RISCHIO PER LA SALUTE UMANA DOVUTO A RILASCI ACUTI DI SOSTANZE CHIMICHE NEL SUOLO GENERATI DA EVENTI INCIDENTALI: PROCEDURE E METODOLOGIE DI CALCOLO

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1 RISCHIO PER LA SALUTE UMANA DOVUTO A RILASCI ACUTI DI SOSTANZE CHIMICHE NEL SUOLO GENERATI DA EVENTI INCIDENTALI: PROCEDURE E METODOLOGIE DI CALCOLO R. Baciocchi (*), S. Berardi (**), C. Mariotti (***), V. Morucci (*) (*) Dipartimento di Scienze e Tecnologie Chimiche Univerità degli Studi di Roma Tor Vergata Via della Ricerca Scientifica ROMA (**) ISPESL Centro Ricerche di Monteporzio Catone Via Fontana Candida, ROMA (***) Aquater (ENI Group) Via Miralbello, San Lorenzo in Campo (PU) SOMMARIO La procedura di analii di richio per la alute umana derivante da uolo contaminato è una procedura, previta nel DM 471/99, da applicare, per la verifica della accettabilità delle concentrazioni reiduali nel uolo o nella falda, nei cai in cui, anche applicando le migliori tecnologie diponibili a coti opportabili, non ia poibile raggiungere i valori di concentrazione limite tabiliti nell Allegato 1 del citato decreto. Nel preente lavoro i riportano alcuni riultati di uno tudio relativo a tale procedura di analii di richio. In particolare, viene riportato quanto emero a eeguito di un approfondito confronto tra i principali manuali, tandard e oftware oggi utilizzati a livello ia nazionale che internazionale, in relazione alle equazioni utilizzate per il calcolo dei fattori di traporto dei contaminanti nei vari comparti ambientali (aria, acqua, uolo). 1. INTRODUZIONE In Italia, la getione dei iti inquinati è regolamentata dal Decreto Miniteriale n. 471 del 25 ottobre 1999, in attuazione dell art. 17 del Decreto Legilativo 5 febbraio 1997, n.22. Secondo tale D.M., la bonifica rappreenta l inieme degli interventi atti a eliminare le fonti di inquinamento e le otanze inquinanti o a ridurre le concentrazioni di tali otanze preenti nel uolo, nel ottouolo, nelle acque uperficiali o nelle acque otterranee ad un livello uguale o inferiore ai valori di concentrazione limite accettabili (CLA) indicati nelle tabelle dell Allegato 1 del citato decreto. Sempre econdo il D.M. 471/99, nei cai in cui, anche applicando le migliori tecnologie diponibili a coti opportabili, non i riece a raggiungere tali CLA, i può procedere con una bonifica con miure di icurezza. Queta comprende l inieme degli interventi atti a ridurre le concentrazioni delle otanze inquinanti, nei quattro comparti ambientali (uolo, ottouolo, acque uperficiali e otterranee), a valori di concentrazione, reiduali, uperiori alle corripondenti CLA (e comunque tali da garantire la tutela della alute pubblica e la protezione dell ambiente naturale e cotruito). In queti cai, però, per l uo del ito, devono eere previte appoite miure di icurezza, piani di monitoraggio e controllo ed eventuali limitazioni d uo. Per l applicazione della bonifica con miure di icurezza, il DM 471/99 prevede, quale trumento in grado di verificare l accettabilità delle concentrazioni reiduali, l applicazione della procedura di analii di richio per la alute umana derivante da uolo contaminato. In ambito internazionale l utilizzo delle procedure di analii di richio da iti contaminati è tata invece interpretata come un iciente trumento di upporto deciionale al fine di razionalizzare le riore