Deliberazione di Giunta Provinciale N. 213 del …...ARPAT con prot. n. 2008/0057714 del 01/07/2008;...

Deliberazione di Giunta ProvincialeN. 213 del 03/11/2009

Classifica: 008.09 Anno 2009

Oggetto: ADOZIONE DELLE LINEE GUIDA PER LA VALUTAZIONE DELLE EMISSIONI DI POLVERI PROVENIENTI DA ATTIVITÀ DI PRODUZIONE, MANIPOLAZIONE, TRASPORTO, CARICO O STOCCAGGIO DI MATERIALI POLVERULENTI.

Ufficio Proponente DIREZIONE AMBIENTE E GESTIONE RIFIUTIRiferimento PEG 45Centro di Costo Resp. del Proc. EMILIO GALANTIDirigente/Titolare P.ORelatore ASS. CRESCIOLI RENZO

Segretario : TRISCIUOGLIO EMILIADeliberazione di Giunta Provinciale N. 213 del 03/11/2009

L' anno duemilanove e questo dì 3 del mese Novembre in Firenze ed in una sala di Palazzo Medici

Riccardi sede della PROVINCIA DI FIRENZE, alle ore 16.30 regolarmente avvisati si sono riuniti i Sigg.

(A) BARDUCCI ANDREA (A) CANTINI LAURA

(P) BALLINI ALESSIA (P) BILLI GIACOMO(P) GIORGETTI STEFANO (P) CRESCIOLI RENZO (P) LEPRI TIZIANO (P) DI FEDE GIOVANNI (A) ROSELLI PIETRO (P) FEDELI GIULIANO (A) SIMONI ELISA (A) FRACCI CARLA

(P) GAMANNOSSI MARCOL’Assessore Anziano Sig. LEPRI TIZIANO, constatato il numero legale ed assistito dal Segretario Sig.

TRISCIUOGLIO EMILIA pone in discussione l’argomento all’ordine del giorno. Dopo ampio dibattito

PROVINCIA DI FIRENZEDeliberazione di Giunta Provinciale n. 213 del 03/11/2009

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la Giunta Provinciale

VISTO- Il D.Lgs. n. 152/2006 “Norme in materia ambientale”, come da ultimo modificato con il D.Lgs. n.

4/2008, e in particolare la Parte seconda relativa alle ”procedure per la valutazione ambientale strategica

(VAS), per la valutazione d'impatto ambientale (VIA) e per l'autorizzazione ambientale integrata (IPPC)” e

la Parte quinta dello stesso decreto relativa alle “norme in materia di tutela dell’aria e di riduzione delle

emissioni in atmosfera” relativa al controllo dell'inquinamento atmosferico.

- che, come ribadito dalla nota regionale prot. n. A00-GRT-150483/124-028.00 del 24.05.2006, il

Dlgs. n. 152/2006 non ha mutato l’allocazione della competenza in capo alle Regioni per cui in

base ai principi di continuità giuridica le funzioni già trasferite con LR n. 33/94 e n. 19/95 in

capo agli enti locali sono da ritenersi confermate.

- Il D.Lgs. n. 59/2005 “Attuazione integrale della direttiva 96/61/CE relativa alla prevenzione e

riduzione integrate dell'inquinamento” che disciplina il rilascio, il rinnovo e il riesame

dell'autorizzazione integrata ambientale degli impianti di cui all'Allegato I dello stesso decreto,

nonché le modalità di esercizio degli impianti medesimi, e che sostituisce - comma 14 dell’art. 5

e Allegato II - l’autorizzazione alle emissioni disciplinata dal D.Lgs. n. 152/2006;

- La vigente disciplina statale in materia di tutela della qualità dell’aria ed in particolare il

Dlgs.351/1999 “attuazione della direttiva 96/62/CE in materia di valutazione e gestione della qualità dell’

aria ambiente”, il D.M. 60 del 2.4.2002 ”recepimento della direttiva 99/30/CE e della direttiva

00/69/CE”, il D.M. 261/2002 “direttive tecniche per l’elaborazione di Piani e Programmi ex artt. 8 e 9

del Dlgs. 351/1999”.

- La Direttiva Europea 2008/50/CE del 21/05/2008, pubblicata il 11/06/2008 relativa “alla

qualità dell’aria ambiente e per un aria più pulita in Europa”.

- La L.R. n. 30/2009 “nuova disciplina dell’Agenzia regionale per la protezione ambientale della

Toscana (ARPAT)”, ed in particolare l’art. 5 “attività istituzionali dell’ARPAT” e l’art. 8 “attività

di supporto tecnico-scientifico”.

- La L.R. n. 14/2007 “istituzione del Piano Regionale di Azione Ambientale”.

- La Deliberazione del Consiglio Regionale n. 32/2007 “Piano Regionale di Azione Ambientale

(PRAA) 2007/2010”.

- La L. n. 241/1990 “ nuove norme in materia di procedimento amministrativo e di diritto di

accesso ai documenti amministrativi ” e s.m.i..


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VISTO l’affidamento di servizi ad ARPAT per la realizzazione di un “Progetto di attività modellistica sulla

dispersione degli inquinanti atmosferici a supporto dell’attività istituzionale per la Provincia di Firenze con definizione

delle regole, delle linee guida e delle indicazioni tecniche sulle metodologie da utilizzare in casi specifici di studi

diffusionale”, affidato con determina dirigenziale n. 2132 del 7 dicembre 2006.

