia dove di riportano i seguenti elementi fondamentali: Storia della discarica; 23 di 155

24 Tipologie e caratteristiche dei rifiuti; Caratteristiche costruttive degli impianti e dei sistemi tecnologici. Di seguito si procede invece nella caratterizzazione degli elementi fondamentali per l AR che riguardano la sorgente discarica. L analisi di rischio di secondo livello per la discarica in esame viene condotta ipotizzando come sorgenti secondarie il rilascio di percolato nel sottosuolo e l emissione di biogas in atmosfera prodotto dalla sorgente primaria discarica. Nella Figura 8 si riporta la schematizzazione del MCS relativo alla presenza di una sorgente di contaminazione nel suolo profondo. Figura 8 Modello Concettuale MCS Tutti gli elementi geometrici e fisici del modello concettuale verranno di seguito discussi. B Caratteristiche geometriche discarica La caratterizzazione geometrica e dei volumi é di fondamentale importanza per le analisi successive relative al bilancio idrologico della discarica e alla modellizzazione della dispersione degli inquinanti nell acquifero. La discarica TESSELLO 2 viene caratterizzata nella condizione maggiormente conservativa ipotizzando lo scenario di conferimento dell anno 2015, dove si prevede l esaurimento volumetrico del sito. Per una descrizione dettagliata della geometria della discarica si rimanda alle tavole di progetto, sezione longitudinale e trasversale. 24 di 155

25 Il leggero aumento della lunghezza del fondo della discarica previsto dal progetto di ampliamento (da 370 m a 390 m) non determina un aumento della superficie della potenziale sorgente di rilascio a contatto con la potenziale falda acquifera. Infatti l'ampliamento del fondo discarica interessa la parte più a monte dove non è presente la falda acquifera. La superficie di potenziale rilascio considerata nella versione 2010 prevedeva una sorgente rettangolare che risultava molto conservativa rispetto alle reali condizioni dove si presuppone la presenza di una falda esclusivamente al piede della discarica. La superficie del fondo della discarica viene descritta utilizzando le medesime ipotesi del 2010 mediante un rettangolo con le dimensioni dei lati corrispondenti alla massima lunghezza (370 m) ed alla massima larghezza (300m). Figura 9 Planimetria fondo discarica 25 di 155

26 Figura 10 Sezione Longitudinale Figura 11 Sezione trasversale IPOTESI CONSERVATIVA La sorgente primaria discarica nelle condizioni di ampliamento viene semplificata mediante un rettangolo di estensione 370X300 m con superficie pari a 11,1. La discarica costituisce la sorgente primaria di emissione e rilascio dei contaminanti nell ambiente, la sua estensione superficiale e volumetrica è utile per la stima quantitativa dei rilasci (sorgenti secondarie) di percolato e biogas. 26 di 155

27 B Tipologia e caratteristiche dei rifiuti La discarica per rifiuti non pericolosi TESSELLO 2 viene esercita in virtù dell Autorizzazione Integrata Ambientale rilasciata dalla Provincia di Forlì-Cesena con Delibera prot.n /06 del 19/12/2006 e s.m.i.. Il presente progetto prevede di portare la coltivazione di una discarica per rifiuti non pericolosi ad un volume complessivo utile di mc. I rifiuti conferibili sono rifiuti urbani e speciali non pericolosi individuati da specifici Codici C.E.R. appartenenti ai Capitoli 02, 03, 04, 07, 08, 09, 10, 12, 15, 16, 17, 18, 19 e 20. Sono inoltre ammessi, per operazioni di copertura giornaliera dei rifiuti (operazione di recupero), compost fuori specifica (190503) e residui della pulizia stradale (200303), per un quantitativo massimo del 20% rispetto ai rifiuti urbani conferiti annualmente. Per determinati rifiuti, individuati sia tramite il C.E.R. che per provenienza, è ammesso il conferimento in discarica senza preventiva caratterizzazione analitica o con modalità di caratterizzazione ridotte rispetto a quelle generalmente previste. Tali rifiuti sono i rifiuti inerti di cui alla Tabella 1 del DM 03/08/2005, fanghi biologici, residui di sgrigliatura primaria e rifiuti da dissabbiatura provenienti dal ciclo di depurazione delle acque reflue urbane svolto in impianti Hera ed il sovvallo (191212) proveniente dall impianto di selezione sito presso l inceneritore di Forlì. Con Delibera prot /07 del 22/05/2007 la Provincia di Forlì-Cesena ha modificato l Autorizzazione Integrata Ambientale concedendo deroghe ai parametri di cui alla tabella 5, art. 6, del DM 03/08/2005. In particolare sono state concesse deroghe per i parametri Cloruri (4.500 mg/l), Solfati (6.000 mg/l) e DOC (240 mg/l) per determinate tipologie di rifiuti tra quelli autorizzati. B Caratterizzazione delle Emissioni (Percolato e Biogas) Come noto le principali emissioni della sorgente discarica sono il percolato ed il biogas, che sono definiti come sorgenti secondarie in quanto sono potenzialmente presenti in essi sostanze chimiche con effetti tossici e cancerogeni per l uomo e l ambiente. La determinazione delle quantità e caratteristiche chimico fisiche del percolato e del biogas prodotti dal corpo della discarica viene affrontato analizzando in dettaglio i numerosi dati a disposizione provenienti dai monitoraggi ed analisi condotte periodicamente dal gestore sul sito della discarica. 27 di 155

28 B Stima Produzione del Percolato -Bilancio Idrologico col software HELP Le linee guida ISPRA indicano per la stima delle portate di percolato in uscita dalla discarica una metodologia basata sul bilancio idrologico secondo l equazione 4.15 (pag 79) L prod = I ef + U r + U RSU L f vap - b Dove: L prod è la quantità di percolato prodotto all interno della discarica; I ef è l infiltrazione efficace che entra nella discarica; U r è la variazione del contenuto di umidità dei ricoprimenti intermedi presenti tra i rifiuti abbancati; U RSU è la variazione del contenuto di umidità dei rifiuti; Lf è la quantità di percolato che fuoriesce dal fondo della discarica; vap rappresenta le perdite di umidità dei rifiuti sotto forma di vapore; b è il consumo di acqua dovuto ai processi biologici di trasformazione della materia organica presente nel rifiuto. Simulare il bilancio idrologico del corpo di una discarica controllata è però operazione quanto mai complessa a causa dell incertezza esistente su quasi tutte le componenti di tale bilancio. In particolare, è estremamente difficile caratterizzare le proprietà idrologiche del corpo discarica, come ad es. la porosità e la conducibilità idraulica in condizioni di parziale saturazione. In letteratura sono disponibili vari esempi di approccio al bilancio idrologico di una discarica; ad oggi uno fra i più diffusi e condivisi, nonché completi nel considerare i diversi aspetti del ciclo dell acqua attorno alla discarica, è implementato nel software HELP 3.07 (Hydrologic Evaluation of Landfill Performance, Schroeder et al., 1994a, b)1. 1 Schroeder, P. R., Dozier, T.S., Zappi, P. A., McEnroe, B. M., Sjostrom, J.W., and Peyton, R. L. (1994). "The hydrologic Evaluation of Landfill Performance (HELP) Model: Engineering Documentation for Version 3," EPA/600/R-94/168b, September 1994, U.S. Environmental Protection Agency Office of Research and Development, Washington, DC., 1994a Schroeder, P. R., Aziz, N. M., Lloyd, C. M. and Zappi, P. A. (1994). "The Hydrologic Evaluation of Landfill performance (HELP) Model: User s Guide for Version 3," EPA/600/R-94/168a, September 1994, U.S.Environmental Protection Agency Office of Research and Development, Washington, DC., 1994b 28 di 155

29 Questo modello svolge un bilancio idrologico del corpo discarica a passo giornaliero, considerando virtualmente tutti i fenomeni di rilievo ai fini della formazione del percolato, e cioè: precipitazione (piogga e neve) evapotraspirazione (valutata con la formula di Penman), tenendo conto del ciclo vegetativo della copertura della discarica runoff (valutato con il metodo del SCS Curve Number, corretto con accorgimenti che tengono conto della pendenza della superficie della discarica e della distanza fra i collettori delle acque meteoriche) infiltrazione tanto in campo saturo, quanto a saturazione variabile descrivendo il comportamento idrologico delle diverse componenti della discarica mediante le curve tensiometriche di Brooks-Corey e la curva di conducibilità idraulica relativa di Campbell) drenaggio laterale del percolato negli strati appositamente progettati a tale scopo formazione di un battente idraulico sopra gli strati poco permeabili di suolo e sui manti artificiali (geomembrane) diffusione in fase vapore e percolazione attraverso difetti dei manti artificiali dovuti alla posa e a imperfezioni di fabbrica. La quantità di infiltrato verso la falda è valutata nelle ipotesi di lavoro del modello riguardo ai meccanismi di superamento delle barriere di fondo (rotture e diffusione in fase vapore), che verranno descritte in maggiore dettaglio nel seguito a proposito delle valutazioni speditive del percolato condotte. I dettagli inerenti gli algoritmi impiegati, i dati di default e le limitazioni e opportunità di impiego del modello possono essere reperiti nella documentazione tecnica citata. l modello è stato ampiamente testato ed è considerato uno standard di riferimento negli USA. Per utilizzarlo è necessario specificare le grandezze inerenti la meteorologia, idrologia, caratteristiche del ciclo vegetativo, e caratteristiche stratigrafico/strutturali della discarica. Una significativa limitazione del modello è quella di riferirsi a una condizione stazionaria della struttura della discarica, che lo rende particolarmente adatto per la gestione post-operativa ma non per quella operativa di tali impianti. 29 di 155

30 L utilità di un modello come HELP è soprattutto nella simulazione del comportamento idrologico della discarica nel lungo periodo, alcuni anni o decine di anni, in cui si manifestano o possono manifestarsi fenomeni di saturazione e formazione di battenti persistenti sugli strati impermeabili, e la creazione di condizioni tali per cui siano plausibili i meccanismi, peraltro corrispondenti a ipotesi cautelative, di efflusso di percolato attraverso gli strati impermeabili e i manti artificiali che il modello considera. L output del modello è costituito dalle diverse voci del bilancio idrologico, ovvero dai flussi ed accumuli nei diversi strati della discarica, riferiti ai diversi passi temporali che l utente decide di simulare. Al livello al quale il modello viene utilizzato nella presente applicazione, che corrisponde al planning level descritto in Schroeder et al., 1994b, non è importante la caratterizzazione di dettaglio dei materiali di discarica, che peraltro richiederebbe costose e lunghe valutazioni sul campo, quanto la produzione di scenari rappresentativi. L interesse è cioè nel calcolare condizioni cautelative, ma plausibili in base alle ipotesi di lavoro del modello HELP, di formazione del percolato nel corpo discarica e di conseguenza di possibile loading di inquinanti alla falda. Pertanto, il modo che si è ritenuto più appropriato per utilizzarlo è quello di produrre una simulazione su un orizzonte temporale molto lungo (100 anni). Dati meteoclimatici Per quanto riguarda i dati meteoclimatici relativi al sito in esame, non è stato possibile reperire serie storiche che consentissero valutazioni riferita ad un orizzonte temporale quale quello della simulazione in oggetto (centennale); si è a questo punto preferito ricorrere a una serie di precipitazione, temperatura e radiazione solare generata sinteticamente. All interno del software HELP vers (la versione qui impiegata) è compreso un generatore sintetico dei dati meteo necessari alla simulazione; benché tale simulatore sia calibrato per gli USA, è possibile forzare il generatore a riprodurre parametri medi mensili specificati dall utente e pertanto è possibile adattarlo a riprodurre serie climatologiche in prima approssimazione accettabili per la realtà oggetto di studio. Si è pertanto proceduto individuando, fra le situazioni standard degli USA per le quali il simulatore climatologico è stato calibrato, una situazione che mostrasse una distribuzione delle 30 di 155

31 temperature e delle piogge simile a quella attesa nel sito di interesse, e affinando successivamente i valori di temperatura media e precipitazione totale mensili con i valori definiti che corrispondessero allo stesso sito in base ai dati disponibili. La serie storica utilizzata raccoglie i dati di pioggia e di temperatura su scala giornaliera registrati dalla stazione interna al sito della discarica (distante pochi chilometri dalla discarica in esame), e comprendenti il periodo dal gennaio 2005 al gennaio 2007; tali dati sono stati mediati su scala mensile, come richiesto dal software e sono riassunti nella tabella seguente. Per la generazione di una serie di radiazione solare viene specificata soltanto la latitudine del sito, che è assunta pari a N. 30 C 25 prec (mm) temp ( C) 180 mm gen feb mar apr mag giu lug ago set ott nov dic 0 Figura 12 dati meteoclimatici stazione meteo La scelta di un tale approccio è del resto da motivare non solo in relazione alla scarsità, e scarsa rappresentatività nel lungo periodo, dei dati locali disponibili come precedentemente mostrato, ma anche alle incertezze sui trend climatici in atto, rimanendo sconsigliabile comunque - al presente livello di indagine- avviare ulteriori complesse e costose valutazioni sulla climatologia. 31 di 155

32 Analisi di sensitività Oltre alla semplificazione ora detta sui dati climatologici, che ha consentito di ottenere rapidamente una lunga serie sintetica in prima approssimazione del tutto accettabile di pioggia, radiazione e temperatura, si è deciso di considerare il corpo discarica come omogeneo e di simulare esplicitamente solo gli strati drenanti corrispondenti al sistema di raccolta del percolato e all impermeabilizzazione, oltre ai manti artificiali presenti. Per la presente applicazione si è quindi sviluppata una sensitivity analysis volta ad individuare, nel range plausibile per i vari parametri che controllano la simulazione, i valori più critici al fine della formazione del percolato. Il principale aspetto che può influenzare i risultati della simulazione, e sul quale esiste una notevole incertezza, è il comportamento del materiale di riempimento della discarica. Questo dipende da una molteplicità di variabili quali ad es. le caratteristiche merceologiche, il grado di compattazione, la cassazione granulometrica ecc. del rifiuto e del materiale di riempimento, ed tali variabili sono molto difficili da definire a priori, anche in relazione alla forte dispersione dei valori che si riscontra in letteratura. Per affrontare correttamente l incertezza associata a tale aspetto, si è proceduto ad una analisi di sensitività rispetto a ciascuno dei parametri che caratterizzano, dal punto di vista del modello HELP, il materiale di riempimento. La funzione obiettivo di cui si è verificata la sensitività a ciascun parametro è il risultato di output del modello di maggiore interesse, ovvero il battente idrico che si forma sulla sommità della barriera di fondo discarica. Con semplici considerazioni sulla struttura dell explanans di HELP 3.07, si è ritenuto che i principali parametri di cui valutare l effetto fossero la conducibilità idraulica dell ammasso e la capacità di campo del medesimo (ovvero il contenuto di umidità che corrisponde all innesco della percolazione anche se a saturazione non completa). Inoltre si è proceduto a valutare la sensitività del modello anche al parametro di lunghezza del drenaggio (distanza media fra collettori di drenaggio). 32 di 155

33 La tabella seguente riporta i risultati dell analisi di sensitività condotta. Tabella 2 analisi di sensitività del modello HELP Configurazione di base assunta a riferimento: ammasso di rifiuti di spessore 17,5 m, K = cm/s, capacità di campo = 0.073, punto di appassimento = 0.019, lunghezza di drenaggio di 30 m, sistema di protezione di fondo costituito da sabbia drenante (20 cm), manto HDPE 2,5 mm, argilla K=10E-8 m/s spess. 1 m percolazione attraverso la barriera minerale (mm) D=50 m: tirante di percolato sul manto HDPE, mm 0.65± ±27.8 D=10 m: percolazione attraverso la barriera minerale (mm) Sensitività alla lunghezza del drenaggio D (m) D= 10 m: tirante di D=50 m: percolazione percolato sul manto attraverso la barriera HDPE, mm minerale (mm) D=50 m: tirante di percolato sul manto HDPE, mm 0.23± ± ± ±138.5 K=10E-5 cm/s: percolazione attraverso la barriera minerale (mm) CC=0.16: percolazione attraverso la barriera minerale (mm) Sensitività alla conducibilità idraulica K=10E-5 m/s: tirante di percolato sul manto HDPE, mm K=10E-3 cm/s: percolazione attraverso la barriera minerale (mm) K=10E-3 cm/s: tirante di percolato sul manto HDPE, mm 1.86± ± ± ±22.9 Sensitività alla capacità di campo con K=10E-3 cm/s CC=0.16: tirante di CC=0.02: percolazione percolato sul manto attraverso la barriera HDPE, mm minerale (mm) CC=0.02: tirante di percolato sul manto HDPE, mm 1.67± ± ± ±92.6 L analisi di sensitività sopra riepilogata ha mostrato innanzitutto che il modello è piuttosto robusto al variare degli ordini di grandezza dei singoli parametri, con risposta lineare o quasi lineare. La lunghezza di drenaggio mostra un effetto di forte controllo sia dei tiranti di percolato sul fondo, sia conseguentemente (ed in modo lineare) sulla percolazione attraverso le barriere minerali. Una conducibilità idraulica più elevata porta poi a tiranti di percolato e a infiltrazioni inferiori. Analogo effetto mostra la capacità di campo. È stato peraltro riscontrato che l effetto sinergico di più parametri può portare a relativamente forti variazioni della risposta del modello anche in presenza di modeste variazioni su ciascun singolo parametro. Dati geometrici Per quanto riguarda i dati geometrici richiesti dal modello, sono state ricavate dalle planimetrie dell impianto le caratteristiche dei vari strati di abbancamento (spessore, permeabilità, capacità di campo, punto di appassimento), oltre alla lunghezza di drenaggio (semidistanza tra i dreni) 33 di 155

34 dell impianto di raccolta del percolato; ai fini conservativi, sono state evidenziate le condizioni più sfavorevoli al fine del drenaggio del percolato (es. la lunghezza di drenaggio è stata considerata ai fini del calcolo uniforme, e pari alla maggiore presente nell intero abbancamento). Il modello richiede che i dati geometrici vengano suddivisi al momento dell input in quattro macrocategorie, a seconda dei fenomeni di diffusione idraulica del liquido che in esso avvengono e delle equazioni che li governano; questi quattro layer sono rispettivamente: vertical percolation layer lateral drainage layer flexible membrane liner barrier soil liner Si rimanda al manuale di Help per una spiegazione dettagliata sulle differenze in termini di comportamento idraulico dei diversi layer; nella tabella seguente sono invece riassunti i dati geometrici di input per la modellazione effettuata, ricavati dalle sezioni fornite. Per la discarica Herambiente Tessello 2 sono stati simulati due scenari: scenario 1: copertura chiusura definitiva; scenario 2: copertura chiusura giornaliera. Le tabelle seguenti riassumono i dati geometrici nella forma richiesta come input del modello; sono stati modellati i vari strati componenti la sezione media della discarica. Lo sviluppo areale della discarica copre una superficie di circa 11,7 ettari SCENARIO 1 I rifiuti sono abbancati secondo strati della potenza massima di 5 metri, intervallati tra di loro da strati di ghiaia con la funzione di compattazione e drenaggio dei fluidi. Il dettaglio della copertura e dell impermeabilizzazione di fondo è stato ricavato dalle relazioni tecniche e dalle stratigrafie fornite. La sommità è stata considerata con una rada presenza erbosa ( poor stand of grass, secondo la definizione di HELP). Dato che la conformazione della discarica non consente una definizione univoca riguardante lo spessore complessivo da assegnare allo strato di rifiuto, è stata effettuata un analisi di sensitività 34 di 155

35 nella quale si è verificata l influenza dello spessore dello strato di rifiuto sulla formazione del battente di percolato al fondo della discarica. I risultati dall analisi sono riportati nella tabella seguente: battente N pacchetti [mm] Tabella 3: analisi di sensitività sulla conformazione geometrica della discarica IPOTESI CONSERVATIVA Come riportato nella Tabella 3, la situazione più sfavorevole, ai fini della formazione di percolato risulta essere quella relativa ad un singolo strato di rifiuto, seppur le differenze risultino essere minime; la configurazione relativa ad un unico pacchetto sarà quindi quella scelta per la modellazione. La tabella seguente riassume il dettaglio e le caratteristiche dei vari strati. Chiusura definitiva Terreno vegetale Spessore 100 Cm Porosità Vol/vol Capacità di campo Vol/vol Punto di appassimento Vol/vol Contenuto iniziale di acqua Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione Cm/s Sabbia Spessore 50 Cm Porosità Vol/vol Capacità di campo Vol/vol Punto di appassimento Vol/vol Contenuto iniziale di acqua Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione Cm/s Argilla limosa Spessore 50 Cm Porosità Vol/vol Capacità di campo Vol/vol Punto di appassimento Vol/vol Contenuto iniziale di acqua Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione Cm/s 35 di 155