diponibili al ripritino e recupero di iti contaminati, calcolando di volta in volta il limite di concentrazione da raggiungere con i itemi di bonifica in funzione delle caratteritiche locali. Qualunque ia l interpretazione adottata, reta il fatto che, negli ultimi anni, l interee per le procedure di analii di richio è aumentata portando la comunità cientifica internazionale ad elaborare tandard di riferimento e trumenti di calcolo automatizzato per rendere tali procedure fruibili in larga cala. Nel Gennaio 2002, l ISPESL, l Univerità degli Studi di Roma Tor Vergata e la Società AQUATER hanno attivato uno tudio in collaborazione riguardante, appunto, la procedura di analii di richio per la alute umana derivante da iti contaminati. Nella prima fae, concluai nel Luglio 2002, è tato eeguito un approfondito confronto tra i principali manuali, tandard e oftware oggi utilizzati a livello ia nazionale che internazionale. In particolare, nel preente lavoro i riporta lo tudio condotto per il calcolo dei fattori di traporto dei contaminanti. Tali fattori intervengono nella valutazione delle epoizioni indirette ovvero laddove eventuali contaminanti poono raggiungere i beragli olo attravero la migrazione dal comparto ambientale orgente della contaminazione. A tale copo ono tati analizzati i metodi di calcolo propoti dagli tandard ASTM E [1] e ASTM PS [2], dalle linee guida EPA Soil Screening Guidance 1996 [14] [15], dal Manuale Unichim n. 1

2 196/1[1] e dai oftware RBCA Toolkit ver. 1.2 (Groundwater Service Inc., 1999) [7], BP-Ric ver. 4.0 (BP Amoco Oil 2001)[9], Rome ver. 01 (ANPA). 2. ANALISI DEI MECCANISMI DI TRASPORTO In Fig. 1 ono riportate le orgenti di contaminazione, le vie di migrazione e le modalità di epoizione coinvolte nell analii. Tale diagramma di fluo viene comunemente denominato modello concettuale del ito. Sorgente Meccanimi di traporto Modalità di epoizione Suolo uperficiale Eroione del uolo Diperione in ambiente Inalazione outdoor Suolo profondo Volatilizzazion e Accumulo in ambienti chiui Inalazione indoor Percolazione Diperione in falda Falda Ingetione Figura 1- Modello concettuale del ito In generale, i fattori di traporto ono eprei come rapporto tra la concentrazione nel punto di epoizione (C poe ) e la concentrazione ricontrata in corripondenza della orgente di contaminazione (C ). Le equazioni utili per il calcolo degli tei, a cui i fa riferimento nel teto, ono riportate in Appendice A. 2.1 EMISSIONE DI VAPORI E POLVERI DA SUOLO SUPERFICIALE Nel cao di orgente di contaminazione in uolo uperficiale (Figura 2) i poono verificare due divere modalità di traporto in atmofera: l emiione in aria dei compoti volatili e di particolato. Volatilizzazione vapori: Nel cao della volatilizzazione dei vapori, confrontando le equazioni adottate dagli tandard e dai oftware abbiamo oervato alcune differenze. ASTM [2], UNICHIM [1], RBCA Toolkit [7] e BP-Ric propongono una valutazione baata u due epreioni (equazioni A.1 e A.2) delle quali i utilizza quella che retituice il valore minore. Queta celta è dovuta al fatto che l equazione (A.1) riulta peo, per i compoti volatili, etremamente conervativa. In particolare, l equazione (A.1) tiene conto delle caratteritiche geometriche della orgente di contaminazione, delle caratteritiche della zona di epoizione, della ripartizione dell inquinante e della diffuività icace nel uolo. L equazione (A.2) deriva da un bilancio di maa e non conidera le caratteritiche proprie dell inquinante. Il oftware ROME utilizza la tea equazione (A.4) ia per il uolo uperficiale, ia per il uolo profondo. Emiione particolato: Per quanto riguarda il fattore di emiione del particolato, i oftware e gli tandard analizzati adottano la medeima equazione (A.), ad eccezione del oftware ROME che utilizza un altro approccio (equazione A.5). 2