TENUTO CONTO che presso ARPAT è stato costituito il Centro di riferimento per la modellistica

sulla qualità dell’aria (CRMQA), secondo quanto stabilito dalla Regione Toscana con il PRAA 2007-

2010 (Macro-obiettivo “C1 Ridurre la percentuale di popolazione esposta a inquinamento atmosferico”,

Obiettivo specifico “Migliorare il controllo e rilevamento della qualità dell’aria”, Intervento “Creazione

di un Centro regionale presso ARPAT per la modellistica di diffusione delle sostanze inquinanti a

complementarietà del rilevamento e per la valutazione ex ante di scenari emissivi”);

CONSIDERATO che il Dipartimento Provinciale ARPAT di Firenze, nell'ambito della propria

attività istituzionale come disciplinata dalla L.R. n. 30/2009, supporta attualmente le necessità e le

richieste della Provincia di Firenze in merito alla redazione ed alla valutazione degli studi e delle

simulazioni modellistiche nel campo dell’inquinamento atmosferico previste dalle procedure di

autorizzazione (VIA, VAS, emissioni, ecc.);

CONSIDERATO che le particolari necessità di carattere tecnico riscontrate negli ultimi anni e quelle

che si prospettano nel prossimo futuro, anche in merito all’attuazione del Piano Provinciale Rifiuti,

Piano Provinciale Cave, nonché in merito agli sviluppi normativi ai fini del controllo delle emissioni in

atmosfera, fanno ritenere auspicabile che tale attività di supporto offerta da ARPAT e dal CRMQA di

carattere modellistico ai fini della valutazione degli impatti e del relativo monitoraggio, venga sviluppata

ed ampliata;

VISTI in particolare il comma 12 dell’art. 269 “autorizzazione alle emissioni in atmosfera”, ed il

comma 1 dell’art. 271 “valori limite di emissione e prescrizioni” del D.Lgs. n. 152/2006, che fanno

entrambi riferimento all’Allegato V della Parte quinta dello stesso decreto;

PRESO ATTO che gli articoli sopra citati introducono l’obbligo di autorizzare esplicitamente “chi

intende effettuare, in modo non occasionale ed in un luogo a ciò adibito, in assenza di un impianto,

attività di lavorazione, trasformazione o conservazione di materiali agricoli, le quali producano

emissioni, o attività di produzione, manipolazione, trasporto, carico, scarico o stoccaggio di materiali

polverulenti” e che a tal fine il citato Allegato V, Parte I, stabilisce le apposite prescrizioni per le

emissioni di polveri che l'autorità competente è tenuta a definire “tenendo conto, in particolare, dei

seguenti elementi: a) pericolosità delle polveri, b) flusso di massa delle emissioni, c) durata delle

emissioni, c) condizioni meteorologiche, d) condizioni dell'ambiente circostante” (punto 1.2);


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RILEVATO come tra i Piani e Programmi sottoposti a VAS o a verifica di assoggettabilità a VAS vi

siano anche quelli per la “valutazione e gestione della qualità dell'aria ambiente” nonché quelli per la

“destinazione dei suoli” (comma 2 dell’art. 6, D.Lgs. 152/2006) di competenza dell’Amministrazione

provinciale che possono includere la valutazione di attività polverulente, quale il Piano provinciale

(PAERP) istituito ai sensi del Capo II della L.R. n. 78/1998 “testo unico in materia di cave, torbiere,

miniere, recupero di aree escavate e riutilizzo di residui recuperabili”;

RILEVATA, quindi, la necessità da parte dell’Amministrazione provinciale, autorità competente al

rilascio delle autorizzazioni ai sensi della L.R. n. 33/1994, di dotarsi di uno strumento modellistico di

quantificazione e analisi delle emissioni polverulente sottoposte a verifica o valutazione di impatto

ambientale nonché al regime autorizzatorio di cui alla Parte quinta del D.Lgs. n. 152/2006, con cui

modulare la fissazione delle prescrizioni previste dal citato Allegato V, Parte I, tenendo conto degli

impatti sopra indicati e per mezzo del quale sia possibile favorire un percorso di definizione delle

regole, delle linee guida e delle indicazioni tecniche sulle metodologie da utilizzare in casi specifici di

studi diffusionale degli inquinanti;

CONSIDERATA PERALTRO l’opportunità di porre un siffatto strumento a disposizione dei

soggetti interessati alle procedure di valutazione di impatto (VIA) e di richiesta delle autorizzazioni di

legge (AIA, emissioni, ecc…), nonché ai professionisti incaricati da tali soggetti di predisporre la

documentazione tecnica a tal fine, nel rispetto dei principi di semplificazione e trasparenza del

procedimento amministrativo stabiliti dall’art. 1 della L. n. 241/1990;

RITENUTI questi obiettivi e finalità coerenti anche con l’ipotesi di costituzione presso ARPAT del

Centro di Riferimento per la modellistica sulla qualità dell’aria (CRMQA) secondo le indicazioni fornite

dalla Regione Toscana, che trovano collocazione nel PRAA 2007-2010;

VISTO lo studio consegnato da ARPAT alla Direzione Ambiente e Gestione Rifiuti della Provincia

“LINEE GUIDA PER LA VALUTAZIONE DELLE EMISSIONI DI POLVERI

PROVENIENTI DA ATTIVITÀ DI PRODUZIONE, MANIPOLAZIONE, TRASPORTO,

CARICO O STOCCAGGIO DI MATERIALI POLVERULENTI, con i relativi Allegati (A e B).

