AZIENDA UNITA’ SANITARIA -...

Ingegneria ed Analisi dei Sistemi Industriali, Civili ed Ambientali

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APPROFONDIMENTI IN MERITO AI MODELLI UTILIZZATI PER LA

VALUTAZIONE DEL TRASPORTO AEREO DELLE FIBRE DI

AMIANTO

1. Modelli di dispersione gaussiani e modelli per il particolato

Come si rileva dai documenti ["Criteri metodologici per l'applicazione dell'analisi assoluta di rischio ai siti conteminati", Apat rev. 2008 - A, Appendice E] e ["Criteri metodologici per l'applicazione dell'analisi assoluta di rischio alle discariche", Apat rev. 2005], l'equazione generale del modello gaussiano di dispersione in atmosfera degli inquinanti aeriformi, considerando l'effetto di riflessione totale del terreno, è quello di seguito descritto.

C( x,y,z )= Q2 π U air σ y σz

∙exp (− y2

2 σ y2 )⌊exp(−( z−H e)2

2 σ z2 )+exp(−( z+H e )2

2 σ z2 )⌋ [1]

Nella precedente espressione:Q = portata di emissione (kg/s)Uair = Velocità del vento (m/s)ϭy e ϭz = Parametri di dispersione (m) alle varie distanze sottovento (x), calcolati in base al modello applicato (es: parametri di Briggs);He = altezza effettiva di rilascio (m);

Il termine:

V(x,z)= ⌊exp(−( z−H e )2

2 σ z2 )+exp(−( z+H e )2

2σ z2 ) ⌋ [2]

rappresenta l'espressione generica del termine di dispersione verticale, dove il secondo termine rappresenta il termine della riflessione del terreno.

Osservando la precedente espressione [1], è evidente che il massimo della concentrazione si troverà sottovento, lungo la direttrice del vento, ovvero per y=0.

Inoltre, il valore massimo di concentrazione lungo la verticale (asse z), si ha alla quota di emissione, ovvero per z=He.Poichè nel caso delle polveri di amianto si è considerato conservativamente che l'emissione avvenga al livello del suolo e che il ricettore si trovi allo stesso livello di emissione, il massimo della concentrazione lungo l'asse z si ha per h=0 e z=0.

Nelle ipotesi di cui sopra, la equazione [1] diventa:

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Cmax (x)= Qπ U air σ y σ z

[3 ]

La precedente equazione rappresenta la concentrazione massima sottovento calcolata per un gas con modello gaussiano (modello del tipo di quello utilizzato dal software Screen 3 dell’USEPA, utilizzato per la valutazione dell’impatto da dispersione di fibre di amianto sui centri abitati). Conformemente a quanto previsto a pag. 154 del documento APAT “Criteri metodologici per l'applicazione dell'analisi assoluta di rischio alle discariche”, le suddette espressioni “sono determinate in assenza di fenomeni di deposizione e quindi in condizioni conservative”.

Termine verticale per diffusione di particolato

Per il calcolo del comportamento degli inquinanti di tipo particellare (polveri, particolato, fibre, ecc) nei processi diffusivi, vanno considerati i fenomeni di deposizione secca ed umida. Tralasciando il caso della deposizione umida, i fenomeni di deposizione secca sono legati in generale alla Velocità di Deposizione secca: Vd, che a sua volta dipende da vari fattori.Nella Figura seguente si riportano alcuni valori di velocità di deposizione Vd desunti dalla pubblicazione di ARPA Lazio: Modelli di Dispersione degli inquinanti in Aria- Processi di Deposizione.

FIGURA 1Pagina 2 di 9



Coma si osserva dalla figura precedente la deposizione del materiale particellare si ha per la sommatoria di 2 effetti:

le particelle con diametro (dA = 2*r) maggiore di 1 μm sedimentano per gravità e sono soggette alla forza di attrito viscoso di Stokes: F⃗∝μ dA V D dove VD è la velocità di deposizione secca della particella e µ è il coefficiente di atrito dell'aria;

le particelle con con diametro (dA = 2*r) inferiore a 0,1 μm si comportano come molecole e sono soggette a moto Browniano. Per tale motivo sedimentano per diffusività;

la frazione di particolato con dimensioni intermedie ai due intervalli precedenti ha una velocità di deposizione molto bassa, a causa del fatto che nessuno dei due effetti descritti precedentemente assume un ruolo importante. Quindi tali particelle rimangono sospese molto più a lungo in atmosfera.