3 δ Figura 2 Emiione di vapori e polveri da uolo uperficiale 2.2 VOLATILIZZAZIONE VAPORI DA SUOLO PROFONDO IN ARIA OUTDOOR ED INDOOR E PERCOLAZIONE VERSO FALDA Volatilizzazione in aria outdoor: Per queto meccanimo di traporto (Figura ), gli tandard ASTM e PS ed il oftware BP- Ric [9] utilizzano la medeima equazione (A.6), che tiene conto della ripartizione dell inquinante tra aria, acqua e uolo. La tea calcola un coiciente di diluizione in aria, omma della portata di inquinante entrante in un determinato box di micelazione e quella di aria entrante nello teo volume di interee. Il oftware RBCA ed il manuale Unichim [1], oltre al precedente approccio, prevedono una econda equazione (A.7) che, come per il cao di uolo uperficiale, tiene conto olo del bilancio di maa tracurando le caratteritiche dell inquinante. Anche in queto cao viene celto il riultato minore. Ciò è dovuto al fatto che valutando il fattore di traporto con l equazione (A.6) peo i ottiene un richio derivante da uolo profondo uperiore ripetto a quello derivante da uolo uperficiale. I oftware RBCA Tookit ed il manuale Unichim [1] conigliano, in queto cao, di ricondurre l analii a quella di orgente di contaminazione in uolo uperficiale. L equazione (A.7) è infatti identica alla (A.2) tranne per lo peore della orgente di contaminazione. Il oftware ROME utilizza l equazione (A. 8), che, come accennato in precedenza, è la tea utilizzata nel cao di orgente in uolo uperficiale. Sia per contaminazione in uolo profondo che in uolo uperficiale, l approccio utilizzato da ROME riulta eere il più conervativo. δ Figura - Volatilizzazione in aria outdoor

4 Volatilizzazione in aria indoor: Tale eventualità, chematizzata in Figura 4, può verificari nel cao in cui, in corripondenza della zona di contaminazione, vi ia un edificio nel quale, a caua di eventuali feurazioni nelle fondazioni o nei muri perimetrali dei locali interrati, i verifichi l infiltrazione della frazione volatile dei contaminanti. L equazione da tutti utilizzata (A.9) per decrivere queto meccanimo di traporto è quella propota da Johnon e Ettinger, (1991) [8] nella quale i tiene conto della migrazione della fae vapore attravero la zona inatura e della ucceiva micelazione del contaminante con l aria contenuta all interno dell edificio. Anche in queto cao, a parità di condizioni di contaminazione, e il richio per inalazione indoor derivante da uolo profondo riulta uperiore a quello outdoor derivante da uolo uperficiale, il oftware RBCA Toolkit [7] ed il manuale Unichim [1] propongono di adottare l equazione (A.10). Queti ultimi propongono anche una terza equazione (A.11) che tiene conto di eventuali fenomeni convettivi capaci di far aumentare il fluo dei contaminanti in eguito ad una differenza di preione. Tutti gli tandard ed i oftware, ad eccezione di ROME, valutano il richio ed i limiti di bonifica olo per orgente di contaminazione in