36 Tessuto non tessuto Spessore 1 Cm Porosità 0 Vol/vol Capacità di campo 0 Vol/vol Punto di appassimento 0 Vol/vol Contenuto iniziale di acqua 0 Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione Cm/s Densità fori 1 Buchi/ha Difetti installazione 10 Buchi/ha Qualità buona Ghiaia Spessore 50 Cm Porosità Vol/vol Capacità di campo Vol/vol Punto di appassimento Vol/vol Contenuto iniziale di acqua Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione 0.30 Cm/s Rifiuto abbancato Spessore 500 Cm Porosità Vol/vol Capacità di campo Vol/vol Punto di appassimento Vol/vol Contenuto iniziale di acqua Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione Cm/s Ghiaia Spessore 80 Cm Porosità Vol/vol Capacità di campo Vol/vol Punto di appassimento Vol/vol Contenuto iniziale di acqua Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione 0.3 Cm/s Strato di drenaggio laterale Spessore 50 Cm Porosità Vol/vol Capacità di campo Vol/vol Punto di appassimento Vol/vol Contenuto iniziale di acqua Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione Cm/s pendenza 5.24 % Lunghezza di drenaggio 25 m Geomembrana in PEAD Spessore 0.2 Cm Porosità Vol/vol Capacità di campo Vol/vol Punto di appassimento Vol/vol Contenuto iniziale di acqua Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione Cm/s Densità fori 1 Buchi/ha 36 di 155

37 Difetti installazione 10 Buchi/ha Qualità buona Terreno sottostante Spessore 100 Cm Porosità Vol/vol Capacità di campo Vol/vol Punto di appassimento Vol/vol Contenuto iniziale di acqua Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione Cm/s Tabella 4 dati geometrici scenario 1 SCENARIO 2 Lo scenario 2 si riferisce alla situazione di chiusura giornaliera della discarica, cioè a coltivazione in corso. È stato simulato uno strato di rifiuto con una copertura sommitale costituita da terreno avente le caratteristiche di una argilla limosa (Silty Loam) senza presenza vegetale ( Bare ). È stata anche in questo caso effettuata l analisi di sensitività sullo spessore dello strato di rifiuto, al fine di individuare la situazione più sfavorevole riguardo alla variabile di interesse, la formazione di un battente di percolato sulla geomembrana al fondo della discarica. I risultati dell analisi sono riassunti nella tabella seguente. Spessore rifiuto [m] battente [mm] Tabella 5: analisi di sensitività sulla conformazione geometrica della discarica Per quanto riguarda lo scenario 2, è stato pertanto simulato uno strato dello spessore di 5 metri di rifiuto, coperto con uno strato di 20 cm di terreno spoglio. Chiusura giornaliera Terreno Spessore 20 Cm Porosità Vol/vol Capacità di campo Vol/vol 37 di 155

38 Punto di appassimento Vol/vol Contenuto iniziale di acqua Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione Cm/s Rifiuto abbancato Spessore 500 Cm Porosità Vol/vol Capacità di campo Vol/vol Punto di appassimento Vol/vol Contenuto iniziale di acqua Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione Cm/s Ghiaia Spessore 80 Cm Porosità Vol/vol Capacità di campo Vol/vol Punto di appassimento Vol/vol Contenuto iniziale di acqua Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione 0.3 Cm/s Strato di drenaggio laterale Spessore 50 Cm Porosità Vol/vol Capacità di campo Vol/vol Punto di appassimento Vol/vol Contenuto iniziale di acqua Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione Cm/s pendenza 5.24 % Lunghezza di drenaggio 25 m Geomembrana in PEAD Spessore 0.2 Cm Porosità Vol/vol Capacità di campo Vol/vol Punto di appassimento Vol/vol Contenuto iniziale di acqua Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione Cm/s Densità fori 1 Buchi/ha Difetti installazione 10 Buchi/ha Qualità buona Terreno sottostante Spessore 100 Cm Porosità Vol/vol Capacità di campo Vol/vol Punto di appassimento Vol/vol Contenuto iniziale di acqua Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione Cm/s Tabella 6 dati geometrici scenario 2 38 di 155

39 Risultati delle simulazioni Il modello HELP è stato quindi impiegato per produrre una stima della perdita media verso la falda in mm/anno e del tirante medio in mm sulla geomembrana al fondo della discarica, per entrambi gli scenari. Dal calcolo, svolto su serie meteoclimatiche sintetiche di 100 anni condizionate al rispetto dei parametri medi specifici del sito, si sono desunti i risultati riportati nella seguente tabella. Scenario 1 parametro valore medio dev st su 100 anni simulati su 100 anni simulati mm mm m 3 totali % precipitazione runoff evapotraspirazione percolato raccolto perdite attraverso l'impermeabilizzazione PEAD mm/anno livello di percolato sulla geomembrana mm variazione di contenuto d'acqua Tabella 7 risultati della simulazione con HELP 3.07 scenario 1 Nel grafico seguente è riassunta la distribuzione ponderale delle voci del bilancio idrologico relativa alla discarica in esame. Si nota come l impermeabilizzazione sia in grado di contenere alla perfezione il percolato prodotto, riducendo al minimo le perdite (meno di 0.04 mm/anno come valore medio risultante). Il tirante di percolato formatosi sulla geomembrana al fondo della discarica risulta su un ordine di circa 4 cm. Dal calcolo, fra l altro, è evidente che la discarica raggiunge uno stato stazionario, evidenziato dalla consistenza praticamente nulla delle variazioni di umidità. 39 di 155

40 Scenario 1 percolato raccolto, % perdite attraverso l'impermeabilizzazione, % runoff, % runoff evapotraspirazione percolato raccolto perdite attraverso l'impermeabilizzazione evapotraspirazione, % Figura 13 risultati della simulazione con HELP 3.07 scenario 1 Sono in seguito riportati i risultati riguardanti lo scenario n 2. parametro Scenario 2 valore medio dev st su 100 anni simulati su 100 anni simulati m 3 totali % mm mm precipitazione runoff evapotraspirazione percolato raccolto perdite attraverso l'impermeabilizzazione PEAD mm/anno livello di percolato sulla geomembrana variazione di contenuto d'acqua Tabella 8 risultati della simulazione con HELP 3.07 scenario 2 Nel grafico seguente è riassunta la distribuzione ponderale delle voci del bilancio idrologico relativa allo scenario in esame. 40 di 155

41 Scenario 2 perdite attraverso l'impermeabilizzazione, percolato raccolto, % % runoff, % runoff evapotraspirazione percolato raccolto perdite attraverso l'impermeabilizzazione evapotraspirazione, % Figura 14 risultati della simulazione con HELP 3.07 scenario 2 Come emerge dal confronto fra i risultati di Tabella 7 e Tabella 8, la situazione peggiore riguardo alla formazione del percolato ed alla perdita attraverso l impermeabilizzazione è quella riguardante lo scenario 1; a quest ultima si riferirà quindi lo studio sui fenomeni di perdita del percolato prodotto, riportata nel capitolo seguente. Fenomeni di perdita del percolato prodotto La simulazione condotta col software HELP sopra descritta ha permesso di ricavare i livelli del battente di percolato sul fondo della discarica ed una stima delle perdite dello stesso nel terreno sottostante. La perdita totale viene valutata dal modello come somma di tre fenomeni distinti, la perdita attraverso la geomembrana (ql1), la fuoriuscita attraverso i difetti di fabbricazione (ql2), e la perdita attraverso le usure in fase di installazione(ql3); per avere un analisi più dettagliata dell influenza di questi fenomeni complessi, è possibile effettuare un confronto con i risultati del modello ricorrendo ai modelli di efflusso proposti da Giroud e Bonaparte (1989, cit. in Schroeder, 41 di 155

42 1994 a, b), in modo da avere uno spettro di variabilità più ampio dei possibili efflussi di percolato dalla discarica in esame. Si sono a tal fine implementate le singole relazioni alla base del modello HELP per avere una descrizione più puntuale e stabilire così quale sia il fenomeno quantitativamente più rilevante, almeno come ordine di grandezza, data la complessità dei fenomeni coinvolti. A tal fine si è preso il dato del tirante idrico del percolato sulla geomembrana, ricavato dalla simulazione (Tabella 7), come input dei vari modelli di perdita ed è stata ipotizzata una condizione di contatto buono all interfaccia geomembrana-argilla. Di seguito sono riportati i risultati di questa analisi; per ulteriori dettagli si rinvia alle fonti bibliografiche citate, oppure allo User Manual di HELP. q L1 diffusione in fase vapore attraverso geomembrana intatta conducibilità idraulica equivalente della geomembrana, m/s 2E-15 tirante di percolato sulla geomembrana, m spessore della geomembrana, m perdite dalla geomembrana, m/anno E-06 q L2 diffusione attraverso difetti di fabbricazione numero di difetti, #/m conducibilità idr. strato sotto("controlling layer"), m/s 1.00E-09 tirante di percolato sulla geomembrana, m spessore controlling layer, m 1 area del difetto, m E-07 raggio del difetto nella geomembrana, m raggio dell'area di flusso interfacciale attorno al difetto, m buon contatto (eq. 162 eng.guide HELP 3.07) 4.61E-01 gradiente idraulico di calcolo buon contatto (eq. 162 eng.guide HELP 3.07) perdita (m/anno) buon contatto (eq. 162 eng.guide HELP 3.07) 1.85E-06 q L3 diffusione attraverso difetti di installazione numero di difetti, #/m conducibilità idr. strato sotto("controlling layer"), m/s 1.00E-09 tirante di percolato sulla geomembrana, m spessore controlling layer, m 1 area del difetto, m E-04 raggio del difetto nella geomembrana, m raggio dell'area di flusso interfacciale attorno al difetto, m buon contatto (eq. 162 eng.guide HELP 3.07) 5.87E-01 gradiente idraulico di calcolo buon contatto (eq. 162 eng.guide HELP 3.07) perdita (m/anno) buon contatto (eq. 162 eng.guide HELP 3.07) 3.01E-05 Tabella 9 calcolo perdite dell impermeabilizzazione 42 di 155

43 Nel grafico seguente è riportata la distribuzione ponderale dei tre fenomeni considerati; come è possibile notare, la perdita attraverso i difetti di installazione risulta essere il fenomeno più rilevante, mentre sono quasi trascurabili la perdita attraverso i difetti di fabbricazione e la diffusione in fase vapore attraverso la geomembrana, come è riassunto anche nella tabella seguente. diffusione in fase vapore 4.23% diffusione attraverso difetti di fabbricazione 5.55% diffusione attraverso difetti di installazione 90.22% Figura 15 distribuzione ponderale dei fenomeni di perdita considerati Conclusioni relative al bilancio idrologico Dalle simulazioni e valutazioni precedentemente riportate, si può assumere come condizione cautelativa per la verifica degli effetti sulla falda il seguente: tirante di percolato massimo che si forma sul fondo della discarica: o o circa 4 cm lo spessore di percolato sul fondo della discarica viene assunto come spessore dello strato di contaminazione del sottosuolo; 43 di 155

44 quantità massima infiltrata di percolato che attraversa la membrana in PEAD e viene a contatto con lo strato di argilla (spessore 1m) : o le perdite massime considerabili si aggirano sull ordine di m/anno; i rilasci di percolato nel sottosuolo sono per la maggior parte determinati dalla perdita attraverso i difetti di installazione della membrana impermeabilizzante in PEAD. B Stima Emissioni di Biogas in atmosfera La discarica Herambiente Tessello 2 è dotata di un sistema di captazione del biogas, per una sua dettagliata descrizione si rimanda alla documentazione di VIA ed AIA. La quantità di Biogas che sfuggendo al sistema di captazione viene rilasciata in atmosfera è stimata pari a 2.56 m 3 /m 2 -anno. La composizione del Biogas in termini di concentrazione viene riportata nel prossimo paragrafo. B Identificazione e caratterizzazione dei potenziali Chemical of Concerns (COCs) presenti nel percolato e nel biogas L identificazione dei Chemical of Concerns COCs rappresenta una fase cruciale dell approccio risk-based occorre infatti valutare tutti i potenziali composti chimici presenti nel sito contaminato che possono avere caratteristiche tossiche o cancerogene. Ai fini dell applicazione della metodologia HHRA si distinguono due classi di COCs sulla base delle proprietà tossicologiche: Sostanze Tossiche; Sostanze Cancerogene. Per quanto riguarda le sostanze tossiche va sottolineato che ciascun individuo può ben tollerare l esposizione in un intervallo che va da zero sino ad un valore finito di SOGLIA della dose assorbita senza subire danni alla salute. Il valore di SOGLIA dipende dal tipo di composto e varia da soggetto a soggetto a seconda della sensibilità. In generale si osserva come le sostanze tossiche (non vale per le cancerogene) non determinano nessun effetto se la loro concentrazione è inferiore ad un livello di soglia (NOEL No Observed Effect Level, LOAEL lowest observed adverse effect levels). 44 di 155

45 Un significato importante riveste invece l RfD (Reference Dose), che è la stima del livello di esposizione giornaliera per la popolazione umana che non comporta rischi apprezzabili, essa viene stimata mediante la seguente espressione: NOAEL LOAEL RfD( mg BW * day) = or kg UF * MF UF * MF Dove UF (Uncertainity Factor) ed MF (Modifying Factor) sono fattori di incertezza relativamente all estrapolazione dei dati dall animale all uomo ed alle incertezze legate agli studi tossicologici. Per quanto riguarda le sostanze cancerogene, si utilizza la classificazione USEPA basata su una metodologia a tre passi, sotto riportata, del grado di potenza cancerogena delle sostanze. Gruppo Descrizione Esempio A Cancerogeno per l uomo, con sufficiente evidenza da studi epidemiologici Benzene B1 o B2 Probabile cancerogeno per l uomo: B1 con limitate evidenze da studi epidemiologici; B2-con sufficiente evidenza da studi su animali e non adeguata Benzo(a)pirene evidenza o in assenza di dati da studi epidemiologici C Possibile cancerogeno per l uomo, con limitate evidenze da studi su animali in assenza di studi sull uomo PCE D Etilbenzene Non classificabile come cancerogeno per l uomo, in possesso Toluene di inadeguate evidenze sull uomo e sugli animali Xileni E Evidenze di non cancerogenicità per l uomo. Tabella 10 Classificazione cancerogenicità composti chimici Per le sostanze cancerogene, a differenza delle tossiche, non esiste una SOGLIA al di sotto della quale una esposizione anche prolungata non comporta effetti (avversi) sulla salute; in questo caso la relazione dose-effetto si manifesta a qualsiasi concentrazione. In pratica si può dire che non esiste una dose soglia; se la dose è maggiore di zero (anche piccolissima) allora vi è una risposta sulla salute dell organismo. La relazione dose-risposta non è facilmente ottenibile da studi epidemiologici sull uomo, mentre la si può ricavare da studi su roditori pianificati a tre dosaggi, il più elevato dei quali è la dose massima tollerabile dall animale. 45 di 155

46 La relazione dose-risposta si ottiene pertanto per estrapolazione dai risultati ottenuti da studi tossicologici sugli animali da cavia, dalle alte dosi somministrate alle basse dosi dell esposizione ambientale per l uomo. La scelta dei COCs nel caso in oggetto viene fatta analizzando lo storico delle analisi chimicofisiche dei campioni di percolato e biogas, in particolare si procede nella determinazione del valore della concentrazione iniziale CL0 per ciascuna delle specie chimiche presenti nel percolato. IPOTESI CONSERVATIVA La definizione del valore di concentrazione rappresentativo per il biogas per ciascun COC viene determinato scegliendo il valore massimo registrato nella serie storica di analisi chimiche. Per quanto riguarda il percolato viene invece definito un PERCOLATO VIRTUALE contenente COCs, individuati sulla base della serie storica di analisi chimiche, dei parametri richiesti in deroga e dei parametri previsti nella tabella 5 del DM 27/09/2010, in concentrazioni tali da costituire un limite ragionevolmente non superabile nel percolato reale. Tale PERCOLATO VIRTUALE viene quindi assunto quale marker con cui confrontare le caratteristiche del percolato reale: qualora la valutazione del rischio indichi come accettabili gli effetti connessi con il PERCOLATO VIRTUALE, il conferimento di rifiuti con caratteristiche tali da determinare un PERCOLATO REALE con concentrazioni non superiori a quelle del PERCOLATO VIRTUALE potrà essere considerato accettabile. Inoltre si ipotizza che il valore della concentrazione iniziale CL0 per ogni COC sia costante nel tempo trascurando la variazione temporale determinata dall attraversamento del corpo della discarica da parte del percolato (Linee guida ISPRA_1 pag 80-81). In particolare i dati relativi alle caratterizzazioni chimico-fisiche dei contaminanti fanno riferimento alle seguenti analisi: Analisi HERA/CSA Anno 1997/2010 del percolato; Analisi HERA/CSA Anno 2006 sul biogas. 46 di 155

47 La principale sorgente secondaria per una discarica di rifiuti è sicuramente rappresentata dalla produzione e rilascio del percolato nell ambiente. Si procede nella identificazione dei Chemical of Concerns COCs attraverso il confronto delle analisi chimiche con l elenco dei composti potenzialmente tossici e cancerogeni pubblicati dai diversi organismi internazionali. Nella Tabella 11 si riporta il confronto tra i valori delle concentrazioni presenti nel percolato con i valori delle Concentrazioni Soglia di Contaminazione (CSC Art. 240 Testo Unico Ambientale D.Lsg 152/2006 e successive modifiche) definiti per le falde acquifere nell Allegato V della parte quarta del decreto. Le CSC sono definite come concentrazioni di soglia per i media ambientali che rappresentano valori al di sopra dei quali occorre procede con una analisi di rischio ambientale. Analizzando la Tabella 11 si rileva come i composti chimici presenti nel percolato della discarica che hanno concentrazioni superiori ai CSC del D.lgs 152/06 e che possono pertanto essere considerati come COCs (Chemical of Concerns) per l AR, unitamente ad ulteriori parametri, sono i seguenti: Arsenico Cadmio Cromo Mercurio Nichel Rame Selenio Zinco Manganese Fenoli Boro Alluminio TPH - Aliph >C05-C06 TPH - Arom >C05-C07 47 di 155

48 Piombo Ferro Molibdeno Antimonio Bario Fluoruri Cianuri Ammoniaca Etilbenzene Stirene Xilene La conoscenza delle caratteristiche chimico-fisiche-tossicologiche dei COCs individuati é di fondamentale importanza al fine delle successive analisi sia di Destino e Trasporto (Fate and Trnsport) nei diversi media ambientali che per le quantificazione del rischio cancerogeno e del pericolo tossico. Per un dettaglio sulle caratteristiche chimico-fisiche e tossicologiche dei COCs selezionati si rimanda all appendice O del manuale ISPRA 2008 ed al database ISS/ISPELS ( In Allegato 1 si riportano i parametri chimico-fisici-tossicologici utilizzati per ciascun COCs. Nella tabella che segue si riportano i valori massimi delle concentrazioni dei COC presenti nel percolato nei periodi e e i limiti normativi vigenti. 48 di 155

49 U. M. Valore Valore Valore Limite CSC Parametro Max Max Max Rilevabilità D.lgs 152/ falda ph unità ph nd BOD5 mg/l nd COD mg/l nd Azoto ammoniacale (ione ammonio) mg/l nd TOC mg/l nd Cloruri (ione cloruro) mg/l nd Solidi sospesi totali (SST) mg/l nd Conducibilità elettrica a 20 C µs/cm nd Azoto totale (come N) mg/l nd Azoto nitrico (N) mg/l nd Fosforo totale (P) mg/l nd Ortofosfati (ione fosfato) mg/l nd Alcalinità totale (CaCO3) mg/l nd Solfuri (ione solfuro) mg/l nd Solfati (ione solfato) mg/l Arsenico mg/l Cadmio mg/l Cromo totale mg/l Cromo esavalente mg/l < Mercurio mg/l Nichel mg/l Piombo mg/l Rame mg/l Selenio mg/l Zinco mg/l Alluminio mg/l Boro mg/l Ferro mg/l Manganese mg/l Stagno mg/l nd Aldeidi alifatiche (H-CHO) mg/l nd Fenoli totali (C6H5OH) mg/l nd Idrocarburi totali I.R. mg/l Composti organici aromatici mg/l Composti organici azotati mg/l nd Composti organoalogenati totali mg/l nd Pesticidi fosforati mg/l nd 49 di 155