Relazione tecnica "Emissioni di polveri diffuse: un approccio modellistico per la valutazione dei valori di emissione di

PM10 compatibili con i limiti di qualità dell’aria", con i relativi Allegati (A, B e C), svolto all’interno

dell’incarico dato ad ARPAT con determina dirigenziale n. 2132 del 07/12/2006 e consegnate da

ARPAT con prot. n. 2008/0057714 del 01/07/2008;

RILEVATO come le citate Linee Guida risultano elaborate da ARPAT, nell’ambito delle attività

affidate al CRMQA, sulla base dei fattori di emissione accreditati dall’U.S.-Environmental Protection

Agency (EPA) e per mezzo di una complessa elaborazione numerica effettuata con metodi statistici e


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tecniche di modellazione della dispersione degli inquinanti in atmosfera - nel rispetto delle disposizioni

di cui all’art. 4 del D.Lgs. n. 351/1999, nonché all’art. 2 e all’Allegato 1 (punto 1.2) del D.M. n.

261/2002 - consentono di individuare una procedura di stima delle emissioni delle attività polverulente

di cui al citato Allegato V, Parte I del D.Lgs. n. 152/2006; di valutazione del loro impatto sulla

componente atmosfera in relazione al rispetto dei limiti di qualità dell’aria per il PM10 di cui al D.M. n.

60/2002, tenuto conto degli elementi di cui al punto 1.2 dell’Allegato V, Parte I; nonché dell’effetto

delle possibili misure di mitigazione;

CONSIDERATO, altresì, che ARPAT è l’organo tecnico di supporto alla Provincia di Firenze e

preposto al controllo di eventuali studi diffusionali prodotti nei procedimenti di VIA, AIA e

autorizzazione alle emissioni in atmosfera, e l’unica figura istituzionale in grado di fornire delle linee

guida e delle indicazioni tecniche sulle metodologie da utilizzare in casi specifici di studi diffusionali

degli inquinanti.

RITENUTO, che le sopracitate “linee guida” costituiscono uno strumento di valutazione preventiva

degli impatti dovuti alle emissioni di polveri, tali da rappresentare una semplificazione sia per gli utenti

del servizio che per l’Amministrazione nei compiti di autorizzazione e controllo, nonché per i

professionisti incaricati di predisporre la documentazione tecnica a tal fine, nel rispetto dei principi di

semplificazione e trasparenza del procedimento amministrativo stabiliti dall’art. 1 della L. n. 241/1990,

oltre che un compendio di criteri, di informazioni, e di parametri da seguire per le richieste di

autorizzazioni e le relative valutazioni.

RITENUTO pertanto di dover adottare, le “Linee guida per la valutazione delle emissioni di polveri provenienti

da attività di produzione, manipolazione, trasporto, carico o stoccaggio di materiali polverulenti”, come strumento per

il controllo e la riduzione dell’inquinamento da polveri ai fini della tutela della qualità dell’aria (allegato

parte integrante n.1) e la relazione tecnica (allegato parte integrante e sostanziale n. 2);

VISTI gli artt. 42 e 48 del T.U.E.L. approvato con D.lgs. n° 267/2000 e rilevata la propria competenza

in merito;

VISTO il parere di regolarità tecnica espresso dal dirigente della Direzione Ambiente e Gestione Rifiuti

in ordine al presente atto che non comporta spesa

A VOTI UNANIMI DELIBERA1) di adottare, le “Linee guida per la valutazione delle emissioni di polveri provenienti da attività di produzione,

manipolazione, trasporto, carico o stoccaggio di materiali polverulenti”, come strumento per il controllo e

la riduzione dell’inquinamento da polveri ai fini della tutela della qualità dell’aria, costituite da un

elaborato di 73 pagine allegato parte integrante e sostanziale n. 1 e la relazione tecnica costituita

da 61 pagine allegato parte integrante e sostanziale n. 2 della presente delibera.


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2) di stabilire che, a far data dal 01/01/2010, tali linee guida dovranno essere parte integrante della

documentazione a corredo:

a. delle istanze di autorizzazioni alle emissioni in atmosfera per le attività di produzione,

manipolazione, trasporto, carico o stoccaggio di materiali polverulenti, ai sensi dell’art.

269 del Dlgs. 152/06.

b. delle istanze di richiesta di esclusione o assoggettamento alla verifica di assoggettabilità

alla valutazione di impatto ambientale ai sensi del art. 20 del Dlgs. 152/06 e per le

Valutazioni di Impatto Ambientale di competenza provinciale, ai sensi del art. 22 e

seguenti dello stesso decreto.

c. degli strumenti pianificatori di settore della Provincia di Firenze, in particolare i Piani e

Programmi della Provincia di Firenze, e loro varianti, sottoposti a Valutazione

Ambientale Strategica o a verifica di assoggettabilità a Valutazione Ambientale

Strategica (artt. 11 e 12 del D.Lgs. n. 152/2006).

2) di stabilire che del presente documento dovrà essere data la massima diffusione ai soggetti

interessati del settore, associazioni di categoria, ordini e collegi professionali.

DELIBERA ALTRESI’A voti unanimi espressi nelle forme di legge, di dichiarare la presente deliberazione immediatamente

eseguibile, ai sensi e per gli effetti dell’ art. 134, 4° comma del T.U.E.L Dlgs. n° 267 del 18.09.2000.

“Documento informatico firmato digitalmente ai sensi del T.U. 445/2000 e del D.Lgs 82/2005 e rispettive norme collegate, il quale sostituisce il documento cartaceo e la firma autografa; il documento informatico e’ memorizzato digitalmente ed e’ rintracciabile sul sito internet http://attionline.provincia.fi.it/”


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All. 1 parte integrante e sostanziale della DGP.213-09

LINEE GUIDA PER LA VALUTAZIONE DELLE EMISSIONI DI POLVERI PROVENIENTI DA ATTIVITÀ DI PRODUZIONE , MANIPOLAZIONE , TRASPORTO, CARICO O STOCCAGGIO DI MATERIALI POLVERULENTI

Antongiulio Barbaro, Franco Giovannini, Silvia Maltagliati

AFR Modellistica Previsionale

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Introduzione

Le presenti linee guida introducono i metodi di stima delle emissioni di particolato di origine

diffusa prodotte dalle attività di trattamento degli inerti e dei materiali polverulenti in genere e

le azioni ed opere di mitigazione che si possono attuare, anche ai fini dell’applicazione del

D.Lgs. n° 152/06 (Allegato V alla Parte 5a, Polveri e sostanze organiche liquide, Parte I:

Emissioni di polveri provenienti da attività di produzione, manipolazione, trasporto, carico o

stoccaggio di materiali polverulenti).