In generale la deposizione degli inquinanti gassosi e del particolato leggero (particelle fino ad 1 micron) ha effetti trascurabili sulla concentrazione dovuta alla diffusione.

Il particolato presenta una propria Velocità di Sedimentazione Gravitazionale proporzionale alla propria densità superiore all’aria e alle sue dimensioni, secondo la Legge di Stokes

V g=2r2 ∙ gρ

9 μSCF [4]

dove:ρ è la densità della particella;r è il raggio della particella;µ è la viscosità dinamica dell'aria;SCF è un fattore di correzione utilizzato per approssimare empiricamente i dati di calcolati a quelli sperimentali

Nella Figura seguente si riportano alcuni valori di velocità di sedimentazione gravitazionale desunti dalla pubblicazione di ARPA Lazio: Modelli di Dispersione degli inquinanti in Aria- Processi di Deposizione.

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Figura 2

Dalla analisi dell'equazione [4] si rileva che la Vg cresce all'aumentare delle dimensioni (r2) e della densità ρ, per cui al tendere a 0 della dimensione della particella, anche Vg tende a zero.

Nella tabella seguente si riportano alcuni valori di Vg, calcolati con la [4] per densità apparente di 1 g/cm3 e con SCF pari a 1.

Valori calcolati con la legge di Stokes per la Velocità di sedimentazione gravitazionale Vg, per diversi diametri aerodinamici della particella

Parametro Unità di mis. Valori di calcoloDa [µm] 0,1 1 10 100Vg [cm/s] 3,00E-05 3,00E-03 3,00E-01 3,00E+01

Per quanto sopra illustrato, in caso di diffusione di polveri, di particolato o di gas pesanti, il modello gaussiano viene modificato per tener conto degli effetti legati alla velocità di sedimentazione gravitazionale. Il primo effetto determinato dalla sedimentazione gravitazionale è quello di comportare un abbassamento dell'asse del pennacchio. I modelli per questo tipo di inquinanti tengono pertanto conto di tale fenomeno modificando il termine He descritto nell'equazione [2], secondo la seguente relazione:

H e=H cam+∆ H−v g ∙ x

u[5]

dove:Vg: rappresenta la velocità di sedimentazione gravitazionale,x: la distanza sottovento dalla sorgente;u : la velocità del vento alla quota del pennacchio;Hcam : l'altezza fisica del camino

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ΔH: sovrainnalzamento iniziale dei fumi.

La modifica del termine He serve a tener conto dell'effetto della gravità sulla diffusione dell'inquinante.

Sostituendo He, determinato secondo l'equazione [5], nella equazione generale del modello gaussiano [1], si ottiene la seguente equazione valida per la diffusione del particolato lungo la direttrice del vento (y=0), nell'ipotesi conservativa di riflessione totale dal terreno.

C(x,0,z)= Q2π Uair σ y σ z

∙ ⌊exp (−( z−H cam+(V g x /U air))2

2σ z2 )+exp(−( z+HCam−(V g x /Uair ))2

2σ z2 )⌋ [6]

Per emissione al suolo e per concentrazioni valutate al livello del suolo, analogamente a quanto considerato per la precedente equazione [3], la relazione [6] diventa:

CPart (x)= Qπ U air σ y σ z

∙⌊exp (− (V g x /U air )2

2σ z2 )⌋ [7]

Ovvero:C(x) max Part = C(x)max * f(x,Vg)

Dove C(x) part è la concentrazione massima sottovento calcolata per il particolato, C(x)max

è la concentrazione massima sottovento per la sostanza gassosa, in assenza di deposizione (Cfr. equazione [3]), e f(x,Vg) è espressa dalla seguente relazione:

f (x,u , V g )= ⌊exp(−(V g x /u )2

2 σ z2 )⌋ ≤1 [8 ]