50 U. M. Valore Valore Valore Limite CSC Parametro Max Max Max Rilevabilità D.lgs 152/ falda Composti organici dello stagno mg/l nd Fenoli e clorofenoli mg/l molibdeno (mg/l) mg/l nd antimonio (mg/l) mg/l bario (mg/l) mg/l nd fluoruri (mg/l) mg/l cianuri (mg/l) mg/l Tabella 11 concentrazioni massime di inquinanti nel percolato e limiti CSC D.lgs 152/06 In aggiunta ai COCs precedentemente individuati, l analisi prevede valutazioni anche in merito alla presenza nel percolato di sostanze che non presentano effetti tossici e cancerogeni per la salute umana, quali Solfati, Cloruri, DOC e TDS. I valori dei COC rappresentativi nel percolato inseriti nel software RBCA toolkit V. 2.5 sono da intendersi espressi direttamente in mg/l anche se nella interfaccia del software calcolo è possibile inserire nell insaturo solo valori di contaminazione espressi in mg/kg. La conversione dei valori di concentrazione dei COC in mg/l avviene nel software attraverso la moltiplicazione dei relativi fattori di diluizione per l insaturo (Leaching Factor) espressi in (mg/l)/(mg/kg) come indicato nella tabella che segue. Si riportano di seguito i valori assunti nel PERCOLATO VIRTUALE che, secondo quanto già indicato in precedenza, sono da ritenersi quali limiti massimi ragionevolmente non superabili dalle concentrazioni di sostanze nel percolato reale, costituendo pertanto marker per il controllo indiretto del possibile rischio indotto dalla discarica per la salute umana e per l ambiente. COC Conc. Percolato Virt. mg/kg LF (mg/l)/(mg/kg) Conc. Virt. mg/l Sulla tavola d acqua POE1 Arsenic E-05 Cadmium E-04 Chromium (III) E-04 Mercury E-06 Nickel E-04 2 CSC in falda per il 2,4,6 Triclorofenolo ritenuto conservativamente il composto rappresentativo 50 di 155

51 Copper E-03 Selenium E-04 Zinc E-03 Manganese E-03 Fenoli e Clorofenoli E-04 Boro* E-03 Alluminio* E-03 TPH - Aliph >C05-C E-03 TPH - Arom >C05-C E-03 Piombo* E-04 FERRO E-03 Molybdenum E-04 Antimony E-04 Barium E-03 Fluorine (soluble fluoride) E-03 Cyanide E-04 SOLFATI E-01 CLORURI E-01 DOC E-01 TDS E-01 Tabella 12 conversione concentrazioni da mg/kg (software RBCA ToolKit V 2.5) in mg/l L altra potenziale sorgente secondaria presente nella discarica Herambiente Tessello 2 è rappresentata dal rilascio in atmosfera del biogas. La produzione del biogas è soggetta a monitoraggi mensili che prevedono l analisi dei principali parametri chimico-fisico riportati in Tabella 13. Il Piano di monitoraggio della discarica (Punto 5 Allegato 2 del D.lgs 36/2003), presentato insieme alla domanda di Autorizzazione Ambientale Integrata, prevede analisi chimicho-fisiche del biogas con cadenza mensile. I parametri che vengono analizzati periodicamente riguardano la determinazione delle concentrazioni di microinquinanti di origine organica presenti nel gas, tali analisi si rendono necessarie al fine di monitorare e gestire il problema dell odore per i recettori vicini. In Tabella 13 sono elencati i parametri fisico-chimici monitorati per il biogas. 51 di 155

52 Parametro U. M. Parametro U. M. Parametro U. M. Materiale particellare totale mg/nm³ Acetone mg/nm³ p-cimene mg/nm³ Metano (CH4) % v/v Alchilbenzeni mg/nm³ Stirene mg/nm³ Ossigeno (O2) % v/v alfa-pinene mg/nm³ Tetracloroetene mg/nm³ Anidride carbonica (CO2) % v/v alfa-terpineolo mg/nm³ Toluene mg/nm³ Azoto (N2) % v/v Benzene mg/nm³ Tricloroetene mg/nm³ Idrogeno (H2) % v/v beta-pinene mg/nm³ Triclorofluoroetano mg/nm³ Acido solfidrico % v/v beta-terpinene mg/nm³ Xileni mg/nm³ Ossidi di zolfo (espressi come SO2) mg/nm³ Canfene mg/nm³ Ammoniaca mg/nm³ Cicloesanolo mg/nm³ Composti inorganici del cloro (HCl) Composti inorganici del fluoro (HF) mg/nm³ Cicloesanone mg/nm³ Cineolo mg/nm³ mg/nm³ 1,2-Dicloroetano mg/nm³ Cloroetene mg/nm³ 1,2-Dicloropropano mg/nm³ Cloruro di vinile monomero mg/nm³ 1-Butanolo mg/nm³ delta-3-carene mg/nm³ 1-Cloro-1-fluoroetano mg/nm³ Diclorofluorometano mg/nm³ 1-Esanolo mg/nm³ Etanolo mg/nm³ 1-Etossi-2-propanolo mg/nm³ Etilacetato mg/nm³ 1-Metossi-2-propanolo mg/nm³ Etilbenzene mg/nm³ 1-Pentanolo mg/nm³ Idrocarburi alifatici fino a C10 mg/nm³ 1-Propossi-2-propanolo mg/nm³ Isobutailacetato mg/nm³ 2-(2-Butossi)etanolo mg/nm³ Limonene mg/nm³ 2-Butanolo mg/nm³ Metilisobutilchetone mg/nm³ 2- Butanone mg/nm³ n-butilacetato mg/nm³ 2-Esanolo mg/nm³ n-propilacetato mg/nm³ 2-Pentanolo mg/nm³ o-cimene mg/nm³ 2-Pentanone mg/nm³ 2-Propanolo mg/nm³ 3-metil-1-butanolo mg/nm³ 4-Metil-2-pentanolo mg/nm³ Tabella 13 parametri chimico-fisici monitorati per il Biogas Composti organici del cloro (come HCl) Composti organici del fluoro (come HF) Composti organici dello zolfo (come H2S) Potere calorifico inferiore a 0 C Somma cloro totale Somma fluoro totale Somma zolfo totale Somma SOV non alogenate e non solforate Calcolo nota 1 Calcolo nota 1 Calcolo nota 1 kj/m³ Calcolo nota 1 Calcolo nota 1 Calcolo nota 1 Calcolo nota 1 La verifica della presenza di potenziali COCs associati alla emissione e rilascio in atmosfera di biogas che sfugge ai sistemi di captazione, avviene confrontando le analisi chimiche con i valori delle concentrazioni limite CREL (Chronic Inhalation REL) per le sostanze tossiche e le UR (Unit 52 di 155

53 Risk) per le sostanze cancerogene definite dall agenzia californiana per la protezione dell ambiente (Office of Health Hazard Environmental Assessment). I composti chimici rilevati nelle analisi di biogas della discarica Tessello 2 e presenti nell elenco CREL di OEHHEA e quindi aventi potenzialmente effetti tossici e cancerogeni nel caso di inalazione sono i seguenti: Ammoniaca Etilbenzene Stirene Xyleni Si osserva come essi siano tutti inquinanti con effetti potenzialmente tossici e non cancerogeni. Nella tabella che segue si riporta il confronto tra i valori massimi rilevati ed i limiti per gli inquinanti con effetti tossici e/o cancerogeni. Parmetro U. M. Max Min Media Chronic Inhalation REL (µg/m3) Ammoniaca mg/nm³ Etilbenzene mg/nm³ Stirene mg/nm³ Xileni mg/nm³ Tabella 14 Confronto tra i COCs del biogas e gli standard internazionali UR (µg/m3) Confrontando i valori di concentrazione dei composti chimici individuati come potenziali COCs e i limiti definiti da OEHHA per l inalazione cronica si rileva il superamento per tutti i composti. Pertanto si procede nella presente analisi di rischio per la discarica Herambiente Tessello 2 nella valutazione del pericolo tossico e del rischio cancerogeno associato alla inalazione di Ammoniaca, Etilbenzene, Stirene e Xileni emessi con il biogas di discarica. IPOTESI CONSERVATIVA I valori di concentrazione dei COCs individuati nel biogas vengono assunti pari ai valori massimi rilevati durante le campagne di monitoraggio. 53 di 155

54 B.1.3 Caratterizzazione dei Media Ambientali In questa fase della formulazione del modello concettuale si descrivono i media ambientali interessati, sia direttamente che indirettamente, dal rilascio delle sorgenti definite al punto precedente. La caratterizzazione dei media ambientali si rende necessaria per potere procedere nelle valutazioni modellistiche di Fate & Transport delle sostanze nell ambiente. In generale nel caso di una discarica i media ambientali interessati dalla contaminazione sono il suolo (suolo superficiale e profondo), l acquifero (zona satura) e l atmosfera (indoor ed outdoor). Analizzando le emissioni di percolato e biogas rilasciate dalla discarica Herambiente Tessello 2 in relazione al contesto territoriale in cui la discarica è collocata si procede nella descrizione e caratterizzazione dei seguenti media ambientali potenzialmente interessati dalla contaminazione: - Zona insatura di terreno al di sotto del corpo discarica; - Zona satura acquifero; - Corpo idrico superficiale (Rio Busca); - Atmosfera. Per ciascun media ambientale coinvolto vengono descritti di seguito tutti i parametri necessari per il calcolo dei fattori di trasporto e quindi stimare le concentrazioni dei COCs in corrispondenza dei punti di esposizione POE dove sono localizzati i bersagli/recettori. B Zona Insatura La scelta dei valori rappresentativi per ciascun parametro caratteristico della zona insatura viene condotta coerentemente con la procedura definita nel paragrafo 3.1 delle linee guida ISPRA Criteri metodologici per l'applicazione dell'analisi assoluta di rischio alle discariche (ISPRA 2005). Nella Tabella 15 del documento ISPRA sono elencati i parametri necessari per la caratterizzazione della zona insatura. 54 di 155

55 55 di 155

56 Tabella 15 parametri per la caratterizzazione dell insaturo Si procede di seguito nella definizione di ciascun parametro e nella sua caratterizzazione analizzando i dati sito specifici a disposizione per la discarica Herambiente Tessello 2. Granulometria del terreno La granulometria del terreno non entra direttamente nelle equazioni utili per il calcolo dei fattori di trasporto. Nonostante ciò, la sua determinazione risulta spesso utile, per stimare i valori di molte delle proprietà fisiche del suolo saturo e insaturo. 56 di 155

57 Nel caso dell insaturo per il sito in esame la granulometria può essere derivata analizzando i profili stratigrafici rilevati durante le indagini geognostiche. La relazione geologica 3 della discarica Herambiente Tessello 2 conferma che la formazione ( a colombacci ) sottostante la discarica è costituita essenzialmente da marne, marne argillose e argille, grigie, grigio-scure, grigio verdastre e brune, in strati da sottili a medi, con subordinate intercalazioni di siltiti e arenarie medio fini, come evidenziato nei paragrafi successivi si adottando, ameno della disponibilità di misure specifiche, i parametri di letteratura per terreni del tipo silty clay. Soggiacenza della Falda (Lgw) E definita dalla distanza tra il piano di campagna e la superficie piezometrica e viene espressa in cm. Essa viene ricavata analizzando le misure piezometriche condotte periodicamente sul sistema di monitoraggio (piezometri) della falda presente nel sito della discarica. Nel paragrafo successivo sono contenute le considerazioni sulla posizione presunta della piezometria al disotto del piano campagna. Tale dato è stimabile solo per il piede della discarica e conduce a stime di soggiacenza sotto il piano campagna (piezometri N2-N1 nei paragrafi successivi) di 2-4 m. La quota della falda rilevata a valle del piede di discarica coincide con quella del fondo della discarica stessa. La soggiacenza di falda in corrispondenza del piede discarica (esternamente all argine di contenimento di valle) può essere stimata conservativamente in -2 m dal pc. Franco di Falda(dff) Differenza tra la soggiacenza della falda Lgw e la profondità del piano di posa della discarica, esso rappresenta la lunghezza verticale del percorso del percolato dal punto di rilascio (fondo discarica) alla tavola d acqua (inizio zona satura). 3 PROGETTO DI AMPLIAMENTO DELLA DISCARICA DENOMINATA TESSELLO 2 FINO AD UNA POTENZIALITÀ COMPLESSIVA DI MC STUDIO D'IMPATTO AMBIENTALE UNICA S.p.A. - RELAZIONE GEOLOGICA a cura di GEOS Studio Tecnico Associato Geom. Casini Ildo Geol. Ricci Alfredo e ANTONIAZZI Studio Associato di Geologia Tecnica e Ambientale, allegata agli elaborati di SIA 57 di 155

58 IPOTESI CONSERVATIVA Le informazioni riguardanti il livello della falda e di conseguenza il franco di falda tra il fondo della discarica e la tavola d acqua sono disponibili solamente al piede della discarica. Il franco di falda al piede della discarica è pari a zero ovvero il livello di falda si può assumere direttamente in contatto con il fondo della discarica (limite esterno del pacchetto di impermeabilizzazione). Per il resto del fondo della discarica, non essendo disponibili informazioni specifiche (piezometri dedicati), e come meglio dettagliato nei paragrafi successivi, si considera il caso peggiore, ovvero contatto con il fondo discarica in continuità con ciò che si verifica al piede. Il franco di falda in questo caso si azzera. Spessore della Frangia Capillare (h_cap) Lo spessore della frangia capillare varia in funzione a seconda della tipologia di terreno non saturo caratteristico del MCS in esame. Tale parametro interviene nella stima del trasporto per volatilizzazione dei componenti volatili e quindi nella stima delle concentrazioni atmosferiche outdoor ed indoor. Per la stima indiretta si fa riferimento agli studi di Lohman (1972) e Fetter (1994) [EQM, 2003] i quali stimarono la risalita dell acqua nella zona della frangia capillare. Si considera una spessore della frangia capillare pari a 29 cm così come calcolato utilizzando le equazioni proposte da Fetter. Spessore della zona insatura (hs) Lo spessore della zona insatura, in cm, rappresenta la distanza tra il piano di campagna ed il top della frangia capillare. Hs=Lgw-h_cap Nel caso in esame esso corrisponde allo spessore di 1 m dello strato di Argilla Limosa che fa parte del pacchetto finale di impermeabilizzazione posizionato immediatamente dopo la geomembrana in PEAD. 58 di 155

59 Se il rilascio di percolato dal fondo della discarica avviene a valle della discarica lo strato successivo di argilla con spessore 1 m rappresenta la zona insatura che deve essere attraversata prima dell arrivo in falda. Densità del suolo (ρs) Per densità del suolo si intende la massa volumica apparente che rappresenta il rapporto tra la massa del suolo essiccato (105 C) ed il suo volume totale. Il valore sito specifico della densità del suolo risultato delle analisi fisiche condotte in data 6/12/2007 hanno evidenziato un valore della densità del suolo pari a 1,4 g/cm3. Porosità Totale ed Efficace del terreno non saturo (θt, θe) La porosità è espressa come il rapporto tra il volume dei vuoti ed il volume totale del suolo. A sua volta la porosità effettiva (θe) deriva dalla porosità totale (θt) escludendo da essa il volume dei pori non interconnessi (θp) ed il contenuto volumetrico d acqua residuo (θr): θe = θt (θp + θr ). Non essendo disponibili misure dirette per il sito in esame si procede nella stima indiretta dei due parametri utilizzando i dati riportati nella tabella successiva indicata dai criteri ISPRA 2006 che raccoglie valori di letteratura (Carsel et al. 1988, Van Genuchten model 1980). Il contenuto volumetrico di aria θa puo essere calcolato indirettamente come differenza tra la porosità totale (assunta coincidente con la porosità effettiva) ed il contenuto volumetrico di acqua: (θa)= θt θw Per la stima indiretta dei parametri θw,cap e θa,cap si fa riferimento ai valori riportati in Tabella i quali sono stati desunti dalla integrazione dei dati forniti riferimenti bibliografici a cui si fa piu comunemente riferimento [Van Genuchten model, 1976 e 1980] [Connor et al., 1996]. 59 di 155

60 Tabella 16 Tessitura del suolo e contenuto volumetrico acqua, aria, porosità efficace 60 di 155

61 Per il sito in esame uno schema concettuale sufficientemente cautelativo potrebbe considerare i valori indicati per silty clay Contenuto Volumetrico di Acqua(θw) Il contenuto volumetrico è dato dal rapporto tra il volume di acqua nel suolo ed il volume totale del suolo. Non essendo disponibili per il sito in esame misure dirette si procede in accordo con le linee guida ISPRA alla determinazione indiretta nota la tessitura del terreno e secondo la tabella seguente. Tabella 17 Tessitura del suolo e contenuto volumetrico acqua Per il sito in esame uno schema concettuale sufficientemente cautelativo potrebbe considerare i valori indicati per silty clay. Contenuto Volumetrico di Aria (θa) Il contenuto volumetrico di aria θa può essere calcolato indirettamente come differenza tra la porosità totale (assunta coincidente con la porosità effettiva) ed il contenuto volumetrico di acqua: θa = θt - θw Anche in questo caso si procede nella stima indiretta mediante la tabella precedente utilizzando i valori indicati per silty clay. 61 di 155

62 Contenuto volumetrico di acqua ed aria nella frangia capillare (θwcap, θacap) Per la stima indiretta dei parametri θw,cap e θa,cap, la procedura di analisi di rischio per i siti contaminati [ISPRA, Criteri metodologici per l'applicazione dell analisi di rischio assoluta ai siti contaminati 2005], suggerisce di far riferimento ai valori riportati in tabella 27, i quali sono stati desunti dalla integrazione dei dati forniti dai riferimenti bibliografici a cui si fa più comunemente riferimento [Van Genuchten model, 1976 e 1980] [Connor et al., 1996]. Tabella 18 Tessitura del suolo e contenuto volumetrico acqua e aria nella frangia capillare Per il sito in esame uno schema concettuale sufficientemente cautelativo potrebbe considerare i valori indicati per silty clay Coefficiente di dispersività longitudinale Il coefficiente di dispersività longitudinale descrive i fenomeni di dispersione a cui è soggetto il contaminante durante il suo tragitto nel mezzo poroso insaturo, in questo caso trattandosi di flusso nel mezzo insaturo si trascura il flusso nel piano orizzontale mentre si considera solo l infiltrazione verticale e quindi si caratterizza la dispersività del mezzo poroso solo nella componente longitudinale. Il coefficiente di dispersione (Dx) e quello di dispersività (αx_unsat) sono legati dalla seguente equazione attraverso la velocità media effettiva del flusso liquido (ve): 62 di 155

63 Vista la difficoltà di stimare un valore diretto del coefficiente di dispersività, per l applicazione dell analisi di rischio di livello 2, tale valore può essere stimato attraverso la seguente relazione [Xu e Eckstein, 1995]: dove L rappresenta la distanza del percorso e quindi lo spessore della zona non satura attraversata, che nel caso delle discariche corrisponde al franco di falda. Nel caso in esame L risulta pari ad 1 m ovvero corrispondente alla distanza tra il punto del rilascio del percolato (geomembrana impermeabilizzazione PEAD) e la fine dello strato di argilla che costituisce l ultima barriera prima dell inizio dell acquifero. Conducibilità idraulica verticale a saturazione(ksat) Nel modello concettuale del sottosuolo si ipotizza uno strato isotropo e pertanto quindi la conducibilità idraulica a saturazione dello strato insaturo è pari alla conducibilità idraulica del terreno saturo. IPOTESI CONSERVATIVA Il Modello concettuale per la discarica in esame ipotizza che lo strato di terreno insaturo sia rappresentato dall ultimo pacchetto di impermeabilizzazione costituito da 1 m di argilla compattata con permeabilità pari 10-7 cm/s. Ipotizzare come è stato fatto che esista una falda immediatamente a valle dello strato di argilla appartenete al pacchetto di impermeabilizzazione è una ipotesi davvero conservativa viste le bassissime permeabilità dei terreni presenti in loco. Tuttavia in assenza di specifiche informazioni si è optato per l ipotesi a maggior sicurezza. 63 di 155