uolo profondo ed in falda. Analizzando il modello dal quale ono tate viluppate le relative equazioni, riulta che le tee ono valide per il calcolo del fattore di volatilizzazione in ambienti indoor per contaminanti provenienti ia da uolo uperficiale, ia da uolo profondo. Figura 4 Volatilizzazione in aria indoor Percolazione vero falda: Il fattore di liciviazione conente di valutare l attenuazione dovuta al traporto dalla orgente di contaminazione, in uolo profondo o uperficiale, al piano di falda, come chematizzato in Figura 5. Analizzando gli tandard ed i oftware precedentemente decritti, ono emere molte differenze tra i vari approcci. Nel calcolo del fattore di liciviazione LF ( Leaching Factor ) (equazione A.12 e A.1) tutti i oftware e gli tandard prendono in coniderazione il fatto che l inquinante preente in uolo i ripartice tra acqua, aria e uolo. Solo la parte che viene aorbita dall acqua ubice un traporto vero la falda e di ciò i tiene conto attravero il coiciente di partizione uolo-acqua : k ρ w θw + kρ + Hθ (1) a Una econda attenuazione, comune a tutti i diveri approcci, è la diluizione che il contaminante ubice una volta raggiunto il piano di falda: V δ gw gw LDF 1 + (2) I W E importante notare che lo tandard ASTM E-179 ed i oftware RBCA Toolkit [7] e BP-Ric utilizzano per δ gw un valore di default cotante e pari a 200 cm, mentre il manuale Unichim 196/1 utilizza lo teo approccio dell EPA proponendo il calcolo dello teo in funzione di parametri ito-pecifici, coì come fa il oftware Rome. La formula empirica propota dal manuale Unichim [1] e dall Epa Technical Background Document for Soil Screening Guidance è la eguente: 4

5 I W V 2 a δ * W + d (1 e ) () gw a gw d Nell analii abbiamo oervato che la precedente relazione, alvo alcuni cai, non ripetta la condizione δ gw < δ a. Queto tipo di approccio ipotizza che il contaminante pai itantaneamente dalla orgente al piano di falda, il che è vero e la orgente i trova proprio al limite del piano di falda. Tale ipotei viene rimoa dal oftware RBCA Toolkit [7] e dal manuale Unichim [1] per i quali riulta rilevante la poizione della orgente in zona inatura. In coniderazione di ciò, i utilizza l'equazione (A.1), nella quale i introduce un ulteriore fattore di attenuazione (detta SAM Soil Attenuation Model) dovuto al percoro che l inquinante fa per raggiungere il piano di falda : d SAM (4) L Figura 5 Percolazione vero la falda 2. VOLATILIZZAZIONE VAPORI DA FALDA IN ARIA OUTDOOR ED INDOOR Volatilizzazione in aria outdoor: Nel cao di contaminazione diretta della falda, i prende in eame il comportamento della componente volatile dell inquinante che, migrando, può raggiungere il beraglio (Figura 6). Viene propota in queto cao un unica equazione (A. 14) adottata da tutti i modelli tudiati in queto lavoro nella quale i tiene conto della diffuione attravero il piano di falda e della diluizione che ha luogo nel box di micelazione. Solo ROME propone un approccio divero (equazione A. 15). 5