I metodi di valutazione proposti nel lavoro provengono principalmente da dati e modelli

dell’US-EPA (AP-42 Compilation of Air Pollutant Emission Factors1) ai quali si rimanda per

la consultazione della trattazione originaria, in particolare degli algoritmi di calcolo, e qualora

sorgessero dubbi interpretativi.

Nel Capitolo 1 sono analizzate le sorgenti di particolato dovute alle attività di trattamento di

materiali polverulenti e per ciascuna sorgente vengono individuate le variabili da cui

dipendono le emissioni ed il metodo di calcolo, in taluni casi semplificato rispetto al modello

originale ed adattato dove possibile alla realtà locale.

Nel Capitolo 2 sono presentate delle soglie di emissione al di sotto delle quali l’attività di

trattamento di materiali polverulenti può essere ragionevolmente considerata compatibile con

l’ambiente. Tale conclusione deriva dall’analisi effettuata tramite l’applicazione di modelli di

dispersione; i risultati indicano che al di sotto dei valori individuati non sussistono

presumibilmente rischi di superamento o raggiungimento dei valori limite di qualità dell’aria

di PM10 dovuti alle emissioni dell’attività in esame. I modelli e le tecniche di stima delle

emissioni si riferiscono oltre che al PM10 anche a PTS (polveri totali sospese) e PM2.5. Per

queste frazioni granulometriche tuttavia non sono state sviluppate analoghe valutazioni e

identificazioni di eventuali soglie emissive.

Per facilitare l’applicazione dei metodi di stima delle emissioni proposti e di seguito descritti,

nonché la fornitura delle informazioni necessarie e la predisposizione di una adeguata

documentazione, in allegato sono riportate delle “Istruzioni specifiche per il calcolo delle

emissioni di PM10 in attività di trattamento di materiali polverulenti”, contenenti i passi

1 Il documento AP-42 è disponibile all’indirizzo (01/2009): http://www.epa.gov/ttn/chief/ap42/index.html I fattori di emissione e modelli emissivi dell’US-EPA sono ripresi ed utilizzati anche da AUS-EPA (Australia), si vedano le sintesi riportate in (01/2009): http://www.npi.gov.au/handbooks/approved_handbooks/pubs/mining.pdf http://www.npi.gov.au/handbooks/approved_handbooks/pubs/ffugitive.pdf

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necessari da seguire per effettuare le stime. Inoltre, sempre al fine di facilitare l’applicazione e

uniformare i metodi e le valutazioni, sono state redatte due Appendici:

L’Appendice A (Immagini e termini) contiene una serie di immagini relative alle attività ed ai

macchinari impiegati nelle lavorazioni di inerti e nei cantieri, ed un breve glossario di alcuni

termini tecnici in lingua inglese che possono essere di aiuto nell’identificazione delle

lavorazioni e dei rispettivi fattori di emissione.

L’Appendice B (Esempio di applicazione) contiene invece un esempio dettagliato di

applicazione dei metodi qui descritti ad una attività di estrazione e trattamento di inerti;

l’esempio può essere considerato propedeutico alla stesura delle valutazioni secondo le

indicazioni qui presentate.

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Indice

Introduzione 2

Indice 4

1 STIMA DELLE SORGENTI DI EMISSIONE DI POLVERI 5

1.1 PROCESSI RELATIVI ALLE ATTIVITÀ DI FRANTUMAZIONE E MACINAZIONE E ALL ’ATTIVITÀ

DI AGGLOMERAZIONE DEL MATERIALE 6

1.2 SCOTICO E SBANCAMENTO DEL MATERIALE SUPERFICIALE 19

1.3 FORMAZIONE E STOCCAGGIO DI CUMULI 20

1.3.1 SISTEMI DI CONTROLLO O DI ABBATTIMENTO 23

1.4 EROSIONE DEL VENTO DAI CUMULI 23

1.5 TRANSITO DI MEZZI SU STRADE NON ASFALTATE 25

1.5.1 SISTEMI DI CONTROLLO O ABBATTIMENTO 27

1.5.2 SISTEMI DI CONTROLLO O ABBATTIMENTO PER TRANSITO DI MEZZI SU STRADE

ASFALTATE 30

1.6 UTILIZZO DI MINE ED ESPLOSIVI 31

2 VALORI DI SOGLIA DI EMISSIONE PER IL PM10 33

BIBLIOGRAFIA 40

ISTRUZIONI SPECIFICHE PER IL CALCOLO DELLE EMISSIONI DI PM10 IN ATTIVITÀ DI TRATTAMENTO DI MATERIALI POLVERULENTI 43

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1 STIMA DELLE SORGENTI DI EMISSIONE DI POLVERI

Le sorgenti di polveri diffuse individuate si riferiscono essenzialmente ad attività e

lavorazioni di materiali inerti quali pietra, ghiaia, sabbia ecc.; i metodi ed i modelli di stima

proposti possono essere utilizzati anche per valutazioni emissive di attività simili con

trattamento di materiali diversi, all’interno di cicli produttivi non legati all’edilizia ed alle

costruzioni in generale. Le operazioni esplicitamente considerate sono le seguenti (in

parentesi vengono indicati i riferimenti all’AP-42 dell’US-EPA):