64 Figura 16 Carta delle permeabilità, estratto dalla relazione geologica 64 di 155

65 L assunzione è ancora conservativa se si considera che nella relazione geologica è evidenziato come Durante gli studi per la realizzazione della discarica (perizia Prof. Dott. A. Bertoluzza, Prof. Dott. F. Ciancabilla, Prof. Ing. F.P. Foraboschi, Prof. Dott. E. Tonelli Luglio 1989), sono state eseguite nel gennaio - febbraio 1989 prove di portata, sia di assorbimento a carico costante oppure variabile, sia di pompaggio, in tre pozzi appositamente perforati nelle vallecole T1 e T2 (1/89, 2/89 e 4/89). Le prove di assorbimento hanno mostrato che in corrispondenza dei pozzi 1/89 e 2/89 il substrato, costituito da marne argillose ed argille marnose con poche vene sabbiosolimose, ha valori di permeabilità media estremamente bassa sicuramente inferiore a 10-9 m/sec. La copertura di detrito e rosticci è in gran parte di permeabilità molto scarsa, ma sono presenti lenti, soprattutto di rosticci, con permeabilità elevata, come ha mostrato la perdita di circolazione dell'acqua nello strato di "rosticcio" presente fra 6,50 e 10 metri nel pozzo 4/89. Carta delle permeabilità, estratto dalla relazione geologica - legenda Le prove di pompaggio eseguite hanno, inoltre, rivelato un'esigua portata dei pozzi 1/89 e 2/89 ed una lentissima risalita del livello dell'acqua, che in 12 giorni non è riuscita a ripristinare il livello statico iniziale. Il calcolo della permeabilità media dei tratti di foro in prova, in base alle curve di risalita, ha fornito valori di K prossimi a 10-9 m/sec. Al paragrafo della stessa relazione si evidenzia inoltre come Si è inoltre provveduto al prelievo di n. 10 campioni indisturbati e di n. 2 campioni disturbati da sottoporre a prove di permeabilità in laboratorio. Per l ubicazione dei punti di prelievo ed i risultati di prova si rimanda al piano quotato 1:1.000 ed ai certificati di laboratorio riportati nell allegato 4/99 della relativa relazione. Il valore di permeabilità su campioni indisturbati varia da 3.7 * 10-9 a 1.8 * Per quanto riguarda i campioni disturbati, ricostruiti in laboratorio, si evidenzia che la permeabilità si discosta di poco da quella dei campioni indisturbati assumendo valori minimi di 4.1 * Tale risultato può servire di riferimento nel caso si renda necessario l utilizzo dei materiali in sito per la creazione di argini e/o livelli impermeabili. B Parametri per la Zona Satura (Acquifero) Nella tabella sono elencati i principali parametri di caratterizzazione dell acquifero utilizzati nei calcoli di Analisi di Rischio. 65 di 155

66 Tabella 19 parametri caratterizzazione acquifero Direzione di flusso dell acquifero La direzione del flusso prevalente dell acquifero interessato dal rilascio di percolato dalla discarica rappresenta un parametro fondamentale per la definizione del MCS. Tale parametro non entra direttamente nei calcoli di AR ma risulta fondamentale per capire quali possono essere i principali recettori umani ed ambientali (corpo idrico superficiale) che trovandosi i direzione del flusso risultano interessati dalla contaminazione. La determinazione della direzione del flusso viene ottenuta analizzando i dettagli relativi alle misure dei livelli dei piezometri presenti nel sito in esame. In particolare si procede nella interpolazione numerica dei valori registrati ricostruendo una mappa dell andamento piezometrico per il sito della discarica riportata nelle immagini seguenti. 66 di 155

67 Figura 17 Piezometria interpolata maggio 05 Figura 18 Piezometria interpolata aprile di 155

68 Figura 19 Piezometria interpolata luglio 05 Figura 20 legenda piezometrie Come già sottolineato risultano disponibili dati piezometrici solo a valle del piede della discarica, in un area che, procedendo verso il Rio Busca, è caratterizzata dalla presenza di spessori di alcuni metri di materiali più permeabili, come riportato nella relazione geologica. I dati disponibili fanno riferimento ad alcune misure effettuate tra gennaio e luglio 2005, interpolate eliminando i dati incongrui (outlier) rispetto alle serie successive ed ai piezometri vicini. (Tabella 20) 68 di 155

69 Figura 21 Posizione Piezometri NOME Livello piezometrico 27/01/05 m Livello piezometrico 12/04/05 m Livello piezometrico m Quota pc msl Piezometria mslm Piezometria mslm Piezometria mslm , ,80 157,80 158,40 157,80 N1-4 -3, ,88 160,88 161,28 160,88 N2-2 -2, ,69 163,69 163,19 163,69 N , ,60 150,60 159,40 158,60 P2A P2B , ,35 148,35 148,35 148,35 SA , ,30 161,30 154,30 153,30 SA2-3 -3, ,63 144,63 144,63 144,63 Tabella 20 Livelli piezometrici rilevati e outlier in giallo per le interpolazioni Come immediato notare la direzione prevalente di deflusso risulterebbe sostanzialmente parallela all asse centrale della discarica, con pendenza media della piezometrica del 18%. La presenza di acqua nei materiali permeabili è rilevata anche nella relazione geologica dove si evidenzia la presenza di falde freatiche (non confinate) in genere presenti entro le alluvioni, il "rosticcio" e le coltri detritiche superficiali più permeabili. Si tratta in genere di falde acquifere temporanee, rese tali dal drenaggio marginale, che si sviluppa dove la superficie topografica o 69 di 155

70 l'alveo torrentizio incidono questi depositi di limitata estensione e i sottostanti terreni impermeabili.. L area sottostante il corpo di discarica risulta invece sostanzialmente impermeabile (formazione a Colombacci); in assenza di rilievi piezometrici per tale area non si può tuttavia escludere a priori la presenza anche solo temporanea di acqua all interno della formazione, ed in particolare negli spessori di arenaria. Pare ancora adeguatamente conservativo, quindi, ipotizzare la presenza di acqua sottostante (al disotto dello pacchetto di fondo) la discarica, in comunicazione idraulica (condizione di carico imposto) con l acqua rilevata al piede nelle formazioni più permeabili. In base ai rilevamenti dei primi piezometri al piede della discarica (N2-N1) si può ipotizzare una piezometria al piede della discarica media di 162 mslm. Confrontando tale valore con la sezione longitudinale della discarica fornita (immagine seguente) si nota come la quota risulti praticamente allineata al fondo della discarica stessa ( per la parte al piede), ovvero in corrispondenza del limite inferiore del pacchetto di fondo (dopo lo strato di argilla-limosa k 1E-07). Analizzando i valori delle altezze piezometriche si stima un valore del gradiente medio (pendenza) della falda nella direzione longitudinale (verso valle) dell ordine del 13-14%. Senza ulteriori dati piezometrici risulta impossibile definire l eventuale andamento della piezometria a monte e quindi al di sotto del corpo di discarica. IPOTESI CONSERVATIVA. Tuttavia ai fini della presente analisi di rischio si ipotizza conservativamente uno scenario in cui l ipotetica superficie piezometria rimanga adiacente al fondo della discarica anche in direzione monte per tutta la sua lunghezza. 70 di 155

71 Figura 22 Sezione longitudinale discarica e piezometria di valle presunta. Estensione della discarica nella direzione del flusso di falda(w) Il modello HELP ha evidenziato come la struttura del pacchetto di impermeabilizzazione presente determini rilasci di percolato a valle della geomembrana impermeabilizzante pari a cm/anno. Tale rilascio davvero minimo risulta essere determinato dalla presenza di difetti locali o fori (11 fori per ettaro) che inevitabilmente possono essere presenti nella geomembrana. Nel valutare la dimensione della sorgente di rilascio del percolato nell acquifero occorre quindi considerare come non tutto il fondo della discarica sia una sorgente di rilascio ma come essa sia al massimo determinata dalla somma delle superficie dei singoli fori o difetti. Nel caso in esame avendo una superficie del fondo di circa 11.1 he si ricava una superficie dei fori e quindi una superficie netta/effettiva di rilascio del percolato, ipotizzando la presenza di 11 fori per ettaro con area pari a mq, pari a mq. IPOTESI CONSERVATIVA Nel caso in esame si considera una superficie di rilascio pari all intera area del fondo della discarica nella condizione pre-ampliamento Come già discusso in precedenza visto che il leggero aumento della lunghezza del fondo discarica riguarda la zona più a monte si ipotizza che essa non sia a contatto con la falda e che pertanto non si determini un aumento della superficie della potenziale sorgente di rilascio. 71 di 155

72 Analizzando la geometria del fondo della discarica e la direzione principale del flusso di falda si ricava una lunghezza W (sezione longitudinale) massima pari a 370m. Estensione della discarica nella direzione ortogonale al flusso di falda (Sw) Utilizzando le ipotesi fatte in precedenza ed analizzando la geometria del fondo della discarica e la direzione principale del flusso di falda si ricava una lunghezza W massima pari a 200m. Spessore dell acquifero (dsw) Spessore compreso tra la tavola d acqua ed il letto dell acquifero. Analizzando i dati di caratterizzazione geologica, idrogeologica e stratigrafica del sito in esame si può stimare un valore di spessore minimo dell acquifero. Per la sola porzione al piede della discarica, costituita da formazioni più permeabili, il valore è desumibile dalle sezioni geologiche che mostrano uno strato permeabile sino a quote di fondo di circa m slm. immagini seguenti. Considerando la quota di fondo maggiore e la quota piezometrica media al piede della discarica di 162 m slm si giunge ad una stima di spessore al piede discarica dell acquifero di circa 7 m. IPOTESI CONSERVATIVA In assenza di indicazioni di maggior dettaglio sulla presenza dei acqua nella formazione sottostante la discarica si considererà cautelativamente uno spessore di falda inferiore a quello minimo stimabile al piede della discarica, ovvero dsw= 5m. 72 di 155

73 Figura 23 Posizione sezione geologica longitudinale Figura 24 Porzione di valle della sezione longitudinale AA Spessore della zona di mescolamento(sigma_sw) Il percolato che arriva sulla tavola d acqua dopo avere attraversato la zona insatura inizia a diluirsi all interno dell acquifero in una zona definita come zona di mescolamento determinando una diluizione delle concentrazioni che poi verranno propagate nella direzione del flusso di falda. Tale parametro viene utilizzato per calcolare il coefficiente di diluizione del contaminante in falda, una volta attraversato lo strato insaturo di terreno; le informazioni analitiche prescritte negli 73 di 155

74 standard ASTM E e PS lo pongono infatti direttamente proporzionale a tale coefficiente (UNICHIM, 2002). Alternativamente, l altezza dello strato di mescolamento può essere espressa come una porzione dello spessore dell acquifero, ma qualora sia possibile si consiglia una misurazione diretta di tale strato. La determinazione di tale parametro dovrebbe essere condotta mediante misure dirette in sito, tuttavia al momento non sono disponibili e pertanto si ipotizza coerentemente a quanto definito dalle norme ASTM PS pari a allo spessore dell acquifero ovvero pari a 5 m. IPOTESI CONSERVATIVA Si assume conservativamente lo spessore della zona di mescolamento pari a 200 cm inferiori ai 500 cm indicati dalle equazioni dello standard ASTM Gradiente idraulico della zona satura (i) In un mezzo saturo, si definisce carico piezometrico h in un dato punto A la somma tra l altezza geometrica za (distanza del punto considerato da un piano arbitrario di riferimento z = 0) e l altezza di pressione densità del fluido e g è l accelerazione di gravità): (risalita dell acqua per effetto della sua pressione pa, dove ρ è la 74 di 155

75 La differenza h di livello piezometrico tra due punti è pertanto considerata una misura rappresentativa della perdita di carico effettiva dovuta al flusso dell acqua nel terreno. Il rapporto tra la perdita di carico piezometrico h e il tratto L in cui essa si verifica è definito gradiente idraulico: Nello scenario conservativo di falda adiacente il fondo della discarica si adotta l inclinazione del fondo discarica come gradiente piezometrico, pari al 14% Conducibilità idraulica a saturazione del terreno saturo (Ksat) La conducibilità idraulica a saturazione (Ksat) è una misura che indica la capacità del terreno saturo di trasmettere il flusso di acqua/contaminanti. In un terreno isotropo ed omogeneo essa è costante. La stima diretta della Ksat viene condotta generalmente mediante prove di pompaggio sui pozzi o mediante prove di permeabilità (metodo Lefranc). Stanti le prove specifiche in sito si considera come termine di confronto la determinazione indiretta basata sulla tessitura del terreno secondo la tabella che segue: 75 di 155

76 Tabella 21 Conducibilità Terreno Saturo Sulla scorta di quanto indicato nella relazione geologica fornita, valori conservativi di 10-6 cm/s (vicine ai valori per silty clay secondo la classificazione precedente) per la formazione Colombacci sottostante la discarica e, a partire dall area esterna al piede di discarica sino al fiume, per considerare le diverse coperture presenti, un valore di 10-3 cm/s, la scelta dei valori è stata dettagliata nei paragrafi precedenti. IPOTESI CONSERVATIVA Dovendo scegliere un unico parametro per i calcoli dell Analisi di Rischio di II Livello si adotta il valore maggiormente conservativo pari a 10-3 cm/s uniforme ed isotropo per tutto l acquifero. Porosità totale del terreno saturo (tetat_sat) Si rimanda a quanto detto per la porosità totale del terreno insaturo. Velocità di Darcy (vgw) Il moto dell acqua in un mezzo poroso saturo è rappresentato dalla legge di Darcy, secondo cui la velocità del flusso idrico o velocità di Darcy (vgw), data dal rapporto tra la portata Q defluente attraverso una sezione ortogonale alla direzione di flusso e la sezione stessa A, è proporzionale al gradiente idraulico i secondo la conducibilità idraulica del terreno Ksat: La velocità darciana viene misurata in cm/anno e viene anche denominata velocità apparente poiché la quantità di flusso è riferita alla sezione complessiva A ed a quella dei vuoti, quindi la vgw risulta essere minore della velocità media effettiva (ve) attraverso i pori. Sulla base dei parametri adottati per l acquifero in esame si ottiene un valore di Vgw =12 cm/giorno Velocità media effettiva (ve) 76 di 155

77 La velocità media effettiva (ve) dell acqua nella falda si ottiene dividendo la velocità di Darcy con la porosità effettiva del terreno (θe). In base alle considerazioni fatte in precedenza sulla porosità, è possibile porre θt = θe, da cui: cm/d Sulla base dei parametri adottati per l acquifero in esame si ottiene un valore di Ve =42 Coefficienti di dispersività longitudinale, verticale e trasversale Nello studio del trasporto e della diffusione di un contaminante in un mezzo saturo, si tiene conto del fenomeno dispersivo a mezzo del coefficiente di dispersione idrodinamica o meccanica Dh [cm2/s]. Tale coefficiente viene solitamente distinto secondo gli assi di riferimento x, y e z, a mezzo dei coefficienti di dispersione longitudinale Dx, trasversale Dy e verticale Dz. Questi ultimi possono essere rispettivamente stimati in base alle seguenti relazioni: dove ve rappresenta la velocità media effettiva nella falda, e αx, αy e αz sono le così dette dispersività longitudinale, trasversale e verticale (o coefficienti di dispersione intrinseca) del mezzo poroso. Questi sono una caratteristica dell acquifero e non dipendono dalla velocità di flusso. I coefficienti di dispersione trasversale e verticale, consentono quindi di stimare la forma e le dimensioni del pennacchio di contaminazione e quindi di progettare la realizzazione di una idonea rete di piezometri di monitoraggio, che inizialmente consentirà di definire la reale estensione del pennacchio di contaminazione e, nel seguito, permetterà di tenere sotto controllo l evoluzione del fenomeno. Vista la difficoltà di stimare un valore diretto dei coefficienti di dispersività (espressi in m), per l applicazione dell analisi di rischio di livello 2 la procedura di analisi di rischio per i siti contaminati [ISPRA, Criteri metodologici per l'applicazione dell analisi di rischio assoluta ai siti contaminati 2005], propone la seguente relazione [Xu e Eckstein, 1995] per la stima della dispersività longitudinale αx: 77 di 155

78 dove L rappresenta la distanza del percorso e quindi tra la sorgente di contaminazione ed il punto di conformità. Noto il valore di dispersività longitudinale αx, si stimano i valori di dispersività trasversale αy e verticale αz attraverso le seguenti relazioni [American Petroleum Institute s Report, 1987]: Nel caso del sito in esame si ipotizza una distanza L tra la sorgente di contaminazione, limite lungo la direzione del flusso del fondo della discarica e il primo recettore/bersaglio, pari ai seguenti valori: - L2=POE2 - L3=POE3 B Acque Superficiali Le acque superficiali possono essere un bersaglio (recettore ambientale) della contaminazione determinata dal rilascio di percolato nell acquifero. La contaminazione delle acque superficiali risulta possibile nel caso in cui si rilevi una comunicazione tra la falda interessata dal rilascio del percolato di discarica ed un corpo idrico superficiale limitrofo. Nel caso in cui una falda contaminata si immette in un corpo idrico superficiale, si avrà un processo di degrado della qualità delle acque superficiali, dovuto alla diluizione del plume inquinato nel corpo idrico ricevente. La presenza di tale processo porta ad associare alla valutazione del rischio una nuova via di migrazione. I meccanismi che regolano il trasporto di contaminante attraverso questo comparto ambientale dipendono dai rapporti tra la falda di un acquifero e un corpo idrico superficiale che in generale risultano essere molto complessi. Esistono in generale 4 diversi tipi di scenario che descrivono l interazione fra falda e corpi idrici superficiali: 78 di 155

79 1. Nel caso di corsi d acqua che alimentano la falda sotterranea si ha che il livello del pelo libero del corpo idrico si trova ad una quota maggiore del potenziale idraulico dell acquifero misurato in prossimità del bordo del fiume (Figura 25a). 2. Nel caso in cui sia l acqua di falda ad alimentare il corpo idrico superficiale, si ha che il potenziale idraulico dell acquifero è maggiore della quota del pelo libero del corpo idrico (Figura 25b). 3. Nel caso in cui il corpo idrico viene attraversato da una falda si ha che lungo una sponda il potenziale idraulico della falda è maggiore della quota del pelo libero delle acque superficiali ( e il fiume viene alimentato dalla falda), sull altra sponda il potenziale idraulico ha una quota inferiore (il corpo idrico è drenato dalla falda); questa situazione di solito si presenta quando il corso del fiume cambia orientazione e scorre in direzione ortogonale al piano fluviale, e in generale anche alla direzione del flusso di falda. (Figura 25c). 4. Quando la quota del letto del fiume e il potenziale idraulico sono uguali, si ha che il flusso del fiume e quello della falda sono paralleli e non avvengono scambi idrico fra i due corpi. (Figura 25d). Figura 25 Interazione falda corpo idrico superficiale 79 di 155

80 Nell ambito dell analisi di rischio si farà riferimento esclusivamente al caso in cui sia l acqua di falda ad alimentare il corpo idrico superficiale, ovvero in cui il potenziale idraulico dell acquifero sia maggiore della quota del pelo libero del corpo idrico (Figura 25b). Nel caso in esame si rileva la presenza di un corso d acqua denominato Rio della Busca. Nella relazione di SIA si riporta come il carattere torrentizio del Rio della Busca, il cui il deflusso praticamente si annulla alla fine dei periodi estivi, malgrado venga alimentato dal drenaggio della falda freatica presente entro gli accumuli di "rosticcio", solcati nella parte alta del bacino, e nei modesti sedimenti alluvionali terrazzati o di fondovalle presenti. La probabile alimentazione del Rio da parte della falda freatica in questione risulta tuttavia di difficile quantificazione stanti i dati piezometrici attuali. La piezometria media interpolata a partire dai dati puntuali nei paragrafi precedenti risulta, infatti, per il tratto di Rio che si affaccia sulla discarica, al di sotto dell alveo del torrente di 1-2m,anche in corrispondenza dei piezometri di subalveo più prossimi al corso d acqua. IPOTESI CONSERVATIVA Cautelativamente si ipotizzerà in questa sede che la piezometria interpolata sottostimi la quota media di falda e che quest ultima possa oscillare al disopra del fondo alveo sino ad 1m (assunzione decisamente conservativa se si osserva che l oscillazione massima dei piezometri riportata nelle tabelle precedenti resta sempre al di sotto del metro) Si riportano di seguito i parametri necessari per la determinazione dei fattori di trasporto dei contaminanti nel corpo idrico superficiali. 80 di 155

81 Tabella 22 parametri caratterizzazione corpo idrico superficiale Larghezza Corpo Idrico superficiale (Wsw) Larghezza del fiume/corso d acqua espressa in m. Nel caso del Rio Busca, approssimando la sezione dell alveo inciso rilevata e riportata negli elaborati di SIA (tavola DS 01 FC DI 1.14_Rete monitoraggio completa) limitrofo alla discarica con sezione rettangolare equivalente, la larghezza dell alveo risulta di 10 m. Sezione Trasversale Corpo Idrico superficiale (Ssw) Sezione trasversale del corpo idrico superficiale in mq. Per stimare l area media occorre valutare il turante corrispondente alla portata media. Adottando una pendenza media dell 1,5% ed uno schema di moto uniforme per la portata media (150 l/s) di cui ai paragrafi successivi, utilizzando una scabrezza n di Manning pari a 0.05, si otterrebbe un tirante per sezione rettangolare equivalente pari a 5 cm. E chiaro che una simile valutazione sia idonea solo per stime di larga massima sull entità del fenomeno (tirante idraulico e sezione bagnata) entro l alveo e conduce a stime di area bagnata di circa 0.5 mq. 81 di 155