6 δ Figura 6 Volatilizzazione di vapori da falda in aria outdoor Volatilizzazione in aria indoor: Anche in queto cao, il fattore di traporto ci permette di ettuare una valutazione del richio derivante dalla migrazione della fae volatile del contaminante attravero eventuali feurazioni delle fondazioni e/o delle pareti di locali interrati. Lo tandard ASTM [2] ed i oftware BP-Ric e Rome utilizzano un unica equazione (A.16) per la valutazione del traporto nella quale i tiene conto dell attenuazione dovuta alla migrazione del contaminante attravero la zona inatura ed alla diluizione con l aria dell ambiente indoor. Il manuale Unichim [1] ed il oftware RBCA Toolkit [7] propongono anche una verione dell equazione precedente modificata in funzione di poibili fenomeni convettivi (A.17). L ipotei di bae è che poa eervi un gradiente di preione in grado di far aumentare il fluo dei contaminanti. Figura 7 Volatilizzazione di vapori da falda in aria indoor 6

7 . SIMULAZIONI EFFETTUATE UNIFORMANDO I PARAMETRI DI INPUT E UTILIZZANDO QUELLI PROPOSTI DALLO STANDARD ASTM PS-104 In queto capitolo ono riportati i riultati ottenuti ettuando delle imulazioni con i tre oftware RBCA Toolkit [7], BP-Ric [9] e ROME, uniformando tutti i parametri che entrano in gioco nella valutazione del traporto a quelli propoti dallo tandard ASTM [2], al fine di poterne confrontare le ripote. I riultati ottenuti ono tati inoltre confrontati con quelli ottenuti applicando le equazioni propote dallo tandard ASTM PS-104 e dal Manuale Unichim [1]..1 EMISSIONE DI VAPORI E POLVERI DA SUOLO SUPERFICIALE Volatilizzazione vapori: Come i vede dalla tabella 1 i oftware RBCA Toolkit [7] e BP-Ric [9] come gli tandard ASTM [2] e UNICHIM [1] adottano le due equazioni (A.1 e A.2) e celgono il riultato minore ottenuto. Dai tet fatti l equazione (A.2) retituice un valore empre minore ripetto alla (A.1). Queta è una celta che, nelle tee condizioni di epoizione, ci retituice un valore di richio inferiore di circa un ordine di grandezza. Il oftware ROME, come accennato in precedenza, utilizza invece un unica equazione (A.4) ia per il uolo profondo, ia per quello uperficiale. Come i vede dai riultati in tabella, queto approccio riulta eere il più conervativo ed è poibile che ovratimi il richio derivante da queta via di migrazione. Emiione particolato: Anche per la tima dell emiione in aria di particolato, tutti i modelli utilizzati, tranne ROME, utilizzano un unica equazione (A.) nella quale, timata la portata, i valuta l etto di diluizione in aria all interno del box di micelazione. Il oftware Rome utilizza invece l equazione (A.5) nella quale è neceario timare la concentrazione di polvere all aperto e quanta parte di queta è rappreentata da uolo contaminato. Anche in queto cao l approccio più conervativo è quello adottato da ROME. Tabella 1: Emiione di vapori e polveri da uolo uperficiale Vapori da uolo uperficiale Particolato da uolo uperficiale Eq.ne VF Eq.ne Pef A.1 2,87E-04 ASTM A. 6,9E-12 A.2 2,16E-05 RBCA Toolkit, A.1 2,87E-04 A. 6,9E-12 Unichim A.2 2,16E-05 A.1 2,87E-04 BP-Ric A. 6,9E-12 A.2 2,16E-05 Rome A.4 1,48E-0 A.5 1,47E-09.2 VOLATILIZZAZIONE VAPORI DA SUOLO PROFONDO IN ARIA OUTDOOR ED INDOOR E PERCOLAZIONE VERSO FALDA Volatilizzazione in aria outdoor: Gli tandard ASTM [2] ed il oftware BP-Ric [9] utilizzano un equazione (A.6). Effettuando dei tet abbiamo oervato che peo il richio derivante da uolo profondo, applicando queto approccio, upera quello derivante da uolo uperficiale. Il oftware RBCA Toolkit [7] e lo tandard Unichim [1], proprio per queti motivi, affiancano all equazione precedente un altra relazione (A.7). Scegliendo tra quete due relazioni quella che fornice il valore minore, i riconduce il