Osservando la precedente relazione si rileva effettivamente, come osservato dall’ARPA, che all’aumentare della velocità del vento il secondo termine dalla precedente relazione tende ad aumentare, però il suo valore è sempre compreso tra 0, per Vg tendente ad ∞, ed 1 per Vg che tende a 0 (condizione teorica utilizzata dal modello Screen 3), per cui sussiste la relazione:

C(x) max Part ≤ C(x)max

Poichè le valutazioni effettuate nell’Allegato Documento 3, presentato con le integrazioni alla Conferenza di Servizi del 26/3/2012, a vantaggio di sicurezza erano state effettuate trascurando il comportamento gravitazionale delle polveri di amianto, a parità di tutte le altre condizioni sono state calcolate delle concentrazioni sottovento sicuramente maggiori o uguali a quelle determinabili con l’applicazione di un modello per la diffusione di materiale particellare che tiene conto del comportamento reale delle fibre di amianto.

Tuttavia, per completezza, nella tabella seguente si raffrontano i valori di concentrazione massima ad alcune distanze sottovento per la sorgente unitaria, già calcolati con le integrazioni precedentemente presentate in condizione atmosferica F2 con il modello

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Screen 3, con gli analoghi valori di concentrazione corretti con l'equazione [8], per valori di Vg calcolati per diametri di 0,1, 1 e 10 µm.

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Condizioni ambientali:Stabilità atmosferica: F = molto stabileVelocità del vento (m/s): 2,0

RAFFRONTO DELLA DISPERSIONE DELLA SORGENTE UNITARIA PER STESSE CONDIZIONI AMBIENTALI E DIVERSO MODELLO DI CALCOLO

Concentrazioni massime calcolate

con Modello GAUSSIANO

Screen 3 dell'EPA

Concentrazioni calcolate con modello corretto per tener conto del comportamento degli inquinanti particellari

Dist. da Sorgente

Da= 0,1 µmVg = 3,00E-05 cm/s

Da= 1 µmVg = 3,00E-03 cm/s

Da= 10 µmVg = 0,30 cm/s

(m) (microg/mc) (microg/mc) (microg/mc) (microg/mc)100 2,74E+07 2,742E+07 2,742E+07 2,709E+07200 1,31E+07 1,307E+07 1,307E+07 1,291E+07500 5,39E+06 5,389E+06 5,389E+06 5,309E+06

1000 2,53E+06 2,528E+06 2,528E+06 2,480E+06

Come appare evidente, anche i risultati numerici confermano che le concentrazioni calcolate con il modello gaussiano sono maggiori o uguali a quelle calcolate con i modelli per le polveri, ed inoltre i due valori tendono a coincidere quando la Vg tende a zero.

Calcolo della dispersione per velocità del vento maggiori (4 e 12 m/s)

L'ARPA chiede correttamente di effettuare le valutazioni con condizioni ambientali e di vento predominanti per la zona in cui è previsto l'insediamento dell'impianto in oggetto, tuttavia è opportuno considerare quanto segue.

Se si osservano le equazioni della dispersione degli inquinanti atmosferici, si nota che il primo termine dell'equazione gaussiana [1], come anche la concentrazione massima sottovento descritta dall'equazione [3] sono inversamente proporzionali alla velocità del vento.Tale modellizzazione descrive il fenomeno fisico dell'ingresso di aria nella nube per effetto del vento, per cui tanto più elevata è la velocità del vento, tanto maggiore è la quantità di aria che vi entra e tanto minore è la concentrazione unitaria.