1. Processi relativi alle attività di frantumazione e macinazione del materiale e all’attività

di agglomerazione del materiale (AP-42 11.19.2)

2. Scotico e sbancamento del materiale superficiale (AP-42 13.2.3)

3. Formazione e stoccaggio di cumuli (AP-42 13.2.4)

4. Erosione del vento dai cumuli (AP-42 13.2.5)

5. Transito di mezzi su strade non asfaltate (AP-42 13.2.2)

6. Utilizzo di mine ed esplosivi (AP-42 11.9)

Queste operazioni sono state valutate e caratterizzate secondo i corrispondenti modelli US-

EPA o gli eventuali fattori di emissione proposti nell’AP-42, con opportune

modifiche/specificazioni/semplificazioni in modo da poter essere applicati ai casi di interesse.

Occorre segnalare che:

− Nella trattazione viene riportato il codice identificativo delle attività considerate come

sorgenti di emissioni dell’AP-42, denominato SCC (Source Classification Codes), in

modo da facilitarne la ricerca nella fonte bibliografica, in particolare in FIRE2.

− I fattori di emissione ed i modelli emissivi sono classificati dall’US-EPA in relazione

alla loro attendibilità/incertezza con dei punteggi (emission factor rating) compresi

tra A (maggiore attendibilità) ed E (maggiore incertezza). In particolare per attività

2 FIRE: “The Factor Information REtrieval data system, FIRE”, è il database contenente i fattori di emissione stimati e raccomandati dall’US-EPA per gli inquinanti normati e pericolosi. Di FIRE esiste una versione software che può essere usata in locale (dopo download) ed una versione Web; http://cfpub.epa.gov/oraweb/ (12/2008); i fattori di emissione sono comunque disponibili in file di vari formati scaricabili dal sito web.

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con emissioni diffuse come quelle qui esaminate, il livello di incertezza è da

considerare elevato.

− Molti dei fattori di emissione qui presentati sono stati elaborati e sono applicabili in

un contesto di stima delle emissioni a fini inventariali o di censimento; in vari casi,

secondo l’US-EPA, la loro applicabilità alle specifiche situazioni ed attività sul

territorio con fini di regolamentazione è sconsigliata o richiede un’analisi dettagliata

ed approfondita. Nel presente contesto, in assenza di metodi e/o strumenti alternativi

di stima, viene invece adottata la linea di impiegare comunque questi fattori.3

S’intende quindi che tutte le considerazioni e le azioni conseguenti ad una tale

applicazione devono essere anche valutate rispetto a questa scelta.

− In generale per tutte le varie lavorazioni le stime devono essere riferite all’unità oraria

considerando un livello di attività media sul periodo di lavoro.

− Sempre in termini generali, per le attività e lavorazioni le cui emissioni sono descritte

tramite modello emissivo e questo sia utilizzabile con le informazioni disponibili, il

suo utilizzo è preferibile rispetto a quello dei fattori di emissione presenti in FIRE.

− In Appendice A sono riportate alcune foto relative ai processi ed alle attività

d’interesse con lo scopo di aiutare l’identificazione di questi, e quindi la scelta dei

fattori di emissione.

Di seguito sono trattate le emissioni di PM10 (PTS e PM2.5) in termini di rateo emissivo,

generalmente orario, nonché descritti i possibili sistemi di abbattimento o mitigazione

applicabili.

1.1 PROCESSI RELATIVI ALLE ATTIVITÀ DI FRANTUMAZIONE E MACINAZIONE E

AL L ’ATTIVITÀ DI AGGLOMERAZIONE DEL MATERIALE (AP-42 11.19.2)

Per il calcolo delle emissioni vengono forniti i relativi fattori per processi senza abbattimento

e con abbattimento in base alla dimensione del particolato. Il calcolo del rateo emissivo totale

si esegue secondo la formula:

3 In tal modo viene assicurata l’uniformità della valutazione tecnica delle emissioni.

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)(*)()( ,, tEFtADtE mlil

li ∑= (1)

i particolato (PTS, PM10, PM2.5)

l processo

m controllo

t periodo di tempo (ora, mese, anno, ecc.)

iE rateo emissivo ( )hkg dell’i-esimo tipo di particolato

lAD attività relativa all’l-esimo processo (ad es. hlavoratomateriale )

mliEF ,, fattore di emissione

I fattori di emissione sono presentati nel paragrafo 11.19.2 “Crushed stone processing and

pulverized mineral processing” dell’AP-42 (US-EPA).4

Le diverse possibili, ma non esaustive, fasi di lavorazione relative alle attività di

frantumazione, macinazione e agglomerazione sono riportate per chiarezza negli schemi a

blocchi (flowchart) dei processi (Figura 2 e Figura 3).

Le emissioni da processi di frantumazione sono caratterizzate in base alla pezzatura del

materiale prodotto:

1. frantumazione primaria: mm30075−

2. frantumazione secondaria: mm10025−

3. frantumazione terziaria: mm255−

Per la frantumazione primaria non è definito uno specifico fattore di emissione.5

Il prodotto finale di tutti i processi di frantumazione citati arriva alla macinazione, da cui si

produce un materiale di pezzatura inferiore a 5 mm.

Nell’attività di agglomerazione il materiale processato ha dimensioni comprese tra 1 e 75 mm.