82 Velocità della corrente del Corpo Idrico superficiale (vsw) La velocità della corrente del corpo idrico superficiale in m/sec. Per il torrente in esame si assume una velocità media (portata divisa per l area bagnata) di 0,3 m/s. Portata del Corpo Idrico superficiale (Qsw) La portata volumetrica della corrente del corpo idrico superficiale in m3/sec. La portata è definita, in funzione della velocità del corpo idrico superficiale e della sua sezione trasversale, dalla seguente relazione: La portata media annua viene stimata con alcune valutazioni idrologiche utilizzando i risultati contenuti in uno studio recente dell Autorità dei Bacini Regionali Romagnoli a cura del prof. M.Franchini. Per la stazione di misura del Borello a Borello ( bacino drenato 124 km2), si riporta una portata media per gli anni di 1,84 mc/s. Il bacino drenato dal Rio busca all altezza della discarica risulta, su base ctr 1:5000, pari circa 1,5 km2. Riscalando la portata media in base all area del bacino drenato e adottando cautelativamente una ulteriore riduzione del 30% circa si ottiene una stima della portata media annua di 150 l/s. Portata della Falda che alimenta il Corpo Idrico superficiale (Qgw) Rappresenta la portata d acqua che la falda immette nel volume di controllo del corpo idrico superficiale nell unità di tempo. Viene espressa in m3/d ed è possibile calcolarla attraverso la legge di Darcy: dove: Agw è l area attraverso cui l acqua di falda affluisce nel corpo idrico recettore; è data dal prodotto fra lo spessore (altezza) del plume di falda che scarica nel corpo idrico dsw, e la larghezza del plume di falda lungo il bordo del corpo idrico superficiale (in direzione di scorrimento dell acqua) Lreach. 82 di 155

83 isw è la cadente piezometrica, data dal rapporto fra il dislivello esistente fra falda e pelo libero del corpo idrico superficiale e la distanza (Lf) tra i punti in cui è misurato il dislivello: Tale cadente può essere diversa dalla cadente che governa il moto della falda, sia perché la presenza del corpo idrico modifica tale parametro, sia perché in prossimità di un corpo idrico la granulometria del terreno può subire variazioni che influiscono sul moto della falda. La stima di questo parametro può essere effettuata a mezzo di piezometri disposti in punti opportunamente scelti. Nella figura successiva si riporta uno schema concettuale per la definizione dei singoli parametri. Figura 26 Interazione falda corpo idrico superficiale Nella relazione geologica si evince che La parte terminale della limitrofa grande coltre detritica, che raggiunge il rio della Busca ed è interessata dalla sezione, è rappresentata da un potente e complesso deposito gravitativo di potenza variabile tra 11 e 19 metri, separato dal substrato litologico lapideo da qualche metro di roccia alterata ; si può quindi stimare uno spessore medio della coltre sede della falda freatica di 15 m. Considerando la soggiacenza media registrata nei piezometro di subalveo S2 più prossimo al corso d acqua (-3 m) si ottiene una stima di dsw= 12m. 83 di 155

84 Calcolare dsw in base alla quota del letto dell acquifero freatico pare ancora decisamente conservativo perché ipotizza un meccanismo di drenaggio (sul tipo di quello mostrato nella figura precedente) completo dell intero spessore di falda da parte del Rio. La lunghezza de torrente che si affaccia all area di discarica risulta pari a circa: Lreach= 250 m. l area contribuente Agw risulterebbe quindi pari a 3000 mq. Il gradiente piezometrico medio isw va stimato a partire dalle ipotesi fatte in precedenza sulla posizione della falda. Trascurando a favore di sicurezza i pochi centimetri di tirante idrico corrispondenti alla portata media annua nel Rio busca si consideri il dislivello di 1m tra la falda ed il fiume. La distanza a cui si adotta questo valore rispetto all alveo inciso può essere approssimata in prima battuta con la distanza media dall alveo dei due piezometri di subalveo S1 ed S2, pari a circa 10 m. si ottiene un gradiente piezometrico isw pari al 10%. La portata complessiva, utilizzando la stima più conservativa di Ksat= 10-3 cm/s, che la falda immetterebbe nel Rio risulta in questo modo pari a circa 3 l/s. Volume del corpo idrico per la miscelazione (V) Rappresenta il volume (espresso in m 3 ) d acqua del corpo idrico superficiale, all interno del quale si ipotizza che avvenga la miscelazione. E, a tutti gli effetti, un volume di controllo. Altezza idrometrica (bsw) Rappresenta l altezza, espressa in m, del pelo libero del fiume rispetto ad un livello determinato (zero idrometrico), di solito coincidente con la base del letto del corpo idrico. In base alle considerazioni idrologiche sopraesposte si può ipotizzare un tirante medio per sezione rettangolare equivalente di 5 cm. Spessore (altezza) della falda che interseca il corpo idrico (dsw) Rappresenta lo spessore di falda che interseca il corpo idrico. E un parametro sito-specifico non necessariamente pari all intera profondità della falda, nel caso in cui la falda penetri solo parzialmente il corpo idrico. Viene espresso in m. In base alle valutazioni conservative dei paragrafi precedenti si può adottare un tirante della falda al di sopra del fondo alveo dsw= 12m. 84 di 155

85 Larghezza del plume (Lreach) Rappresenta la larghezza, espressa in m, del plume di falda nel punto in cui si interseca con il corpo idrico. Lreach= 250 m. Potenziale idraulico del corpo idrico (hsw) Rappresenta il potenziale idraulico di un fiume o di un corso d acqua e viene espresso solitamente in cm. Poiché le correnti a pelo libero sono soggette ad una pressione costante (p=patm), che viene presa come riferimento, al calcolo del potenziale contribuiscono solo i termini relativi alla quota e alla velocità media: In base alle considerazioni sopra esposte si può, a favore di sicurezza, trascurare il potenziale idrico del Rio ( dell ordine di alcuni centimetri), considerando il caso peggiore e poco realistico di falda freatica alta e Rio Busca praticamente in secca. Potenziale idraulico della falda (hgw) Il potenziale (o carico) idraulico associato ad una massa fluida viene determinato dalla seguente relazione: dove: z è la quota della massa fluida rispetto ad un livello determinato; p è la pressione cui è soggetta la massa fluida; v è la velocità media del fluido; g è l accelerazione di gravità, espressa in m/s di 155

86 Come precedentemente esposto, anche se le misure disponibili evidenziano un probabile posizione della falda di sotto del fondo alveo, si adotterà cautelativamente una posizione di falda 1 m sopra il fondo alveo. Essendo al falda freatica e stanti le base velocità effettive si può confondere il livello piezometrico con il potenziale idraulico; hgw = 1m. Coefficiente di dispersione laterale (Dysw) Il coefficiente di dispersione laterale (Dysw), espresso in m/s, fornisce una indicazione quantitativa della efficacia del mescolamento laterale in un corpo d acqua superficiale. Può essere stimato dalla relazione: dove: d è la profondità del corpo idrico, espressa in m; v sw è la velocità trasversale del corpo idrico, espressa in m/s e calcolata come: dove: g è l accelerazione di gravità, espressa in m/s2; Sl è la pendenza del canale del corpo idrico, espressa in m/m; In alternativa si usa porre la velocità trasversale pari al 10% della velocità media del fiume C è il fattore che tiene conto delle irregolarità della sezione del canale in prossimità dello scarico. Risulta pari a: 0,1 per canali rettangolari; 0,3 per canali in condotte; 0,6 per canali naturali poco tortuosi; 1,0 per canali naturali molto tortuosi; 1,3 per canali con angoli di 90º o più. 86 di 155

87 Nel caso del Rio busca si considera v sw media delle stime con i metodi precedenti= 0.05 m/s e Dy=0.6*0.05* v sw= circa Concentrazione della specie chimica nel corpo idrico superficiale (C0) Per il bilancio di massa occorrerà determinare la concentrazione della specie, selezionata quale indicatore della contaminazione, nel corpo idrico superficiale a monte del punto di immissione delle acque sotterranee. 87 di 155

88 B Atmosfera Il rilascio di contaminanti in atmosfera da parte della discarica Herambiente Tessello 2 può essere classificato in: rilascio diretto di biogas, rilascio indiretto di sostanze volatili dal percolato. Per quanto concerne il rilascio diretto di contaminanti mediante il biogas, come descritto in precedenza si valuta il rischio associato alla potenziale inalazione dei COCs presenti nelle emissioni di biogas che sfugge ai sistemi di captazione della discarica. Il rilascio indiretto di contaminanti in atmosfera per effetto della volatilizzazione dei composti presenti nel percolato rilasciato nel sottosuolo è da ritenersi trascurabile in quanto non sono presenti nel percolato inquinanti COC caratterizzati da elevata volatilità. Al fine di valutare i fattori di diluizione in atmosfera ADF (Air Dispersione Factor) si procede in una simulazione modellistica con il codice gaussiano ISCST3 ipotizzando condizioni meteodiffusive (velocità del vento, classi di pasquill) conservative definite come worst-case in accordo con U.S. Environmental Protection Agency, 1995: Screening Procedures for Estimating the Air Quality Impact of Stationary Sources, Revised. EPA-450/R U.S. Environmental Protection Agency, Research Triangle Park, NC). Nella tabella che segue sono riportate le condizioni meteo diffusive da considerarsi come casi conservativi, ovvero condizioni a cui corrispondono elevati valori delle concentrazioni al suolo sono, in termini di classi di velocità del vento e classi di stabilità di Pasquill. Velocita del Vento (m/s) Classe di Stabilita A * * * * * * B * * * * * * * * * * C * * * * * * * * * * * * * * D * * * * * * * * * * * * * * * * * * * E * * * * * * * * * * F * * * * * * 88 di 155

89 Le simulazioni nelle condizioni meteo di worst-case sono state condotte ipotizzando i seguenti dati di input: - Sorgente Areale Discarica con estensione pari a mq - Portata Specifica areale di Biogas pari a 2,56 Nmc/mq-anno Nella figura che segue si riporta l andamento delle concentrazioni massime orarie in funzione della distanza sotto-vento dalla sorgente discarica. Concentrazioni COC nei POE 1.00E E E E-05 mg/nmc 6.00E E E-05 Ammoniaca Etilbenzene Stirene Xileni 3.00E E E E+00 POE1 POE2 POE3 Figura 27 Concentrazione dei COC in atmosfera in corrispondenza dei POE 89 di 155

90 ADF dei COC nei POE 4.50E E E E+06 mg/nmc 2.50E E+06 ADF 1.50E E E E+00 POE1 POE2 POE3 Figura 28 ADFdei COC in atmosfera in corrispondenza dei POE 90 di 155

91 B Conclusioni Modello Concettuale MCS Sulla base delle ipotesi discusse nei capitoli precedenti si procede nella descrizione del Modello Concettuale per il sito della discarica Herambiente Tessello 2 che sta alla base delle valutazioni del rischio che seguono. Il modello concettuale è così caratterizzato: - Spessore insaturo pari ad 1 m di argilla con k= 1E-07 cm/sec - Livello piezometrico costante su tutta la superficie del fondo discarica localizzato a -1m dalla membrana impermeabilizzante in PEAD, l acquifero è caratterizzato da una pendenza del 14% in una formazione con k= 1E-03 cm/sec - Flusso di percolato in uscita dalla geomembrana pari a cm/anno, tale flusso è per la maggior parte determinato dalla presenza dei fori o difetti di installazione della geomembrana, nei calcoli che seguono si considera tutto il fondo discarica come superficie di rilascio e non solo la somma delle aree dei fori - Battente di percolato pari a 4 cm, tale spessore corrisponde alla zona di terreno che viene considerata come inquinata - Parametri Sito Specifici determinati mediante specifiche analisi: o Densità del suolo 1,4 g/cm3 o Frazione Carbonio Organico 1,3% o PH 7,7 91 di 155

92 Dicembre 2010 Pag. 92 di 155

93 B.1.4 Individuazione dei Potenziali Recettori In questa fase si procede nella identificazione e localizzazione di tutte le categorie di potenziali recettori umani che attualmente o potranno in un futuro essere esposti alle contaminazioni determinate dai rilasci di percolato in falda. Occorre infatti valutare anche la presenza di future tipologie di recettori per effetto di potenziali cambiamenti di destinazione d uso del sito in oggetto. Allo stato attuale il sito ha una destinazione d uso del tipo industriale/discarica, inoltre non sono presenti recettori di tipo residenziale in quanto l area circostante e caratterizzata da un uso del suolo di tipo misto agricolo e cespuglietti. In Figura 29 è riportata la mappa relativa alla localizzazione di potenziali recettori sensibili per l area in esame. Figura 29 Localizzazione recettori sensibili 93 di 155

94 Come si desume dalla Figura 30 nelle immediate vicinanze non sono presenti pozzi di emungimento di qualsiasi tipo, il più vicino (di tipo agricolo) è localizzato ad oltre 4 km in direzione di Cesena.!.!.!.!.!.!.!.!.!.!.!.!.!. SITO HERA TESSELLO 2!.!.!.!.!.!.!.!.!.!.!.!.!.!.!.!.!.!.!.!.!.!. Legend pozzi_anagrafe Events USO!. AGRICOLO!. ANTINCENDIO!. CIVILE!. DOMESTICO!. INATTIVO!.!. INDUSTR.LE!. INDUSTRIALE!. VARIO!. ZOOTECNICO ,500 3,000 4,500 6,000 Meters Figura 30 Localizzazione pozzi Allo stato attuale non esistono, sia per mancanza di pozzi (potabili, irrigui) che di centri abitati, nelle immediate vicinanze del sito discarica Herambiente Tessello 2 dei Punti di Esposizione POE dove possa avvenire un minimo contatto tra sostanze contaminanti rilasciate dal corpo della discarica e recettori umani. IPOTESI CONSERVATIVA Tuttavia ai fini della analisi di rischio si ipotizza virtualmente che dei recettori di tipo residenziali possano essere esposti ai contaminanti in corrispondenza di tre Punti di Esposizione POE localizzati nelle immediate vicinanze del sito (Figura 31). 1. POE 1 localizzato al limite dell area di coltivazione 94 di 155

95 2. POE 2 localizzato a 150 m dall area di coltivazione 3. POE 3 localizzato a 250 m dall area di coltivazione in corrispondenza del Rio Busca!.!.!. Legend Point of Exposure nome!. POE1 - Limite Discarica!. POE2!. POE3 Rio Busca Meters Figura 31 Localizzazione POE B.1.5 Percorsi di Esposizione L identificazione dei potenziali Percorsi di Esposizione (Exposure Pathways) si articola nella descrizione dei meccanismi che mettono in contatto la sorgente (Source Area) del COC con il recettore umano. Un percorso di esposizione è generalmente costituito da quattro elementi: (1) una sorgente ed un meccanismo di rilascio del COC, (2) un mezzo di ritenzione o trasporto, (3) un punto di contatto (Point of Exposure POE) tra il ricettore e il mezzo contaminato, (4) una via di esposizione (Exposure Route: Ingestione, Inalazione, Contatto Dermico). 95 di 155

96 In Figura 32 è raffigurato un esempio di percorso di esposizione dove il serbatoio (corpo percolante discarica) è la sorgente del rilascio chimico, il suolo costituisce l area sorgente, il meccanismo di trasporto è il percolamento dal suolo alla falda mentre l ingestione di acqua contaminata rappresenta la via di esposizione per il ricettore umano. Figura 32 Percorso di Esposizione (Exposure Pathway) Le vie di esposizione (Exposure Route) sono rappresentate da tre principali meccanismi di contatto tra ricettore e composto chimico: 1. Ingestione 2. Inalazione 3. Contatto dermale I recettori residenziali ipotizzati in corrispondenza dei tre POE limitrofi al sito Herambiente Tessello 2 sono potenzialmente esposti ai contaminanti rilasciati dal corpo della discarica per effetto dei seguenti percorsi di esposizione: 1. Ingestione Diretta da Acqua Contaminata proveniente dalla falda o dal corpo idrico superficale; 2. Contatto dermale con acqua superficiale contaminata; 3. Inalazione di vapori sia outdoor. 96 di 155

97 In Figura 33 si riporta il diagramma di flusso dei percorsi di esposizione per la discarica Herambiente Tessello 2. I recettori ipotizzati nei POE e di conseguenza i percorsi di esposizione selezionati sono del tutto virtuali infatti nella realta essi sono del tutto da escludersi per le seguenti motivazioni: - non esistono e non sono previsti prelievi idrici di acqua di falda per usi potabili o agricoli; - non esistono recettori residenziali o industriali che consumano acqua proveniente dalla falda in corrispondenza dei POE; - le acque del Rio Busca non sono utilizzate per usi irrigui o idropotabili; - non esistono recettori di alcun tipo in corrispondenza dei POE. 97 di 155

98 Figura 33 Exposure Routes RBCA B.1.6 Caratterizzazione dei Potenziali Recettori Come evidenziato in precedenza si sottolinea come i 3 POE (Punti di Esposizione) localizzati nelle immediate vicinanze siano del tutto virtuali in quanto non esistono recettori, sia residenziali che industriali, che possono essere esposti ai contaminanti rilasciati nella falda o nelle acque superficiali. IPOTESI CONSERVATIVA Tuttavia ai fini del calcolo dell AR si ipotizza che in corrispondenza dei POE sia presenti recettori umani di tipo residenziale che utilizzano sia le acque sotterranee che superficiali contaminante dalle perdite ipotetiche di percolato della discarica Herambiente Tessello 2. Si sceglie come tipologia di recettore quella residenziale in quanto la più sensibile alle esposizioni da ingestione di acqua per uso alimentare. Nella Figura 34 sono riportati i valori di default suggeriti dalla procedura RBCA ASTM PS-104 per i recettori di tipo residenziale. 98 di 155

99 Exposure Factors and Target Risk Limits Site Name: Discarica RSU Conselice Location: Conselice 1. Exposure Compl. By: Ing. Stefano Bagli Parameters Residential Commercial Job ID: 1 Date: 15/12/2005 Age Adjustment? Adult (Age 0-6) (Age 0-16) Chronic Construc. Averaging time, carcinogens (yr) Risk Goal Calculation Options Averaging time, non-carcinogens (yr) Individual Constitiuent Risk Goals Only Body weight (kg) Individual and Cumulative Risk Goals Exposure duration (yr) Exposure frequency (days/yr) Dermal exposure frequency (days/yr) Target Health Risk Limits Skin surface area, soil contact (cm 2 ) Individual Cumulative Soil dermal adherence factor (mg/cm 2 /day) 1 Target Risk (Class A/B carcins.) 1.0E-6 1.0E-5 Water ingestion rate (L/day) 2 1 Target Risk (Class C carcinogens) 1.0E-5 Soil ingestion rate (mg/day) Target Hazard Quotient 1.0E+0 Swimming exposure time (hr/event) 3 Target Hazard Index 1.0E+0 Swimming event frequency (events/yr) Commands and Options Swimming water ingestion rate (L/hr) Skin surface area, swimming (cm 2 ) Fish consumption rate (kg/day) Contaminated fish fraction (unitless) 1 Return to Exposure Pathways Use Default Values Print Sheet Help Figura 34 Caratteristiche recettori 99 di 155

100 B.2 MODELLISTICA DI FATE AND TRANSPORT STIMA DEI FATTORI DI TRASPORTO (VALUTAZIONE RISCHIO AMBIENTALE/RISCHIO FALDA) In questo paragrafo si procede nella stima modellistica del trasporto dei contaminanti nei media ambientali interessati dalla contaminazione, che per il caso in esame sono l atmosfera e la falda acquifera. Il confronto tra i valori delle concentrazioni di COCs presenti in atmosfera e nell acquifero in corrispondenza dei POE con i limiti normativi o gli standard internazionali vigenti permette di valutare una sorta di Rischio Ambientale/Rischio Falda per ciascuna delle componenti ambientali interessate dalla contaminazione. Una sostanza rilasciata nell ambiente è soggetta ai processi fisici, chimici e biologici che ne definiscono la distribuzione spaziale e temporale nelle diverse matrici ambientali. Una delle fasi fondamentali per giungere alla valutazione quantitativa dell esposizione, riguarda la stima delle concentrazioni degli agenti chimici nelle matrici ambientali in corrispondenza del punto spaziale e dell istante in cui avviene l esposizione (Exposure Point Concentration). Per potere quantificare le concentrazioni nei punti di esposizione è necessario conoscere e valutare i meccanismi di destino e trasporto delle sostanze rilasciate nell ambiente, attraverso il ricorso a modelli matematici di Fate and Transport. Assegnata la concentrazione delle emissioni in uscita dalla sorgente-discarica (CS_out), si calcola la concentrazione nel punto di esposizione (CPOE) attraverso la seguente relazione: dove con FT viene indicato il fattore di trasporto, che tiene conto dei fenomeni di attenuazione che intervengono durante la migrazione dei contaminanti. I processi simulati dai modelli di Fate and Transport riguardano sia meccanismi di trasporto che i processi di trasformazione dei contaminati nei diversi media ambientali (Foster Wheeler Environmental Corporation, ), in particolare: 100 di 155