calcolo del richio a quello derivante da uolo uperficiale. Il oftware ROME, come detto in precedenza, utilizza un unica equazione ia per il uolo uperficiale che per il uolo profondo ed il uo approccio riulta empre eere il più conervativo, come i evince dalla tabella 2. Volatilizzazione in aria indoor: Anche in queto cao, come i vede in tabella 2, i utilizza un equazione (A.9) attravero la quale, in alcuni cai, i arriva ad ottenere un valore di richio uperiore a quello outdoor relativo al uolo uperficiale. Lo tandard ASTM [2] propone l utilizzo di queta unica relazione coì come i oftware BP-Ric [9] e ROME. Percolazione vero falda: Come accennato in precedenza, la prima differenza emera conite nel calcolo dello peore della zona di micelazione in falda, che interviene nel calcolo del fattore di diluizione (LDF). L equazione () propota dallo tandard dell EPA Soil Screening Guidance del 1996, ed adottata dal Manuale Unichim [1] e dal oftware ROME non ripetta la condizione che lo peore della zona di micelazione ia minore o uguale allo peore dell acquifero. La relazione riulta inoltre fortemente variabile in funzione dell etenione della 7

8 orgente di contaminazione nella direzione del fluo di falda rendendo la tea poco enibile alle variazioni dello peore dell acquifero. La celta propota nello tandard ASTM E-179 e PS-104 e adottata dai oftware BP-Ric ed RBCA Toolkit [7] prevede un valore di default pari a 200 cm per la zona di micelazione. Quet ultimo approccio equivale a pori in una condizione etremamente conervativa, ottenendo coì dei riultati a vantaggio di icurezza. Per ciò che concerne il calcolo del fattore di liciviazione, il oftware RBCA Toolkit [7] adotta l equazione A.1 ritenendo importante l attenuazione dovuta al percoro del contaminante attravero la zona inatura. Lo tandard ASTM [2] ed i oftware BP-Rik e ROME coniderano una orgente di contaminazione pota empre a diretto contatto con il piano di falda, equivalente a porre il coiciente SAM 1. Nelle notre imulazioni abbiamo ipotizzato una oggiacenza tale da ottenere un valore per il coiciente SAM pari a 0,5 e, come i vede in tabella 2, otteniamo per il oftware RBCA un valore del LF pari alla metà di quello ottenuto con gli altri. Il manuale Unichim [1] retituice il valore meno conervativo poiché propone l utilizzo di altri due fattori di attenuazione: BDF BioDegradation Factor, che tiene conto dei fattori di biodegradazione che poono avvenire nel tragitto dell inquinante nella zona inatura utilizzando una relazione di decadimento eponenziale al primo ordine. TAF Time Averaging Factor, che, per i contaminanti cancerogeni, conidera la concentrazione media per un particolare periodo di epoizione. Queto rimuove l ipotei di concentrazione tazionaria durante tutto il periodo di epoizione perché conidera la diminuzione del rilacio del contaminante nel tempo. Il fattore di liciviazione che i ottiene applicando tutti i fattori di attenuazione propoti dal manuale Unichim [1] riulta eere meno conervativo. Tabella 2: Volatilizzazione vapori in aria indoor e outdoor e percolazione Vapori outdoor da uolo profondo Vapori indoor da uolo profondo Percolazione da uolo profondo Eq.ne VF amb Eq.ne VF ep Eq.ne LF ASTM A.6 1,50E-0 6,48E-02 A.12,06E-01 RBCA A.7 4,1E-05 6,48E-02 A.1 1,5E-01 BP-Ric A.6 1,50E-0 A.9 6,48E-02 A.12,07E-01 Unichim A.7 4,1E-05 6,48E-02 A.1 