4 Per le attività ed i trattamenti di sabbia e ghiaia, occorre fare riferimento al paragrafo 11.19.1 “Sand and Gravel processing” dell’AP-42; tuttavia per i fattori di emissione di gran parte delle operazioni viene indicato di riferirsi a quelli del paragrafo 11.19.2 (vengono escluse alcune fasi specifiche, ad esempio l’impiego di sistemi di essiccazione, Sand Dryer, SCC3-05-027-20) 5 Si osserva che nella documentazione dell’AP-42 sono riportate stime di emissione anche per alcuni casi di frantumazione primaria. Probabilmente a causa dell’esiguità dei casi e/o delle insufficienti informazioni raccolte, l’US-EPA non ha utilizzato questi dati per la definizione di un fattore emissivo da assegnare all’attività. Sono comunque presenti in FIRE numerosi fattori di emissione per la frantumazione primaria di materiali e minerali relativi a diversi processi produttivi.

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Per l’esecuzione dei calcoli si richiede di utilizzare degli schemi a blocchi e riportare su di

essi (si veda anche l’esempio in allegato) i seguenti elementi:

1. i bilanci di massa dei processi in Mg/h, indicando il flusso di materiale di ingresso e in

uscita a ciascun processo,

2. i flussi di materiale trasportati all’interno del sito industriale dagli automezzi e quelli

dovuti allo spostamento del materiale all’interno del sito, in Mg/h; siano questi

ottenuti con automezzi oppure per mezzo di nastri trasportatori,

3. la pezzatura del materiale in uscita a ciascun in mm.

Nel caso non siano disponibili i dati specifici, in particolare quelli dei flussi di materiale

trattato in ogni processo o le dimensioni della pezzatura, è opportuno inserire nelle stime

valori conservativi ed indicare l’origine dei dati adottati e le eventuali motivazioni che hanno

indirizzato verso tale scelta.

Si raccomanda di verificare che i flussi di massa riportati nei processi siano congruenti con i

flussi trasportati dagli automezzi e dai nastri trasportatori. A questo scopo si suggerisce di

indicare all’interno degli schemi a blocchi il tipo di trasporto (automezzi, nastri trasportatori o

altro) ed i flussi trasportati in Mg/h per ogni processo.

In Tabella 1 riferendosi agli schemi delle Figure 2 e 3 si fornisce l’elenco dei processi per

ciascuna attività e le relative unità di misura richieste per il calcolo delle emissioni. Per

ciascun processo viene riportata la denominazione originale (in inglese), il codice SCC

adottato nella nomenclatura dell’AP-42 (cui riferirsi per individuare la fonte), e viene inoltre

riportato il calcolo dell’efficienza di rimozione riferita ai sistemi di abbattimento o

mitigazioni applicabili, stimata in base ai fattori di emissione proposti dall’US-EPA (vedi

formula 2). Gli abbattimenti o le mitigazioni considerate comprendono la bagnatura e

l’umidificazione del materiale, il convogliamento dell’aria di processo in sistemi di

abbattimento delle polveri, quali i filtri a maniche, e la copertura ed inscatolamento delle

attività o dei macchinari. Si sottolinea che l’efficienza della bagnatura con acqua è valutata in

relazione al contenuto di umidità del materiale che deve essere compreso tra 0.5% e 3.0%,

inteso come rapporto tra massa del contenuto di acqua e massa totale del materiale.

L’efficienza di rimozione è definita come:

efficienza di rimozione % = 100 -

100*

toabbattimensenza

toabbattimencon

EF

EF (2)

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Si segnala inoltre che:

− Le attività di “scarico camion” (alla tramoggia od alla griglia) sono state associate al

SCC 3-05-020-31 “Truck unloading” relativo al “Stone Quarrying – Processing”; si

ricorda che per altri materiali sono disponibili scelte alternative.

− Le operazioni relative al “carico camion” del materiale processato sono state

associate al SCC 3-05-020-32 “Truck Loading Conveyor”, ovvero si è ipotizzato che

tale operazione avvenga mediante un convogliatore o nastro trasportatore. Anche in

questo caso sono presenti differenti fattori di emissione per lo stesso tipo di attività,

effettuato con materiali e metodiche o macchinari differenti; ad esempio

relativamente al settore “Construction Sand and Gravel” è presente “Bulk loading”

SCC 3-05-025-06, per il settore “Coal Mining, Cleaning, and Material Handling” è

presente “Truck Loading: Overburden” SCC 3-05-010-37, corrispondente alla fase di

carico del materiale superficiale rimosso dallo scotico.

− Per le operazioni relative al “carico camion” del materiale estratto cui corrisponde

SCC 3-05-020-33, non è disponibile un fattore di emissione. Può essere

eventualmente utilizzato quello del SCC 3-05-010-37 “Truck Loading: Overburden”

presente per il settore “Coal Mining, Cleaning, and Material Handling”,

corrispondente alla fase di carico del materiale superficiale rimosso dallo scotico.

Per tutte le diverse fasi e operazioni d’interesse occorre individuare il corrispondente caso

all’interno dell’elenco dei fattori di emissione; in caso di mancanza del fattore di emissione o

nel caso in cui la lavorazione o l’operazione non sia censita, occorre determinare o scegliere

un fattore di emissione alternativo, tenendo presente la similitudine tra le attività considerate,

la corrispondenza in termini di materiale trattato, e adottando un criterio di norma

conservativo. Ovviamente la scelta deve essere indicata e giustificata nella documentazione

redatta. Considerazioni analoghe valgono per quanto riguarda le azioni di mitigazione delle

emissioni; in particolare l’efficienza della bagnatura non è definita per tutte le

operazioni/processi ed in alcuni casi deve quindi essere valutata o ipotizzata e giustificata.

Nelle Tabelle 2 e 3 sono riportati i valori dei fattori di emissione rispettivamente di PM10 e

PM2.5 relativi ai processi descritti. Si noti che per i processi di agglomerazione i fattori di

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emissione sono disponibili solo per il processo a secco in quanto si considera che non si

verifichino emissioni durante il processo a umido.