101 Convezione (Advection): trasporto delle sostanze in soluzione o del fine particolato determinato dalla velocità della corrente del fluido (gas e liquido); Dispersione (Dispersion): Spreading tridimesionale dei costituenti disciolti nel fluido (liquido, gas) in movimento per effetto delle forze d attrito che costringono il fluido a percorsi tortuosi attraverso i media ambientali (mezzi porosi), per effetto delle eterogeneità sia alle piccole che alle grandi scale della matrice; Diffusione (Diffusion): flusso del soluto da una zona ad alta concentrazione ad una a più bassa concentrazione per effetto dei moti Browniani molecolari, spreading della massa del composto a causa dei gradienti di concentrazione; Partizionamento all equilibrio dei costituenti tra le fasi solide e fluide del media ambientale a causa dei fenomeni di adsorbimento, solubilità, e reazioni chimiche all equilibrio, Biodegradazione dei costituenti da parte di microrganismi indigeni, Fotolisi, Idrolisi. I Meccanismi di Trasporto possono essere classificati in: In-Media Transport: processi di trasporto attraverso i media, ovvero il trasporto avviene senza il cambiamento di fase della sostanza (dispersione, convezione, diffusione); Inter-Media Transport: processi di trasporto da un media all altro con passaggio di fase della sostanza (assorbimento, volatilizzazione, adsorbimento). Si tratta di processi che determinano il trasferimento di massa (Equilibrium Partitioning) tra una fase e l altra nelle condizioni di equilibrio in corrispondenza dell interfaccia (solido-liquido, liquidoaria, solido-aria). Il trasporto di massa tra le fasi in condizioni di equilibrio è descritto mediante un fattore di partizionamento specifico per ogni tipo di passaggio di fase, che relaziona la concentrazione del COC presenti nelle singole fasi nelle condizioni di equilibrio. La metodologia ASTM PS-104 implementata nel software RBCA ToolKit consente di stimare il destino e trasporto delle concentrazioni nei diversi media ambientali mediante alcuni modelli matematici analitici. I modelli implementati permettono di simulare sia i processi di trasporto inter-media che di tipo in-media. 101 di 155

102 Nella Tabella 23 sono elencati i fattori di trasporto FT che intervengono in generale nella procedura di analisi di rischio applicata alle discariche, distinti in base alle emissioni della discarica, quali percolato e biogas, che corrispondono ai potenziali contaminanti trasportati nei comparti ambientali. Tabella 23 fattori di trasporto Ciascun fattore di trasporto FT viene stimato applicando dei modelli analitici secondo lo standard ASTM PS-104, si tratta di modelli matematici analitici che utilizzano come dati di input i parametri descritti in precedenza per la caratterizzazione dei singoli media ambientali e dei contaminanti oggetto delle valutazioni. Per una descrizione e discussione completa delle equazioni utilizzate per la stima dei suddetti fattori di trasporto, si rimanda alla norma tecnica ASTM PS-104 ed al manuale ISPRA Criteri metodologici per l'applicazione dell analisi di rischio assoluta ai siti contaminati (ISPRA 2006) ed adattate al caso particolare delle discarica. In generale, le principali assunzioni delle equazioni dei modelli descritti sono: 102 di 155

103 concentrazione degli inquinanti uniformemente distribuita nelle matrici ambientali interessate (suolo, acque sotterranee, aria) e costante per tutto il periodo di esposizione; terreno omogeneo, isotropo e incoerente (si escludono quindi i suolo porosi per fessurazione, i quali necessitano di modellistica specifica corrispondente ad un livello 3 di analisi); non si considerano fenomeni di biodegradazione (ad eccezione del DAF) o meccanismi di decadimento/trasformazione delle sostanze inquinanti nel suolo, in soluzione nell acqua o in fase vapore. Analizzando la componente ambientale acquifero si procede nella stima delle concentrazioni dei diversi COCs rilasciati dalla perdite di percolato in corrispondenza dei POE stimando i fattori di attenuazione che descrivono i fenomeni di percolazione nell insaturo e di flusso e trasporto nell acquifero: LF Lisciviazione in falda attraverso la zona insatura (LF, LDF, SAM); DAF Attenuazione in falda. B Modellizzazzione flusso e trasporto nell insaturo Secondo la metodologia ASTM il fattore di trasporto LF viene stimato prendendo in considerazione i seguenti fenomeni di attenuazione delle concentrazioni: Kws (soil leachate partition factor ksw) considera che l inquinante presente nel suolo si partiziona nelle diverse componenti aria, acqua e suolo. Esso è funzione delle caratteristiche del suolo e del parametro ks (coefficiente partizione suolo) specifico per ogni COC: LDF (Leachate Diluition Factor ksw) è la diluizione che il contaminante subisce una volta raggiunto il piano di falda espressa a mezzo del coefficiente di diluizione in falda LDF (Leachate Diluition Factor): 103 di 155

104 Dove Ief rappresenta l infiltrazione efficace del percolato all interno dell acquifero, essa viene stimata utilizzando il codice di calcolo HELP (Ief pari a 0,036 cm/anno per la discarica in esame) SAM (Soil Attenuation Model) questo fattore tiene conto della diluizione delle concentrazioni nel percolato nel caso in cui il piano di falda non sia immediatamente al di sotto della superficie di rilascio, ovvero che il percolato debba attraversare una porzione di insaturo prima di giungere nell acquifero. 104 di 155

105 dove Lf rappresenta la soggiacenza della falda e ds lo spessore della zona contaminata. Riassumendo il fattore di diluizione totale LF può essere stimato secondo la seguente espressione: IPOTESI CONSERVATIVA Nel caso della discarica in oggetto, si ipotizza la presenza di un battente di percolato (4 cm) sul fondo della discarica con circa 1 m di franco rispetto alla falda acquifera. Le concentrazioni della contaminazione fanno riferimento direttamente all eluato e pertanto per il calcolo del LF non è necessario stimare il Ksw per ogni composto chimico. LF= SAM/LDF Calcolo LDF Applicando i seguenti dati sito specifici si stima LDF come segue: Ieff= cm/anno (stima HELP) Vgw = velocità darciana acquifero 4380 cm/anno 105 di 155

106 W= larghezza discarica trasversale al flusso pari a cm b= spessore acquifero pari a 500 cm Sigmagw= spessore zona miscelazione satura pari a 200 cm (valore conservativo rispetto a quanto stimato secondo le equazione ASTM) LDF=6577 CALCOLO SAM Il Soil Attenuation Model stima la diluizione delle concentrazioni di contaminanti presenti nel percolato per effetto del trasporto avvettivo/diffusivo nella percolazione verticale nello strato di insaturo tra il battente e la tavola d acqua. Nel caso della discarica in esame, ipotizzando che il pacchetto di impermeabilizzazione (HDPE+argilla compattata), sia a diretto contatto con la falda acquifera, lo spessore di insaturo interessato dalla percolazione verticale corrisponde allo spessore dello strato di argilla compattata pari ad 1 m. La stima del SAM viene in questo caso condotta mediante una simulazione con modello numerico in grado di determinare in modo più accurato il fattore di diluizione rispetto al modello analitico proposto nello standard ASTM E-1739 (J.A. Connor ) Secondo lo standard ASTM il fattore di diluizione risulta facilmente stimabile dal rapporto tra lo spessore della zona contaminata (pari a 4 cm spessore battente percolato sul fondo) e la soggiacenza della falda rispetto al fondo della discarica (100 cm). In questo caso SAM risulterebbe pari a 4.0E di 155

107 Al fine di quantificare il fattore di diluizione SAM (Soil Attenuation Model) che permette di stimare il valore della concentrazione in falda di ogni COC presente nel battente di percolato sul fondo della discarica, si è proceduto mediante la simulazione con modello numerico FEFLOW4 al fine di stimare l andamento temporale e verticale dei profili di concentrazione nello strato di insaturo. Il percolato che potenzialmente può uscire attraverso i difetti della impermeabilizzazione della discarica entra in contatto con la falda acquifera dopo avere attraversato lo spessore di insaturo, costituito da terreno sabbioso. In questo percorso di infiltrazione i valori delle concentrazioni di COC subiscono una diluizione per effetto dei fenomeni di trasporto (avvettivo e diffusivo). La simulazione numerica condotta con il codice FEFLOW agli elementi fini ha come obiettivo la stima dell andamento sia temporale che lungo il profilo verticale di insaturo delle concentrazioni di COC presenti nel percolato. La simulazione è stata condotta secondo le seguenti ipotesi conservative: Schematizzazione 1-D monodimensionale; Battente di percolato sul fondo della discarica pari a 4 cm per un periodo di rilascio pari a 100 anni (durata molto maggiore rispetto alla vita della discarica); Concentrazione di un ipotetico contaminate pari a 100 mg/l; Stratigrafia costituito da 1 m di argilla compattata; Parametri idrogeologici dell insaturo secondo tabella: θr θs A n k [m/s] argilla (clay) E-09 acquifero (silty clay) E-05 Presenza di 1 acquifero (5 m di spessore) a quota -1 m dal battente di percolato; 4 Diersch di 155

108 Percolazione verticale (equazioni di Richards) secondo la formulazione di Van Genuchten; Simulazione con durata 1000 anni; Discretizzazione dominio di calcolo: mesh triangolare formata da 5426 nodi e elementi, con dimensioni comprese tra 0,7 e 2,8 m; Si trascurano i fenomeni di adsorbimento dei contaminanti. Si riportano di seguito i risultati della simulazione condotta relativamente al profilo verticale delle concentrazioni ed agli andamenti temporali delle concentrazioni in 3 punti di controllo localizzati a diverse profondità come riportato in tabella. La concentrazione massima rilevata in corrispondenza dell osservatore n.1 localizzato sulla tavola d acqua della prima falda a 1 m di profondità rispetto al p.c. corrisponde a 71 mg/l, ovvero al 71% della concentrazione iniziale per un generico COC presente nel battente di percolato sul fondo della discarica. Il valore massimo raggiunge la falda dopo circa 101 anni. Si osserva come il valore del fattore di diluizione nell insaturo stimato con FEFLOW (pari a 0,71) sia nettamente conservativo rispetto al valore ottenuto mediante il semplice modello SAM (4,0E-2). Il fattore di diluizione massimo SAM suolo saturo viene quindi fissato pari a 0,71 alla quota della tavola d acqua del primo acquifero. Nella tabella che segue si elencano i punti di controllo localizzati a diverse profondità di sui vengono graficati i risultati della simulazione con codice FEFLOW. punti Profondità m da p.c. 1 1 base discarica 2 0 tetto formazione acquifera 3-5 Fondo acquifero 108 di 155

109 Nella tabella che segue si riportano i valori dei COCs presenti nel PERCOLATO VIRTUALE in corrispondenza della falda ed utilizzati come concentrazione iniziale per la diluizione nella falda. Il fattore di diluizione LF complessivo per il trasporto nell insaturo risulta pertanto pari a: LF=SAM/LDF=1.0709E di 155

110 COC Conc. Percolato Virt. mg/l Conc POE1 Water Table (LF) mg/l Arsenic E-05 Cadmium E-04 Chromium (III) E-04 Mercury E-06 Nickel E-04 Copper E-03 Selenium E-04 Zinc E-03 Manganese E-03 Fenoli e Clorofenoli E-04 Boro* E-03 Alluminio* E-03 TPH - Aliph >C05-C E-03 TPH - Arom >C05-C E-03 Piombo* E-04 FERRO E-03 Molybdenum E-04 Antimony E-04 Barium E-03 Fluorine (soluble fluoride) E-03 Cyanide E-04 Tabella 24 Concentrazione in falda POE1 onsite B Modellizzazzione flusso e trasporto nella falda acquifera Il parametro DAF (Diluition Attenuation Factor) esprime il rapporto tra la concentrazione di un contaminante in corrispondenza della sorgente secondaria in falda Cs(falda) e la concentrazione al punto di esposizione CPOE(falda) situato a distanza x dalla sorgente nel verso di flusso: Il DAF viene calcolato mediante il modello analitico di Domenico (Domenico e Schwartz, 1998) in coerenza a quanto riportato in Appendice C delle linee guida ISPRA 2006 e secondo quanto descritto nel manuale utente del software RBCA ToolKit. 110 di 155

111 Nella Figura che segue sono riepilogati i valori dei parametri di input utilizzati per i modelli LF e DAF dedotti dalle analisi condotte durante la definizione del modello concettuale. Figura 35 Modelli Fate&Transport procedura RBCA Nelle figure che seguono si riportano i parametri di input utilizzati per le quantificazioni modellistiche relative al destino e trasporto delle sostanze inquinanti nei diversi media di esposizione. Tra i principali dati di input si evidenziano i seguenti: Estensione area contaminazione pari a 11.1 ha; Profondità della falda a circa 100 cm dal fondo della discarica; Lunghezza dell area contaminata nella direzione del flusso dell acquifero pari a 370 m; Gradiente idraulico falda sospesa pari a 0.14; Dispersività longitudinale calcolata secondo Xu e Eckstein. 111 di 155

112 Figura 36 Input LF Transport Model procedura RBCA Figura 37 Input DAF Transport Model procedura RBCA Sulla base dei parametri indicati nella figura che segue è possibile stimare i valori del fattore di diluizione in falda DAF a diverse distanze dalla sorgente per un generico inquinante solubile in condizioni di assenza di fenomeni di biodegradazione e ritardo. 112 di 155

113 Nella tabella e figura che segue si riportano valori dei DAF a diverse distanze dal confine del corpo della discarica. Le distanze vanno considerate in direzione di valle dei gradienti piezometrici ovvero in direzione NNE. Nella figura che segue si riporta l andamento del DAF in funzione della distanza dai confini della sorgente discarica Tessello. Il fattore di diluizione Groundwater to Surface Water viene stimato attraverso la seguente espressione Dove: Qsw = Portata del corpo idrico superficiale pari a 150 l/sec (cm3/sec) Sigma_sw = Spessore del plume in corrispondenza dello scarico nel fiume 1200 cm 113 di 155

114 Vgw = velocità di darcy della falda pari a 4380 cm/anno ( Wgwsw = larghezza del plume in corrispondenza del punto di immissione pari a cm DFgwsw = Nella tabella che segue si riporta il riepilogo dei fattori di diluizione in corrispondenza dei diversi POE per la falda e per il corpo idrico superficiale oggetto dell analisi di rischio. POE3 GW POE3 SW m 50m POE2 150m 250m 250m DAF DFgwsw LF NAF=DAF*LF*DFgwsw Tabella 25 Natural Attenuation Factor Si riportano i valori delle concentrazioni di COC in falda nei POE considerati POE1=PSC e POE2 e POE3 localizzati rispettivamente a 150 m e 250 m a valle idraulica dal confine del corpo della discarica in oggetto. COC Conc. Percolato Virt. mg/l POE1 Conc Water Table (LF) mg/l Conc POE2 GW 150 m mg/l Conc POE3 GW 250m mg/l Conc POE3 SW 250m mg/l Arsenic E E E E-05 Cadmium E E E E-04 Chromium E-04 (III) 4.20E E E-04 Mercury E E E E-06 Nickel E E E E-04 Copper E E E E-04 Selenium E E E E-04 Zinc E E E E-03 Manganese E E E E-04 Fenoli e E-04 Clorofenoli 4.20E E E-04 Boro E E E E-03 Alluminio E E E E-04 TPH - Aliph E-03 >C05-C E E E di 155

115 TPH - Arom E-03 >C05-C E E E-03 Piombo E E E E-04 FERRO E E E E-03 Molybdenum E E E E-05 Antimony E E E E-05 Barium E E E E-04 Fluorine (soluble fluoride) E E E E-04 Cyanide E E E E-05 SOLFATI E E E E-01 CLORURI E E E E-01 DOC E E E E-01 TDS E E E E-01 Tabella 26 Concentrazioni dei COC in falda (GW) e acque superficiale (SW) nei POE Nella figura che segue si riporta il modello concettuale con i valori dei fattori di diluizione stimati utilizzando i modelli descritti in precedenza. 115 di 155

116 Nelle figure che seguono sono riportati i valori delle concentrazioni (steady-state) dei COCs in falda stimate nei POE (Point of Exposure) indiviuati a 0, 150 e 250 m dalla sorgente di contaminazione dell acquifero rappresentata dalla discarica. I valori delle concentrazioni dei COCs stimati in corrispondenza dei media ambientali interessati: acquifero, atmosfera e corso d acqua; possono essere confrontati con limiti e standard nazionali ed internazionali al fine di verificare il rischio associato alla contaminazione del media ambientale interessato. Site Name: HERA TESSELLO2 2010Site Location: BUSCA 2010 Completed By: Stefano Bagli Date Completed: d-ott-yy 1 OF 2 DOMENICO GROUNDWATER MODELING SUMMARY OFF-SITE GROUNDWATER EXPOSURE PATHWAYS (CHECKED IF PATHWAY IS ACTIVE) SOILS LEACHING TO GROUNDWATER: INGESTION 1) Source Medium 2) Steady-state Exposure Concentration 3) POE Concentration Limit 4) Time to Reach POE Conc. Limit Groundw ater: POE Conc. (mg/l) Groundw ater: POE Conc. (mg/l) Conc. limit reached? (" " if yes) ; Time (yr) Off-site 1 Off-site 2 Off-site 1 Off-site 2 Off-site 1 Off-site 2 (15000 cm) (25000 cm) (15000 cm) (25000 cm) (15000 cm) (25000 cm) Soil Conc. Constituents of Concern (mg/kg) Residential Surf. Water Residential Surf. Water Residential Surf. Water Arsenic * 4.0E-1 3.4E-5 2.6E-5 4.5E-5 NC NA NA Cadmium * 3.0E+0 2.5E-4 1.9E-4 NC NC NA NA Chromium (III) (total chromium) 5.0E+0 4.2E-4 3.2E-4 2.3E+1 NC NA NA Mercury 5.0E-2 4.2E-6 3.2E-6 4.7E-3 NC NA NA Nickel 3.0E+0 2.5E-4 1.9E-4 3.1E-1 NC NA NA Copper 1.5E+1 1.3E-3 9.7E-4 6.3E-1 NC NA NA Selenium 3.0E+0 2.5E-4 1.9E-4 7.8E-2 NC NA NA Zinc * 2.0E+1 1.7E-3 1.3E-3 4.7E+0 NC NA NA Manganese 1.0E+1 8.4E-4 6.5E-4 2.2E+0 NC NA NA Phenol 5.0E+0 4.2E-4 3.2E-4 4.7E+0 2.4E+2 NA NA Boron 2.0E+1 1.7E-3 1.3E-3 3.1E+0 NC NA NA Aluminum 1.0E+1 8.4E-4 6.5E-4 1.6E+1 NC NA NA TPH - Aliph >C05-C06 5.0E+1 4.2E-3 3.2E-3 9.4E-1 NC NA NA TPH - Arom >C05-C07 5.0E+1 4.2E-3 3.2E-3 6.3E-2 NC NA NA Lead (inorganic) * 5.0E+0 4.2E-4 3.2E-4 5.5E-2 NC NA NA IRON 5.0E+1 4.2E-3 3.2E-3 4.7E+0 NC NA NA Molybdenum 1.0E+0 8.4E-5 6.5E-5 7.8E-2 NC NA NA Antimony 1.0E+0 8.4E-5 6.5E-5 6.3E-3 NC NA NA Barium 1.0E+1 8.4E-4 6.5E-4 3.1E+0 NC NA NA Fluorine (soluble fluoride) 1.5E+1 1.3E-3 9.7E-4 9.4E-1 NC NA NA Cyanide 1.0E+0 8.4E-5 6.5E-5 3.1E-1 NC NA NA Ammonia 3.6E+1 2.9E E E E+99 NA NA Ethyl benzene 1.1E+1 8.6E E E+0 2.8E+1 NA NA Styrene 1.4E+1 1.1E E E+0 6.8E+1 NA NA Xylenes (mixed isomers) 1.1E+1 8.6E E E+0 5.3E+1 NA NA Figura 38 Concentrazioni COC in falda nei POE Nella Tabella che segue si riportano i valori dei Fattori di Diluizione Totali (NAF=LF+DAF) per i diversi COC nel percorso dal suolo insaturo alla falda in corrispondenza dei POE2 e POE3. Si osserva come nel caso del recettore POE-OnSITE il fattore di diluizione NAF coincide con LF. 116 di 155