La classe di stabilità atmosferica è strettamente legata alle condizioni meteoclimatiche presenti sul sito. Infatti la stabilità è un indicatore della turbolenza atmosferica e quindi della capacità di un contaminante di disperdersi nel mezzo. Questa dipende principalmente dalla velocità del vento, dalla turbolenza meccanica e convettiva (termica).Per stimare la stabilità atmosferica è possibile utilizzare il criterio di classificazione di Pasquill-Gifford (Tabella seguente) che esprime la classe di stabilita in funzione della velocità del vento, della radiazione solare totale e della copertura nuvolosa. In

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particolare, in base a tale classificazione, si differenzia la stabilità atmosferica in sei classi (A,B,C,D,E,F). La classe A è la più instabile, mentre la classe F e la più stabile.Tali classi sono ricavate in base a cinque classi di vento in corrispondenza della superficie, tre classi di insolazione durante le ore diurne e due classi di nuvolosità durante le ore notturne.

Fonte: Luigi Santomauro - Dinamica dell'Inquinamento Atmosferico da Impianti Industriali, Ediz. Calderini, 1975

Si noti che la classe D si applica a cieli molto coperti, a qualsiasi velocità del vento, giorno o notte.

Dalla tabella precedente si osserva che: le condizioni di massima stabilità atmosferica: Classe F, ovvero le condizioni più

conservative ai fini del calcolo, sono possibili solo in condizioni notturne ed in presenza di vento debole, al massimo 3 m/s, quindi la condizione F2 è altamente improbabile durante il periodo di operatività della cella dell'amianto;

con velocità del vento pari a 12 m/s sono possibili soltanto condizioni di debole instabilità (Classe C) o di stabilità neutra (classe D);

poichè le velocità del vento nel sito di Trani sono prevalentemente comprese tra 4 e 12 m/s, la condizione atmosferica più rappresentativa delle condizioni ambientali reali della zona interessata dal progetto è la D5, mentre la F2 appare eccessivamente conservativa, oltre che altamente improbabile.

In Appendice A al presente documento, si riportano i risultati dei calcoli eseguiti con il modello SCREEN 3, per le condizioni ambientali F2, F4, D4 e D12. La condizione ambientale F12 non si è potuta calcolare, in quanto il modello, conformemente a quanto in precedenza illustrato, non l'accettavaDall'analisi dei dati riportati in appendice si riscontra come, a parità di sortente (sorgente unitaria), ad una stessa distanza la concentrazione risulta più elevata per stabilità atmosferica in classe F e diminuisce all'aumentare della velocità del vento. La condizione F2 risulta pertanto la più conservativa.

Per quanto sopra illustrato, si deve concludere che sebbene le condizioni D4 e D12 rispondono più correttamente a alle condizioni ambientali del sito, la condizione F2 può essere utilizzata a favore di sicurezza per caratterizzare le massime distanze di impatto da dispersione in aria di fibre di amianto.

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Conclusione

Sebbene le richieste di integrazione formulate dall'ARPA sono finalizzate ad ottenere delle

valutazioni più rispondenti all'effettivo comportamento delle particelle di amianto in presenza di

velocità del vento tipiche della zona, sulla base di quanto in precedenza illustrato si può

affermare che la valutazione eseguita nello studio di cui all'Allegato Documento 3, trasmesso

con le integrazioni richieste con la Conferenza di Servizi del 26/3/2012, è stata effettuata con

criteri più conservativi rispetto al reale comportamento atteso per le fibre di amianto nelle

condizioni ambientali tipiche della zona, per cui a vantaggio di sicurezza devono essere ritenuti

validi i risultati ottenuti con il suddetto studio.

Si deve inoltre evidenziare che lo studio sulla dispersione delle fibre di amianto era stato

richiesto in base a quanto previsto dall'Allegato 1 al D.Lgs. 36/2003, ovvero al fine di valutare

gli effetti di impatto dovuto al trasporto aereo delle fibre di amianto sui centri abitati.

Con riferimento a tale problematica si deve confermare la conclusione che non vi è nessun

effetto atteso per la dispersione di fibre di amianto in corrispondenza dei centri abitati, sia perché

questi non si trovano sottovento alla direttrice dominante di provenienza del vento, sia perchè la

loro distanza è tale per cui nessun effetto è atteso in conseguenza della potenziale dispersione di

fibre di amianto.

Ginosa, lì 14 settembre 2012

Il Tecnico

Ing. Pasquale MORETTI

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