Figura 1: In alto: operazione di carico su camion del materiale estratto SCC 3-05-020-33; in basso a sinistra un esempio di SCC 3-05-020-32 “Truck Loading Conveyor” (crushed stone) e a destra di SCC 3-05-01-038 “Truck Loading Coal”.

Si nota infine che il calcolo delle emissioni è richiesto nelle unità di misura del Sistema

Internazionale; viene quindi utilizzato il megagrammo (1 Mg= 1000 kg) equivalente al metric

tonne (1 metric tonne = 1000 kg). Occorre fare attenzione perché nell’applicazione dell’AP-

42 sono talvolta utilizzate le unità del sistema anglosassone, ovvero il pound o libbra (lb)

kg lb 4501 .= , lo short tonne, kg tonn 9071 = , il miglio, km mi 60911 .= , la yard

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m yd 9101 .= , il piede foot m ft 3001 .= . In FIRE, frequentemente il fattore di emissione è

espresso come lb/tonn di materiale trattato, corrispondente a 0.50 kg/Mg di materiale trattato;

altre volte il fattore di emissione viene riferito al volume di materiale trattato e quindi in

lb/(cubic yards) corrispondente a 0.59 kg/m³.

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Carico camion

SCC-3-05-020-33

Frantumazione primaria

SCC-3-05-020-01

Scarico camion-alla tramoggia, rocce

SCC-3-05-020-31

Estrazione con perforazione

SCC-3-06-020-09,10

Frantumazione secondaria

SCC-3-05-020-02

Frantumazione terziaria

SCC-3-05-020-03

Vagliatura

SCC-05-020-02,03,04, 15

Vagliatura

SCC-05-020-02,03,04, 15

Frantumazione fine

SCC-3-05-020-05

Vagliatura fine

SCC-05-020-21

MACINAZIONE

Figura 2: Processi di frantumazione e macinazione

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Classificazione

Macinazione a secco SCC - 3 - 05 - 038 - 11

Stoccaggio in silos SCC - 3 - 05 -038-13

Confezionamento e carico SCC - 3 - 05 - 038-14

Essiccazione rapida

Macinazione a umido del materiale grossolano

Flottazione

Macinazione a umido del materiale fine

Concentrazione del materiale

Filtro a manica

Filtro a manica

Filtro a man ica

Filtro a manica

Filtro a manica

1 - 75 µ m

SCC-3-05-038-35

SCC-3-05-038-34

SCC-3-05-038-31

SCC-3-05-038-32

SCC-3-05-038-33

SCC-3-05-038-12

Figura 3: Processi di agglomerazione

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Tabella 1: Processi relativi alle attività di frantumazione, macinazione e agglomerazione.

Attività di frantumazione e macinazione Codice SCC Unità di misura Abbattimento o mitigazione estrazione con perforazione (drilling unfragment stone) 3-05-020-10 hMg

frantumazione primaria mm30075− (primary crushing) 3-05-020-01 hMg

frantumazione secondaria mm10025− (secondary crushing) 3-05-020-02 hMg

frantumazione terziaria mm255− (tertiary crushing) 3-05-020-03 hMg

frantumazione fine (fine crushing) 3-05-020-05 hMg

vagliatura (screening) 3-05-020-02, 03, 04,15 hMg

vagliatura fine mm5< (fine screening) 3-05-020-21 hMg

Bagnatura con acqua6

nastro trasportatore – nel punto di trasferimento (conveyor transfer point) 3-05-020-06 hMg Copertura o inscatolamento scarico camion - alla tramoggia, rocce (truck unloading-fragmented stone)

scarico camion - alla griglia (truck unloading and grizzly feeder) 3-05-020-31 hMg

carico camion - dal nastro trasportatore, rocce frantumate (truck loading-conveyor, crushed stone)

3-05-020-32 hMg Bagnatura con acqua7

carico camion (truck loading) 3-05-020-33 hMg

Continua Tabella 1

6 Contenuto di umidità del materiale compreso tra 0.5% e 3.0% in massa. 7 Contenuto di umidità del materiale compreso tra 0.5% e 3.0% in massa.

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Attività di agglomerazione8 Codice SCC Unità di misura Abbattimento o mitigazione

macinazione a secco (grinding, dry mode) 3-05-038-11 hMg Filtro a maniche classificazione (classifiers, dry mode) 3-05-038-12 hMg Filtro a maniche

essiccazione rapida (flash drying) 3-05-038-35 hMg Filtro a maniche stoccaggio in silos (product storage) 3-05-038-13 hMg Filtro a maniche

confezionamento e scarico (product packaging and bulk loading) 3-05-038-14 hMg Filtro a maniche

8 Nelle Tabelle 1, 2 e 3 non sono state inserite alcune attività presenti in Figura 3 poiché relative a processi ad umido per i quali si suppone l’assenza di emissioni.