117 TIER 2 EXPOSURE CONCENTRATION AND INTAKE CALCULATION GROUNDWATER EXPOSURE PATHWAYS (Checked if Pathway is Complete) SOILS (0-100 cm): LEACHING TO GROUNDWATER INGESTION 1) Source Medium 2) NAF Value (L/kg) 3) Exposure Medium Receptor Groundw ater: POE Conc. (mg/l) (1)/(2) On-site (0 cm) Off-site 1 (15000 cm) Off-site 2 (25000 cm) On-site (0 cm) Off-site 1 (15000 cm) Off-site 2 (25000 cm) Soil Conc. Constituents of Concern (mg/kg) None None None None None None Arsenic * 4.0E-1 9.3E+3 1.2E+4 4.3E-5 3.4E-5 Cadmium * 3.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 3.2E-4 2.5E-4 Chromium (III) (total chromium) 5.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 5.4E-4 4.2E-4 Mercury 5.0E-2 9.3E+3 1.2E+4 5.4E-6 4.2E-6 Nickel 3.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 3.2E-4 2.5E-4 Copper 1.5E+1 9.3E+3 1.2E+4 1.6E-3 1.3E-3 Selenium 3.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 3.2E-4 2.5E-4 Zinc * 2.0E+1 9.3E+3 1.2E+4 2.1E-3 1.7E-3 Manganese 1.0E+1 9.3E+3 1.2E+4 1.1E-3 8.4E-4 Phenol 5.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 5.4E-4 4.2E-4 Boron 2.0E+1 9.3E+3 1.2E+4 2.1E-3 1.7E-3 Aluminum 1.0E+1 9.3E+3 1.2E+4 1.1E-3 8.4E-4 TPH - Aliph >C05-C06 5.0E+1 9.3E+3 1.2E+4 5.4E-3 4.2E-3 TPH - Arom >C05-C07 5.0E+1 9.3E+3 1.2E+4 5.4E-3 4.2E-3 Lead (inorganic) * 5.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 5.4E-4 4.2E-4 IRON 5.0E+1 9.3E+3 1.2E+4 5.4E-3 4.2E-3 Molybdenum 1.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 1.1E-4 8.4E-5 Antimony 1.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 1.1E-4 8.4E-5 Barium 1.0E+1 9.3E+3 1.2E+4 1.1E-3 8.4E-4 Fluorine (soluble fluoride) 1.5E+1 9.3E+3 1.2E+4 1.6E-3 1.3E-3 Cyanide 1.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 1.1E-4 8.4E-5 Ammonia 3.6E+1 1.0E E E E-52 Ethyl benzene 1.1E+1 1.0E E E E-53 Styrene 1.4E+1 1.0E E E E-52 Xylenes (mixed isomers) 1.1E+1 1.0E E E E-53 * = Chemical with user-specified data Tabella 27 Fattori di diluizione TOTALI NAF in Falda per POE1 e POE2 117 di 155

118 TIER 2 EXPOSURE CONCENTRATION AND INTAKE CALCULATION SURFACE WATER EXPOSURE PATHWAYS (Checked if Pathway is Complete) SOILS (0-100 cm): LEACHING TO GW/ DISCHARGE TO SURFACE WATER / DERMAL 1) Source Medium 2) NAF Value (L/kg) 3) Exposure Medium CONTACT & INGESTION VIA SWIMMING Receptor Surface Water: POE Conc. (mg/l) (1)/(2) Soil Conc. Off-site 2 (25000 cm) Off-site 2 (25000 cm) Constituents of Concern (mg/kg) Surface Water Surface Water Arsenic * 4.0E-1 1.6E+4 2.5E-5 Cadmium * 3.0E+0 1.6E+4 1.9E-4 Chromium (III) (total chromium) 5.0E+0 1.6E+4 3.1E-4 Mercury 5.0E-2 1.6E+4 3.1E-6 Nickel 3.0E+0 1.6E+4 1.9E-4 Copper 1.5E+1 1.6E+4 9.4E-4 Selenium 3.0E+0 1.6E+4 1.9E-4 Zinc * 2.0E+1 1.6E+4 1.3E-3 Manganese 1.0E+1 1.6E+4 6.3E-4 Phenol 5.0E+0 1.6E+4 3.1E-4 Boron 2.0E+1 1.6E+4 1.3E-3 Aluminum 1.0E+1 1.6E+4 6.3E-4 TPH - Aliph >C05-C06 5.0E+1 1.6E+4 3.1E-3 TPH - Arom >C05-C07 5.0E+1 1.6E+4 3.1E-3 Lead (inorganic) * 5.0E+0 1.6E+4 3.1E-4 IRON 5.0E+1 1.6E+4 3.1E-3 Molybdenum 1.0E+0 1.6E+4 6.3E-5 Antimony 1.0E+0 1.6E+4 6.3E-5 Barium 1.0E+1 1.6E+4 6.3E-4 Fluorine (soluble fluoride) 1.5E+1 1.6E+4 9.4E-4 Cyanide 1.0E+0 1.6E+4 6.3E-5 Ammonia 3.6E+1 1.7E E-52 Ethyl benzene 1.1E+1 1.7E E-53 Styrene 1.4E+1 1.7E E-53 Xylenes (mixed isomers) 1.1E+1 1.7E E-53 Tabella 28 Fattori di diluizione TOTALI NAF in Acque Superficiali per POE3 I fattori di diluizione sono stati calcolati per i punti POE1, POE2 e POE3 localizzati rispettivamente a 0 m, 150 m (in falda) e 250 m (acque superficiali) dai confini del corpo della discarica lungo la direzione del flusso della falda. Si può assumere conservativamente che per i punti di controllo localizzati a 150 m o 250 m dai confini della discarica lungo la direzione del flusso della falda si abbiano i medesimi valori del fattori di diluizione e di conseguenza delle concentrazioni dei COCs stimate nei POE. Per i contaminanti presenti nel percolato, come ad esempio SOLFATI, TDS, DOC e CLORURI, che non sono consideranti nella Analisi di Rischio per la salute umana, in quanto non considerati come tossici o cancerogeni, è possibile arrivare a stimare il valore della 118 di 155

119 concentrazione in corrispondenza dei POE moltiplicando la concentrazione C0 presente nel percolato per il fattore di diluizione totale (NAF) in corrispondenza dei POE. COC Conc. Virt. mg/l Conc POE1 Water Table (LF) mg/l Conc GW POE2_150m mg/l Conc GW POE3_250m mg/l Limite CSC Dlgs 152/06 e s.m.i Dlgs 152/2006 Tabella 1A SOLFATI E E E E E+02 CLORURI E E E-01 Nd 2.00E+02 DOC E E E-01 Nd nd TDS E E E-01 Nd nd Tabella 29 Confronto tra valori attesi in falda nei POE e limiti normativi vigenti per solfati, cloruri, DOC e TDS Come ulteriore criterio di accettabilità del rischio stimato si può procedere attraverso la semplice verifica della concentrazione stimata nel punto di esposizione con i valori delle concentrazioni limite fissate dagli standard internazionali oppure dalla normativa vigente. In questo caso si fa riferimento ai valori limite di concentrazione in falda ritenuti accettabili dal Dlgs 152/2006 e s.m.i. sia per quanto concerne i limiti definiti per le acque di falda contaminate sia per i limiti definiti per le acque idonee al consumo umano. 119 di 155

120 COC Conc. Virt. mg/l Conc Water Table (LF) mg/l Conc GW POE2_150 mg/l Conc GW POE3_250 mg/l Conc SW POE3_250 mg/l CSC Dlgs 152/2006 mg/l Surface Water Critera USEPA 5 mg/l Tab.5, D.M 03/08/2005 mg/l Tab.5, D.M 27/09/2010 mg/l Dlgs 152/2006 Tabella 1A Arsenic E E E E E E E E-02 Cadmium E E E E E E E E-03 Chromium (III) E E E E E E E E-02 Mercury E E E E E E E E-04 Nickel E E E E E E E+00 nd Copper E E E E E E E E-02 Selenium E E E E E E E-02 nd Zinc E E E E E E E E-01 Manganese E E E E E-02 - nd nd 5.000E-02 Fenoli e Clorofenoli E E E E E nd nd 1.000E-03 Boro* E E E E E+00 - nd nd 1.000E+00 Alluminio* E E E E E-01 - nd nd nd TPH - Aliph >C05-C E E E E E-01 - nd nd 5.000E-02 TPH - Arom >C05-C E E E E E-01 - nd nd 5.000E-02 Piombo* E E E E E E E E-02 FERRO E E E E E-01 - nd nd 1.000E-01 Molybdenum E E E E-05 nd E E+00 nd Antimony E E E E E E E-02 nd Barium E E E E-04 nd E E E-01 Fluorine (soluble fluoride) E E E E E E E E+00 Cyanide E E E E E E-01 nd 5.000E-02 5 Texas Surface Water Quality Criteria, 30 TAC 307 Table 3, downloaded June 2003 e EPA Water Quality Criteria, downloaded June di 155

121 COC Conc. Virt. mg/l Conc Water Table (LF) mg/l Conc GW POE2_150 mg/l Conc GW POE3_250 mg/l Conc SW POE3_250 mg/l CSC Dlgs 152/2006 mg/l Surface Water Critera USEPA 5 mg/l Tab.5, D.M 03/08/2005 mg/l Tab.5, D.M 27/09/2010 mg/l Dlgs 152/2006 Tabella 1A SOLFATI E E E E E E E E+02 CLORURI E E E E-01 nd 1.50E E E+02 DOC E E E E-01 nd E E+02 nd TDS E E E E-01 nd 6.00E E+04 nd Tabella 30 Concentrazione Limite per la falda Dlgs 152/06 e Standard USEPA 121 di 155

122 Dalla analisi della tabella precedente si rileva come i valori delle concentrazioni dei COCs in corrispondenza dei punti di esposizione POE2 e POE3 siano sempre inferiori ai limiti/standard vigenti, e pertanto si può affermare come il rischio per la componente ambientale acquifero risulti minimo ed accettabile nelle immediate vicinanze del sito della discarica. Nella figura che segue si riporta l andamento spazio-temporale delle concentrazioni di Arsenico nell acquifero in funzione della distanza dal rilascio e del tempo. Si osserva come la velocità del flusso in falda sia molto limitata, dell ordine di qualche decina di centimetri al giorno, per tale ragione la contaminazione di inquinanti impiega per raggiungere i POE2 e POE3 esterni al sito un tempo superiore ai 100 anni. Site Name: HERA TESSELLO2 Completed By: Stefano Bagli Job ID: Site Location: BUSCA Date Completed: 25/01/ of 16 Constiuent: Arsenic Source Medium: Biodegredation: Affected Soils Leaching to Groundwater None Concentration vs. Distance from Source Time (yr) 10.0 FALSO 1E-05 0 Off-site1 Off-site2 (for given time) 1E-06 ### Residential Surf. Water Distance (cm) ### t = 10.0 yr 6.3E-6 3.5E-9 4.9E E+0 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 ### 0.0E+0 0.0E+0 Conc. (mg/l) Steady-state 6.3E-6 6.3E-6 6.2E-6 5.8E-6 5.4E-6 4.9E-6 4.5E-6 4.2E-6 3.9E-6 3.6E-6 3.4E-6 ##### 4.9E-6 3.8E-6 Conc. (mg/l) POE Concentration Limit (mg/l) 5.7E-5 1.1E-2 1.0E-5 1.0E-6 1.0E-7 Steady-state 1.0E-8 1.0E-9 t = 10.0 t = 10.0 yr yr 1.0E-10 Off-site1 Conc.Limit 1.0E E-12 Off-site2 Conc.Limit Distance Concentration vs. Time Distance (cm) E-06 (for given distance from source) E-6 2E-06 Time (yr) Time to Reach x = cm 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 2.8E E E E E E-9 9.1E-9 ##### Conc. Limit (yr) Conc. (mg/l) Off-site1 (15000 cm) 0.0E+0 0.0E+0 4.5E E E E-9 3.4E-8 1.5E-7 4.3E-7 8.9E-7 1.5E-6 Off-site1 NA Off-site2 (25000 cm) 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 2.8E E E E E E-9 9.1E-9 Off-site2 NA Conc. (mg/l) 2.0E-6 1.5E-6 1.0E-6 5.0E-7 0.0E Time (yr) Figura 39 Distribuzione Spazio Temporale delle concentrazioni di arsenico in falda x = cm x = Off-site cm (15000 cm) Off-site2 (25000 cm) Off-site1 Conc.Limit Off-site2 Conc.Limit Il fattore ADF viene stimato, per i POE2 e POE3, simulando mediante modello gaussiano 3D (USEPA ISCLT3) l emissione di biogas dalla superficie areale della discarica. 122 di 155

123 Le simulazioni modellistiche sono state condotte, per la sorgente areale discarica di estensione 11 he e con fattori di emissione dei COCs riportati in Tabella 31, mediante modello matematico USEPA ISC3. Nella Tabella 32 si riportano sia i valori delle concentrazioni dei COC in corrispondenza dei POE che i rispettivi valori degli ADF. COCs U. M. Max Min Media Chronic Inhalation REL (µg/m3) Flusso g/mq-sec Ammoniaca mg/nm³ E-09 Etilbenzene mg/nm³ E-09 Stirene mg/nm³ E-09 Xileni mg/nm³ E-09 Tabella 31 Flusso di emissione specifico areale dei COCs nel Biogas COCs U. M. POE1 CONC. POE2 POE3 ADF1 ADF2 ADF3 Chronic Inhalation REL (µg/m3) Ammoniaca µg/nm³ E E E Etilbenzene µg/nm³ E E E Stirene µg/nm³ E E E Xileni µg/nm³ E E E Tabella 32 Concentrazioni dei COC del biogas nei POE e ADF Analizzando i valori di concentrazione in direzioni sottovento si osserva come essi siano di alcuni ordini di grandezza inferiori ai limiti/standard già a partire da una distanza di 50 m in direzione sottovento dal limite della discarica. B.3 VALUTAZIONE DELL ESPOSIZIONE Nota la concentrazione nel punto di esposizione in corrispondenza dei media di esposizione considerati (acqua, suolo, cibo) é possibile stimare la dose giornaliera con cui i potenziali recettori vengono a contatto. Per esposizione si definisce il contatto tra un organismo (umano nel caso del rischio per la salute) ed un composto chimico o un agente fisico (USEPA, 1988). La valutazione della magnitudo dell esposizione consiste nella quantificazione (misura o stima) della dose, ovvero della quantità (massa nel caso di composto chimico) di agente che entra in 123 di 155

124 contatto con l organismo umano attraverso i propri organi di scambio con l ambiente (polmoni, pelle, intestino, etc..) all interno di uno specifico intervallo di tempo. E = t t 2 1 C ( t)dt La stima quantitativa della magnitudo dell esposizione, è espressa in termini di massa di sostanza in contatto con l organismo normalizzata nell unità di tempo e per unità di peso corporeo (mg COC per kg peso corporeo per giorno, mg/(kg*d). Si osserva come l intake rappresenti una stima conservativa rispetto alla massa che effettivamente viene assorbita dagli organi dei ricettori, essa rappresenta la massa che entra in contatto con il recettore. Ipotizzando che la concentrazione nel media di esposizione e i parametri anatomici che definiscono il contatto con esso rimangano costanti per l intera durata dell esposizione si ottiene: C I = em CR EF ED BW AT I=Intake quantità di COC in contatto con il ricettore in (mg/kg-giorno) C em =Concentrazione del COC mediata nel periodo di esposizione (mg/kg, mg/nm 3, mg/l) CR= Massa di mezzo di esposizione contaminato ingerito, inalato o assorbito per unità di tempo (mg/giorno) EF= Frequenza Annua dell esposizione (giorni/anno) ED= Durata dell esposizione (anni) BW=Peso Corporeo del recettore (kg) AT= Durata in cui viene effettuata la media dell esposizione (giorni). Il valore di AT definisce la durata temporale su cui viene normalizzata la dose assorbita, esso si differenzia a seconda della tipologia di composti oggetto della stima. Composti classificati come tossici AT= durata del periodo di esposizione. 124 di 155

125 Intake I=Dose Media Giornaliera (Average Daily Dose ADD). Composti Cancerogeni AT= Life Time (durata media della vita del ricettore umano esposto). Intake I= Dose Media Giornaliera nell arco di durata della Vita (Lifetime Average Daily Dose LADD). Di seguito si riportano i dettagli delle equazioni di stima degli Intake per i diversi percorsi di esposizione selezionati: INGESTIONE DI SUOLO I soil = C CRsol Fsoil EF BW AT 365day / soil ED yr dove: Csoil =Concentrazione del COC nel suolo(mg/kg) CRsoil= Ingestione accidentale di suolo giornaliera (mg/day) EF= Frequenza dell esposizione (days/yr) ED= Durata dell esposizione (yr) Fsoil= Frazione del exposure medium (suolo) contaminato BW=peso corporeo (kg) AT= Durata dell esposizione o LifeTime INGESTIONE DI ACQUA CONTAMINATA I dw = Cdw CRdw Fdw EF ED BW AT 365day / yr dove: Cdw= Concentrazione del COC in acqua(mg/l) 125 di 155

126 CRdw=Consumo giornaliero (L/day) EF= Frequenza dell esposizione (days/yr) ED= Durata dell esposizione (yr) Fdw= Frazione del exposure medium (acqua) contaminato BW=peso corporeo (kg) AT= Durata dell esposizione o LifeTime ASSORBIMENTO DERMALE CON COC nel SUOLO Il parametro DAevent è stimato considerando: La concentrazione del COC nel suolo Il fattore di aderenza suolo pelle La frazione di absorption (% assorbita di COC dalla pelle) 126 di 155

127 INALAZIONE DI VAPORI E POLVERI OUTDOOR E INDOOR Dove: B0= tasso di inalazione outdoor Bi= tasso di inalazione indoor B.4 VALUTAZIONE DELLA RELAZIONE DOSE-RISPOSTA La determinazione della curva dose-risposta nel caso della procedura di valutazione del rischio, consiste nella stima della relazione esistente tra la dose di un agente chimico o il livello di esposizione ad una sostanza, con la stessa probabilità di sviluppare degli effetti negativi sulla specie animale test. Essa comprende una descrizione quantitativa di tale relazione dose-risposta, ma anche una discussione sulle incertezze e sulla validità dei risultati ottenuti. Per ottenere i dati necessari all analisi di rischio vengono utilizzate due tipi di estrapolazione: Estrapolazione da specie a specie (animale uomo); Estrapolazione dalle alte (nei test su animali) alle basse dosi (nell ambiente). Pertanto molto importante è il modello di estrapolazione utilizzato per ricavare i dati. Come già detto è essenzialmente diversa la curva dose-risposta fra sostanze tossiche e sostanze cancerogene; per le prime è prevista una soglia al di sotto della quale la risposta è nulla (ossia per esposizioni anche prolungate non si manifestano risposte nel soggetto esposto), per le seconde invece esiste sempre una risposta per qualsiasi dose non nulla. Emerge quindi la necessità di utilizzare modelli matematici statistici per predire le risposte alle basse dosi derivandole da quelle riscontrate alle alte dosi. 127 di 155

128 Per questo motivo viene definita la risposta come Probabilità P(d) di sviluppo di un tumore nel corso della vita di un individuo se esso è esposto ad un agente cancerogeno ad una dose d mentre la risposta di background è la Probabilità P(d_bg) di sviluppo di un tumore nel corso della vita di un individuo se esso è esposto ad un agente cancerogeno alla dose di background d_bg. Si ottiene il modello Dose-Response di Background: P( d ) = p + (1 p) * F ( d ) Da cui la funzione eccesso di rischio: P( d) p R ( d) = = F( d) 1 p Definito come il rischio di sviluppare effetti avversi in seguito ad una dose d, oltre il rischio di background. Per quanto riguarda il caso in oggetto per quanto riguarda i parametri necessari alla valutazione del rischio, si è fatto riferimento a due banche dati on-line ed in particolare: OEHHA; Toxicity criteria database; IRIS;Integrated Risk Information System (USEPA). I parametri indicati all interno di tale database sono estrapolati con diverse metodologie, indicate sul database. In questi modelli il fattore di potenza cancerogena viene stimato interpolando i dati degli studi animali, utilizzando modelli LMS (Linear Multi-Stage): P( d) = 1 e [ ( K K 1* d + K 2* d * K n d n)] Nel modello multistage, gli esponenti delle dosi sono prefissati mentre i coefficienti sono calcolati, mediante elaboratore, sulla base dei coefficienti sperimentali. Per linearizzare questo modello nell ambito della zona delle dosi basse si utilizza il limite di confidenza superiore (Upper Confidence Limit, UCL) della componente lineare (il coefficiente K1) della formulazione matematica. L UCL è in pratica la potenza cancerogena o l unità di rischio (UR-CPF). 128 di 155