4,75E-0 Rome A.6 1,48E-0 6,48E-02 A.12,06E-01. VOLATILIZZAZIONE VAPORI DA FALDA IN ARIA OUTDOOR ED INDOOR Volatilizzazione in aria outdoor: Tutti gli tandard ed i oftware, eccetto ROME, utilizzano un unica equazione che, come i vede nella tabella, tiene conto della migrazione del contaminante in zona inatura e la coneguente micelazione in aria. Rome utilizza un equazione che retituice un valore più conervativo, ma della quale non è ancora diponibile il riferimento bibliografico. Volatilizzazione in aria indoor: Tutti i oftware egli tandard propongono l utilizzo di un unica equazione (A.16) viluppata da Johnon e Ettinger, (1991) [8]. Il Manuale Unichim [1] ed il oftware BP-Ric [9] propongono una econda equazione che prevede l etto di fenomeni convettivi capaci di aumentare la quantità di contaminanti che raggiungono il beraglio. Ad oggi, tale equazione non è tata prea in coniderazione. Tabella : Volatilizzazione vapori outdoor e indoor da falda Vapori outdoor da falda Vapori indoor da falda Eq.ne VF wamb Eq.ne ASTM 9,41E-05 2,00E-02 RBCA 9,41E-05 2,00E-02 BP-Ric A.14 9,41E-05 A.16 2,00E-02 Unichim 9,41E-05 2,00E-02 Rome A.15,04E-0 2,00E-02 VF wep 8

9 Appendice A Elenco delle equazioni utilizzate per la valutazione dei fattori di traporto Volatilizzazione vapori ed emiione di polveri da uolo uperficiale ASTM, RBCA, BP-RISC, UNICHIM VF 2Wρ U δ Wρ d πτ ( ϑ + k ρ + Hϑ ) w D H a (A.1) VF (A.2) U δ τ PW e Pef U δ ROME VF Ei ρ H A D L U ( ϑ + ρ k + H ϑ ) w a δ W (A.) (A.4) Pef PM 6 o F (A.5) d Volatilizzazione vapori da uolo profondo in aria outdoor ed indoor e percolazione vero falda Aria outdoor ASTM, RBCA, BP-RISC, UNICHIM Hρ VFamb (A.6) U L ( + k + H ) 1 + δ ϑ w ρ ϑa D W Wρ d VF amb (A.7) U δ τ La celta ricade ull equazione che retituice il valore minore ROME Ei ρ H A D VF (A.8) ( ϑw + ρ k + H ϑa ) L U δ W Aria indoor Adottata da tutti Hρ D ( ϑw + k ρ + Hϑa ) L LB ER VF ep (A.9) D D Lcrack 1+ + L L ER D L η B crach ρ d VFep (A.10) LB ER τ La celta ricade ull equazione che retituice il valore minore Hρ D ξ e ( ϑw + k ρ + Hϑa ) L LB ER VFep (A.11) ξ D D AB ξ e + + ( e 1) L L ER Q L B 9

10 Percolazione ASTM, BP-RISC, ROME ρ LF Vgw δ ( θw + ρk + Hθa) (1 + I W RBCA, UNICHIM ρ LF Vgw δ ( θw + ρk + Hθa ) (1 + I W gw gw ) d L ) (A.12) (A.1) Volatilizzazione vapori da falda in aria outdoor ed indoor Aria outdoor ASTM, RBCA, BP-RISC, UNICHIM H VFwamb U δ LGW 1+ Dw W ROME D W VFwamb U δ L Aria indoor Adottata da tutti H D L w ER L (A.14) (A.15) GW B VF wep (A.16) Dw Dw Lcrack 1+ + LGW ER L Dcrack LGW η H Dw ξ e LGW ER LB VFwep (A.17) ξ Dw Dw AB ξ e + + ( e 1) L ER L L Q GW GW 10

11 Appendice B Parametri per la caratterizzazione dei meccanimi di traporto Simbolo Decrizione Unità A Area della orgente di contaminazione cm 2 AT Tempo di mediazione giorni BW Peo corporeo Kg CR Tao di contatto funzione del tipo di epoizione C Concentrazione in orgente mg/l ; mg/kg d Speore della orgente di contaminazione in uolo uperficiale D a Diffuività in aria cm 2 / D crack Diffuività ettiva nelle fratture cm 2 / D Diffuività ettiva in uolo cm 2 / D w Diffuività ettiva in falda cm 2 / d Speore della orgente di contaminazione in uolo profondo D w Diffuività in acqua cm 2 / E Portata di epoizione mg/(kg-d) ED Durata dell'epoizione anni EF Frequenza dell'epoizione d/anno E i Tao di emiione vapori g/ ER Tao di ricambio d'aria in