129 Supponendo di stimare i coefficienti K con un livello di confidenza superiore del 95% interpolando i dati sui saggi tossicologici sugli animali si ottiene dalla semplificazione: P( d) = 1 e P(0) = 1 e * 0 * ( K + K 1* d ) * ( K 1* d ) da cui si ottiene l Eccesso di Rischio: R( d) = 1 e * ( K 1* d ) Il parametro K1* stimato con un livello di confidenza all estremo superiore del 95% (95-esimo percentile), è definito come Cancer Slope Factor (CSF) o fattore di potenza cancerogena del COC. Il CSF rappresenta dunque l incremento del rischio da cancro per effetto di una dose unitaria (Unità di Rischio). 129 di 155

130 C CARATTERIZZAZIONE DEL RISCHIO C.1 RISCHIO PER LA SALUTE UMANA I potenziali effetti nocivi sulla salute delle popolazioni, sottoposta all esposizione di sostanze contaminanti in corrispondenza del punto di esposizione, possono essere definiti utilizzando i dati pubblicati dall U.S. EPA Integrated Risk Information System (IRIS) e da altri centri di ricerca e documentazione, essenzialmente statunitensi. Lo studio di analisi di rischio sanitario ambientale prende in considerazione le sostanze tossiche croniche, valutando i rischi che l inquinamento dell ambiente con tali sostanze può causare sulla salute degli individui a seguito di un assimilazione cronica. I parametri che caratterizzano la tossicità e la cancerogenicità dei composti individuati sono i seguenti: 1) Chronic Reference Dose (RfD) per gli effetti tossici, non cancerogeni. La dose di riferimento RfD rappresenta la dose media giornaliera soglia, al di sotto della quale non si ha alcun effetto negativo sulla salute umana durante l intera vita. Per tener conto della sensibilità della popolazione, i valori di RfD sono significativamente più bassi dell effettivo livello di tolleranza determinato sulla base di studi sull uomo o sugli animali (NOAEL = No Observed Adverse Effect Level). Il NOAEL viene convertito in RfD sulla base di un fattore di incertezza UF ed di un fattore di modificazione MF. UF, in particolare, rappresenta il livello di incertezza e assume valori compresi fra 10 e Il valore di MF è invece compreso fra 0 e 10 e dipende dal grado di incertezza professionale circa gli studi e le banche dati utilizzati nelle sperimentazioni; in mancanza di indicazioni puntuali, si assume MF = 1. Nel caso di esposizione ad Inalazione la Reference Dose può essere convertita nella Referece Concentration attraverso la seguente espressione: 130 di 155

131 2) Slope Factor (SF) per gli effetti cancerogeni Per le sostanze cancerogene, che coinvolgono il DNA e sono causa di effetti genotossici (mutagenesi, teratogenesi, cancerogenesi,...) si verifica invece una correlazione di tipo lineare nel diagramma dose-risposta. In realtà, l assunzione della linearità per basse dosi costituisce un ipotesi conservativa in assenza di dati reali; in ogni caso, per tali sostanze si assume che non esista una soglia di non effetto. Il fattore SF è usualmente misurato in (mg/kg/d) -1 e corrisponde al limite superiore di confidenza 95% del modello lineare dose-effetto, valido per le basse dosi. In Allegato A sono specificati i valori delle RfD e SL per i COCs oggetto della valutazione presenti nel DB del software RBCA ToolKit. C.1.1 Rischio Cancerogeno Il Rischio Cancerogeno Individuale è definito dalla misura dell aumento di probabilità che un singolo recettore umano ha di sviluppare il cancro nell arco dell intera durata della sua vita, in seguito all esposizione ad agenti chimici cancerogeni. In tal caso si parla anche di Eccesso di rischio cancerogeno individuale oltre il valore di background. Individual_ CancerRisk = LADD CSF LADD = I i i AT = Life Time i i dove: CSF i = Fattore di Potenza Cancerogena (Cancer Slope Factor) del i-esimo COC (mg/kg-day) di 155

132 LADD i =Intake Totale normalizzato nell arco della durata della vita per ogni singolo ricettore e composto i, ottenuto sommando il contributo di tutti i k percorsi di esposizione. (mg/kg-day). L utilizzo del coefficiente CSF è valido solo nell ipotesi di esposizione alle basse dosi, che risulta accettabile nell ambito delle esposizioni a cancerogeni rilasciati nell ambiente con rischi non superiori a Nelle condizione tipiche della contaminazione ambientale è molto probabile che una popolazione di individui sia esposta contemporaneamente a più agenti chimici cancerogeni, in queste condizioni, sotto determinate ipotesi, la stima quantitativa del rischio cancerogeno individuale si ottiene sommando i rischi individuali associati alle singole sostanze. Le ipotesi riguardano: Indipendenza di azione dei composti chimici cancerogeni (non si considerano le sinergie e gli effetti antagonisti), Indipendenza di distribuzione dei rischi relativi ai singoli composti, si ha: TotalIndiv idual _ CancerRisk = i Individual _ CancerRisk i Le limitazioni insite in questo approccio sono: Elevata conservatività; Impossibilità di considerare le interazioni tra le sostanze. C.1.2 Pericolo Tossico Le sostanze tossiche classiche non cancerogene hanno una relazione tra dose e risposta (effetto sull organismo) caratterizzata dalla presenza di una soglia di non effetto, ovvero gli effetti negativi si manifestano sugli organismi esposti solo se la dose supera un certo valore di soglia. La caratterizzazione del pericolo associato all esposizione a sostanze tossiche avviene attraverso la stima del Quoziente di Pericolo. Il Quoziente di Pericolo non è una misura probabilistica come il rischio cancerogeno, ma piuttosto, una misura della magnitudo dell esposizione a sostanze tossiche classiche rispetto ai 132 di 155

133 rispettivi livelli di esposizione standard (RfD Reference Dose) a cui corrispondono effetti non negativi anche per le popolazioni deboli. Quoziente di Pericolo mediante un confronto tra il livello di esposizione standard relativo al composto i e la dose totale assorbita da un generico individuo appartenente al recettore umano k riferite entrambe rispetto al medesimo intervallo temporale di esposizione: HQ ( x, y) = ij ADD dove: ij = I ij ADD ( x, y) ij RfD AT jk i = Durata _ Esposizione ADD ij ( x, y) = Dose media Giornaliera mediata nella durata dell esposizione relativa al tossico i per il ricettore j ottenuta sommando il contributo dei k percorsi di esposizione j (mg/kg-d) RfD i = Dose di Riferimento (Reference Dose) per il COC i-esimo al di sotto della quale non si hanno effetti (mg/kg-d) Il Quoziente di Pericolo (HQ) è stimato singolarmente per ogni COC a cui i recettori sono esposti, ed è quindi possibile stimare il Quoziente di Pericolo totale sommando gli HQi: HQ _ Tot ( x, y) = i j i HQ ij Una volta definiti le stime del rischio è necessario definire i criteri di accettabilità di un rischio (Target Level). Nel caso di esposizioni acute e croniche per inalazione a sostanze tossiche sono stati definiti in letteratura (HWIR e OEHHA) alcune concentrazioni di riferimento che garantiscono la salvaguardia della salute umana. La verifica del rispetto di tali standard stimati mediante approccio risk-based garantisce la salvaguardia dei recettori più sensibili da possibili effetti negativi di tipo acuto. C.2 RISULTATI ANALISI RISCHIO CANCEROGENO E PERICOLO TOSSICO Nelle tabelle che seguono sono riportati i risultati delle valutazioni del rischio condotte secondo la metodologia RBCA Tier II implementata nel software RBCA ToolKit. I risultati dell analisi sono esposti secondo la modalità diretta (forward mode) per il calcolo del rischio sanitario causato dalle sorgenti di contaminazione nelle acque sotterranee. In particolare, 133 di 155

134 nota la concentrazione rappresentativa della sorgente, è stata stimata l esposizione del recettore, tenendo conto dell attenuazione causata dai fattori di trasporto. Il rischio è stato calcolato considerando la tossicità delle sostanze mediante i parametri RfD ( Reference Dose ) e SF ( Slope Factor ). I valori del rischio cancerogeno e del pericolo tossico sono quantificati analizzando il contributo dei singoli COCs e dei diversi percorsi di esposizione rispetto al valore totale. Il Rischio e pericolo tossico sono quantificati in corrispondenza dei 3 recettori ipotizzando come percorsi di esposizione l ingestione di acqua contaminata (percolato) e l inalazione di aria contaminata dal biogas e percolato. Il recettore POE3 Off Site fa riferimento alla contaminazione del rio Busca pertanto il rischio cancerogeno ed il pericolo tossico sono relativi alla sola ingestione di acqua contaminata. POE1 ONSITE POE2 150 m OFFSITE POE3 250 m RIO BUSCA HQ_TOT 1.84E E E-03 CR_TOT 9.60E E E-09 HQ_TOT 1.84E E E-03 CR_TOT 9.60E E E-09 HQ_INALAZIONE 0.00E E E-04 HQ_INGESTIONE 1.84E E E-03 CR_INALAZIONE 0.00E E E+00 CR_INGESTIONE 9.60E E E-09 Tabella 33 Risultati HQ e CR in corrispondenza dei POE 134 di 155

135 Return Print Sheet RBCA SITE ASSESSMENT RBCA SITE ASSESSMENT Baseline Risk Summary-All Pathways Site Name: HERA TESSELLO Completed By: Stefano Bagli Site Location: HelpBUSCA 2010 Date Completed: d-ott-yy 1 of 1 BASELINE RISK SUMMARY TABLE BASELINE CARCINOGENIC RISK BASELINE TOXIC EFFECTS Individual COC Risk Cumulative COC Risk Risk Hazard Quotient Hazard Index Toxicity EXPOSURE Maximum Target Total Target Limit(s) Maximum Applicable Total Applicable Limit(s) PATHWAY Value Risk Value Risk Exceeded? Value Limit Value Limit Exceeded? OUTDOOR AIR EXPOSURE PATHWAYS NC 1.0E-6 NC 1.0E-5 2.7E-4 1.0E+0 3.7E-4 1.0E+0 VERO Complete? INDOOR AIR EXPOSURE PATHWAYS NA NA NA NA NA NA NA NA FALSO Complete? SOIL EXPOSURE PATHWAYS NA NA NA NA NA NA NA NA FALSO Complete? GROUNDWATER EXPOSURE PATHWAYS 9.6E-7 1.0E-6 9.6E-7 1.0E-5 8.6E-2 1.0E+0 1.8E-1 1.0E+0 VERO Complete? SURFACE WATER EXPOSURE PATHWAYS VERO 1.1E-9 1.0E-6 1.1E-9 1.0E-5 8.6E-4 1.0E+0 1.8E-3 1.0E+0 Complete? CRITICAL EXPOSURE PATHWAY (Maximum Values From Complete Pathways) 9.6E-7 1.0E-6 9.6E-7 1.0E-5 8.6E-2 1.0E+0 1.8E-1 1.0E+0 Groundwater Groundwater Groundwater Groundwater Tabella 34 Recettori On-Site - Valori del rischio cancerogeno e Pericolo Tossico (HQ) per i diversi percorsi di esposizione 135 di 155

136 Arsenic * Cadmium * Chromium (III) (total chromium) Mercury Nickel Copper Selenium Zinc * Manganese Phenol Boron Aluminum TPH - Aliph >C05-C06 TPH - Arom >C05-C07 Lead (inorganic)* IRON Molybdenum Antimony Barium Fluorine (soluble fluoride) Cyanide Ammonia Ethyl benzene Styrene POE3 POE3 POE1 POE2 POE1 POE2 POE2 POE3 POE2 POE3 HQ_SW CR_SW HQ_GW HQ_GW CR_GW CR_GW HQ_AI HQ_AI CR_AI CR_AI 9.20E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E E di 155

137 POE3 POE3 POE1 POE2 POE1 POE2 POE2 POE3 POE2 POE3 HQ_SW CR_SW HQ_GW HQ_GW CR_GW CR_GW HQ_AI HQ_AI CR_AI CR_AI Xylenes (mixed isomers) 1.10E E E E E-05 TOTALE 1.84E E E E E E E E E E+00 SW=Ingestione Acqua superficiale RIO BUSCA GW= Ingestione di Acqua di Falda AI= Inalazione aria contaminata dal biogas e volatilizzazzione falda Tabella 35 Risultati AR 137 di 155

138 Il rischio cancerogeno è determinato unicamente dalla ingestione e contatto dermale con acqua contaminata dall Arsenico presente nel percolato della discarica. Per quanto concerne il pericolo tossico, in Figura 40 si riporta il contributo percentuale di ciascun COCs sull Hazard Quotient Totale in corrispondenza dei Point of Exposure POE3 Torrente Rio Busca. Nella Figura 41 si riporta in contributo % di ciascun COC al pericolo tossico totale per il recettore POE1 mentre nella Figura 41 contributo dei COCs sul HQ Ingestione acqua di Falda POE1. Nella Figura 42 si riporta il contributo % dei COC sul HQ totale determinato dalla ingestione ed inalazione di contaminanti. Figura 40 Contributo dei COCs sul HQ Ingestione Acqua POE3 RIO BUSCA 138 di 155

139 Figura 41 Contributo dei COCs sul HQ Ingestione acqua di Falda POE1 ONSITE Figura 42 Contributo dei COCs sul HQ Ingestione acqua di Falda POE1 139 di 155

140 Figura 43 Contributo dei COCs sul HQ Ingestione acqua di Falda+ Inalazione POE2 Nella Figura 44 si riporta il valore dell Hazard Quotient associato a ciascun percorso di esposizione (ingestione ed inalazione) in corrispondenza dei POE1, POE2 e POE3. L ingestione di acqua contaminati dalla falda costituisce il principale percorso di esposizione per i recettori esposti. 140 di 155

141 Figura 44 HQ per Via di Esposizione e HQ Totale C.2.1 Criteri di calcolo del rischio per più vie di esposizione Per quanto concerne il criterio di cumulazione delle concentrazioni individuali dovute a più vie d esposizione, si fa riferimento all approccio ISPRA 2008 simile a quello adottato nel documento Standard Guide for Risk-Based Corrective Action Applied at Petroleum Release Sites [ASTM,1995]. Il calcolo del Rischio per la salute umana viene svolto in funzione delle sorgenti di contaminazione considerate, che sono: suolo superficiale, suolo profondo, falda e prodotto libero. Per il suolo superficiale il rischio viene stimato scegliendo il valore più conservativo tra il rischio derivante dalle modalità di esposizione che hanno luogo in ambienti confinati (indoor) e il rischio derivante dalle modalità di esposizione che hanno luogo in ambienti aperti (outdoor). Nella figura seguente vengono riportati i criteri di calcolo del rischio da suolo superficiale derivante da più vie d esposizione per l ambito residenziale ed industriale. 141 di 155

142 Per il suolo profondo il rischio viene stimato scegliendo il valore più conservativo tra il rischio derivante dalle modalità di esposizione che hanno luogo in ambienti confinati (indoor) e il rischio derivante dalle modalità di esposizione che hanno luogo in ambienti aperti (outdoor). Nella figura seguente vengono riportati i criteri di calcolo del rischio da suolo profondo derivante da più vie d esposizione per l ambito residenziale ed industriale. 142 di 155

143 Per la falda il rischio viene stimato scegliendo il valore più conservativo tra il rischio derivante dalle modalità di esposizione che hanno luogo in ambienti confinati (indoor) e il rischio derivante dalle modalità di esposizione che hanno luogo in ambienti aperti (outdoor). Nella figura seguente vengono riportati i criteri di calcolo del rischio da suolo profondo derivante da più vie d esposizione per l ambito residenziale ed industriale. 143 di 155

144 Nel caso in cui vi sia anche l esposizione da ingestione di acqua contaminata si somma al rischio più conservativo da inalazione (outdoor e indoor) il rischio determinato dalla ingestione di acqua contaminata. Nel caso della discarica BUSCA in oggetto si hanno i seguenti risultati: CR TOTALE =CR Ingestione Acqua (falda POE1 e POE2 o acqua superficiale POE3) + max(cr Inalazione out + CR Inalazione Ind) HQ TOTALE =HQ Ingestione Acqua (falda POE1 e POE2 o acqua superficiale POE3) + max(hq Inalazione out + HQ Inalazione Ind) POE1 POE2 POE3 HQ_TOT 1.84E E E-03 CR_TOT 9.60E E E-09 Tabella 36 Risultati del Pericolo Tossico HQ e Rischio Cancerogeno CR presso i recettori 144 di 155

145 C.3 CRITERI DI ACCETTABILITÀ I limiti di accettabilità del rischio cancerogeno e del pericolo tossico definiti dalla normativa nazionale vigente (Dlgs 152/2006 e s.m.i.) prevede i seguenti limiti: Rischio cancerogeno singola sostanza < 1E-06 Rischio cancerogene multipla sostanza < 1E-05 Rischio tossico singola sostanza < 1 Rischio tossico multipla sostanza < 1 I limiti di accettabilità del rischio cancerogeno e del pericolo tossico sono nettamente superiori rispetto ai valori stimati nell AR la discarica BUSCA. C.4 RISCHIO DA INALAZIONE PER I LAVORATORI ONSITE Per i recettori che si trovano On-Site si procede nella verifica del rispetto dei criteri di salvaguardia della salute umana confrontando i valori delle concentrazioni dei COC attese nell aria outdoor con i limiti internazionali TWA. Dall analisi della tabella che segue si osserva come i recettori lavoratori on-site non sono soggetti a concentrazioni in atmosfera dei COC determinati dal rilascio di BIOGAS con valori superiori ai limiti TWA ad accezione per l ammoniaca. Si osserva tuttavia che per effetto della diluizione in atmosfera le concentrazioni attese a 50 m dal confine della discarica risultano di diversi ordini di grandezza inferiori ai limiti TWA anche nel caso dell ammoniaca. Per i lavoratori che si trovano ad operare in sito si suggerisce di dotarsi di idonee DPI al fine di minimizzare il rischio per la salute umana. COC Limiti Max Conc Max Conc On-SITE On-SITE TWA WORKER WORKER 50m mg/nmc mg/nmc mg/nmc Ammonia E-08 Ethyl benzene E di 155

146 COC Limiti Max Conc Max Conc On-SITE On-SITE TWA WORKER WORKER 50m mg/nmc mg/nmc mg/nmc Styrene E-08 Xylenes (mixed isomers) E-08 Tabella 37 Confronto tra massima concentrazione in aria outdoor e i valori TWA di protezione della salute dei lavoratori C.5 RISCHIO PER L AMBIENTE: COMPONENTE AMBIENTALE ACQUIFERO Il rischio per la risorsa idrica sotterranea si calcola ponendo a confronto il valore di concentrazione del contaminante in falda, in corrispondenza del punto di conformità. (GW POE C) con i valori di riferimento per la falda (Concentrazioni Soglia di Contaminazione, CSCGW) previsti dalla normativa vigente per i siti contaminati o proposti dall ISS. Il punto di conformità è definito come il punto teorico o reale di valle idrogeologico, in corrispondenza del quale è richiesto il rispetto degli obiettivi di qualità delle acque sotterranee. Tale punto deve essere posto coincidente con il più vicino pozzo ad uso idropotabile o, qualora all interno del sito non siano presenti pozzi ad uso idropotabile, in corrispondenza del limite di proprietà dell area o, nel caso di siti di grandi dimensioni, in corrispondenza del confine della singola subarea identificata. Il rapporto tra la concentrazione del contaminante in falda in corrispondenza del punto di conformità. (GW POE C) e i valori di riferimento per la falda (Concentrazioni Soglia di Contaminazione, CSCGW) previsti dalla normativa vigente per i siti contaminati o proposti dall ISS definisce numericamente il rischio per la risorsa idrica sotterranea (RGW) e per essere accettabile deve assumere valori pari o inferiori all unita: 146 di 155

147 Il calcolo del rischio per la risorsa idrica sotterranea si differenzia in funzione della possibile sorgente di contaminazione (suolo insaturo, falda,) e le stime di rischio non vengono cumulate (figura seguente). In tale ambito, come valore di concentrazione rappresentativa per il suolo insaturo si assume il maggiore dei valori di concentrazione individuati per il suolo superficiale e profondo. Nella tabella che segue si riporta il calcolo del rischio per la falda secondo la metodologia ISPRA Il calcolo viene condotto in corrispondenza del punto di conformità localizzato a 0m (Onsite) dalla discarica BUSCA. Si rileva come i valori delle concentrazioni dei COC attese nel punto di conformità POC localizzato onsite siano sempre inferiori di diversi ordini di grandezza rispetto ai valori delle CSC definite per la falda dal D.lgs 152/06. Le concentrazioni attese in falda POE1 sono state confrontate anche con i limiti normativi definiti nella Tabella 1A dell Allegato 2 Parte Terza del Dlgs 152/2006 e s.m.i per le acque superficiali destinate al consumo umano. Si osserva come sia i valori in falda al POE1 che i valori attesi nelle acque superficiali al POE3 siano sempre inferiori a tali limiti. 147 di 155