ambienti confinati f oc Frazione di carbonio organico nel uolo adim. F d Frazione di particelle di uolo nella polvere adim. Η Cotante di Henry adim. K Coiciente di partizione uolo acqua adim. L B Rapporto tra volume indoor e uperficie d'infiltrazione cm cm cm 1/ L Profondità del top della orgente dicontaminazione cm P e Portata di particolato PM 0 Concentrazione di polvere all'aperto mg/m T Toicità del contaminante (kg-d)/mg U Velocità media del vento cm/ V gw Velocità di Darcy cm/anno W Etenione della orgente nella direzione principale del vento o del cm fluo di falda L GW Profondità del piano di falda cm L crack Speore delle fondazioni cm 11

12 Simbolo Decrizione Unità VF Fattore di volatilizzazione vapori da uolo uperficiale Kg/m in ambienti aperti Pef Fattore di emiione polveri Kg/m VFamb Fattore di volatilizzazione vapori da uolo profondo Kg/m in ambienti aperti VFep Fattore di volatilizzazione vapori da uolo profondo Kg/m in ambienti chiui LF Fattore di liciviazione Kg/l VFwamb Fattore di volatilizzazione vapori da falda in ambienti Kg/m aperti VFwep Fattore di volatilizzazione vapori da falda in ambienti Kg/m chiui Simbolo Decrizione Unità δ Altezza del box di micelazione cm δ gw Speore della zona di micelazione in falda cm η Frazione areale di fratture adim. θ a Grado di riempimento dei pori con aria adim. θ T Poroità totale adim. θ w Grado di riempimento dei pori con acqua adim. ρ Denità del uolo Kg/m τ Tempo di mediazione Bibliografia [1] ASTM Standard Guide for Rik Baed Corrective Action Applied at Petroleum Releae Site, E- 179, [2] ASTM PS-104 Standard Proviional Guide for Rik-Baed Corrective Action ASTM, [] D.L.vo n.22 del 5/2/97, Attuazione delle direttive 91/156/CEE ui rifiuti, 91/689/CEE ui rifiuti pericoloi e 94/62/C ugli imballaggi e ui rifiuti di imballaggio. [4] D.M. n. 471 del 25/10/99, Regolamento recante criteri, procedure e modalità per la mea in icurezza, la bonifica e il ripritino ambientale dei iti inquinati, ai eni dell articolo 17 del D.L. n. 22 del 5/2/97, e ucceive modificazioni ed integrazioni. [5] Dame & Moore Appendice to Concawe report n. 2/97, [6] F. Quercia, C. Mariotti, G. Roti, Modelli per l Analii di Richio. [7] John A. Connor, Richard L. Bower, J. Peter Nevin, R. Todd Fiher, Guidance Manual for RBCA Toolkit for Chemical Releae, Groundwater, Inc [8] Johno, P. C., and Ettinger, R. A., Heuritic Model for Predicting the Intruion Rate of Contaminant Vapor into Building Environmental Science and Technology, Vol. 12, 198, pp [9] Lynn R. Spence Rik Integrated Software for Clean-up Uer Manual [10] Mackay D., Wan-Ying S., Kuo-Ching M. (1997) Illutrated Handbook of Phyical-Chemical and Environmental fate for Organic Chemical. [11] Mariotti C., Berardi S. (2001) Benchmarking di quattro modelli di analii di richio di iti contaminati:rbca (Atm-Epa), Giuditta (Prov. di Milano), Rome (Anpa), Ric (Britih Petroleum) Siti Contaminati, n. 2 Febbraio, pagg [12] Quercia, F., L analii di Richio dei Siti Contaminati: Normative ed Iniziative in 16 Paei Europei, CLARINET webite. [1] Unichim, Manuale n. 196/1 Suoli e falde contaminati, analii di richio ito-pecifica criteri e parametri, edizione [14] US EPA (1996) Soil Screening Guidance: Fact Sheet. [15] US EPA (1996) Soil Screening Guidance: Technical Background Document. 12

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