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Tabella 2: Processi relativi alle attività di frantumazione, macinazione e agglomerazione, fattori di emissione per il PM10

Attività di frantumazione e macinazione (tab. 11.19.2-1)

Codice SCC Fattore di emissione senza abbattimento

(kg/Mg)

Abbattimento o mitigazione Fattore di emissione con abbattimento

(kg/Mg)

Efficienza di rimozione %

estrazione con perforazione (drilling unfragment stone) 3-05-020-10 4.E-05 frantumazione primaria mm30075− (primary

crushing) 3-05-020-01

frantumazione secondaria mm10025− (secondary crushing)

3-05-020-02 0.0043 3.7E-04 91

frantumazione terziaria mm255− (tertiary crushing) 3-05-020-03 0.0012 2.7E-04 77 frantumazione fine (fine crushing) 3-05-020-05 0.0075 6.E-04 92

vagliatura (screening) 3-05-020-02, 03, 04,15

0.0043 3.7E-04 91

vagliatura fine mm5< (fine screening) 3-05-020-21 0.036

Bagnatura con acqua

0.0011 97 nastro trasportatore – nel punto di trasferimento

(conveyor transfer point) 3-05-020-06

5.5E-04 Copertura o inscatolamento 2.3E-05 96

scarico camion - alla tramoggia, rocce (truck unloading-fragmented stone)

scarico camion - alla griglia (truck unloading and grizzly feeder)

3-05-020-31

8.E-06

- -


3-05-020-32 5.E-05

Bagnatura con acqua

- -

carico camion (truck loading) 3-05-020-33 Continua Tabella 2

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Attività di agglomerazione Codice SCC Fattore di emissione

senza abbattimento (kg/Mg)

Abbattimento o mitigazione Fattore di emissione con abbattimento

(kg/Mg)

Efficienza di rimozione %

macinazione a secco (grinding, dry mode) 3-05-038-11 3.4 Filtro a maniche 0.0169 99.59 classificazione (classifiers, dry mode) 3-05-038-12 1.04 Filtro a maniche 0.0052 99.5

essiccazione rapida (flash drying) 3-05-038-35 1.5 Filtro a maniche 0.0073 99.5 stoccaggio in silos (product storage) 3-05-038-13 0.16 Filtro a maniche 8.E-04 99.5

confezionamento e scarico (product packaging and bulk loading)

3-05-038-14 Filtro a maniche

9 Il fattore di emissione senza abbattimento è calcolato da quello con abbattimento invertendo la formula (2) con l’efficienza di rimozione impostata secondo la tabella stessa.

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Tabella 3: Processi relativi alle attività di frantumazione, macinazione e agglomerazione, fattori di emissione di PM2.5

Attività di frantumazione e macinazione Codice SCC Abbattimento o mitigazione Fattore di emissione con abbattimento (kg/Mg)

estrazione con perforazione (drilling unfragment stone) 3-05-020-10 frantumazione primaria mm30075− (primary crushing) 3-05-020-01 2.5E-05

frantumazione secondaria mm10025− (secondary crushing) 3-05-020-02 5E-05 frantumazione terziaria mm255− (tertiary crushing) 3-05-020-03 3.5E-05

frantumazione fine (fine crushing) 3-05-020-05 2.5E-05 vagliatura (screening) 3-05-020-02, 03, 04,15

Bagnatura con acqua

2.5E-05 vagliatura fine mm5< (fine screening) 3-05-020-21 Copertura o inscatolamento 6.5E-06

nastro trasportatore – nel punto di trasferimento (conveyor transfer point)

3-05-020-06

scarico camion - alla tramoggia, rocce (truck unloading-fragmented stone)

scarico camion - alla griglia (truck unloading and grizzly feeder) 3-05-020-31

Bagnatura con acqua


3-05-020-32

carico camion (truck loading) 3-05-020-33 Abbattimento o mitigazione Fattore di emissione con

abbattimento (kg/Mg) Attività di agglomerazione10 Codice SCC Filtro a maniche 0.006

macinazione a secco (grinding, dry mode) 3-05-038-11 Filtro a maniche 0.002 classificazione (classifiers, dry mode) 3-05-038-12 Filtro a maniche 0.0042

essiccazione rapida (flash drying) 3-05-038-35 Filtro a maniche 3E-04 stoccaggio in silos (product storage) 3-05-038-13 Filtro a maniche

10 Nelle Tabelle 1, 2 e 3 non sono state inserite alcune attività presenti in Figura 3 poiché relative a processi ad umido per i quali si suppone l’assenza di emissioni.

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1.2 SCOTICO E SBANCAMENTO DEL MATERIALE SUPERFICIALE

L’attività di scotico (rimozione degli strati superficiali del terreno) e sbancamento del materiale

superficiale viene effettuata di norma con ruspa o escavatore e, secondo quanto indicato al

paragrafo 13.2.3 “Heavy construction operations” dell’AP-42, produce delle emissioni di PTS11 con

un rateo di 5.7 kg/km. Per utilizzare questo fattore di emissione occorre quindi stimare ed indicare il

percorso della ruspa nella durata dell’attività, esprimendolo in km/h. In altri settori (ad esempio

“Mineral Products Industry: Coal Mining, Cleaning, and Material Handling” paragrafo 11.9) alle

attività di rimozione degli strati superficiali sono associati altri fattori di emissione. Nella Tabella 4

sono riportate le relazioni presenti in FIRE, con il relativo codice SCC, che si riferiscono a

trattamento del materiale superficiale.

Tabella 4 fattori di emissione per il PM10 relativi alle operazioni di trattamento del materiale superficiale

SCC operazione Fattore di emissione in kg note Unità di misura

3-05-010-33 Drilling Overburden

0.072 kg per ciascun foro effettuato

3-05-010-36

Dragline: Overburden Removal

( )30

704 3001039.

../.

M

H×× −

H è l’altezza di caduta in m, M il contenuto percentuale di umidità del materiale

kg per ogni m³ di copertura rimossa

3-05-010-37

Truck Loading: Overburden

0.0075 kg per ogni Mg di

materiale caricato

3-05-010-42

Truck Unloading: Bottom Dump - Overburden

0.0005 kg per ogni Mg di

materiale scaricato

3-05-010-45

Bulldozing: Overburden

41

5133750.

.

M

s. ×

s è il contenuto di silt (vedi § 1.5), M il contenuto di umidità del materiale, espressi in percentuale

kg per ogni ora di attività

3-05-010-48

Overburden Replacement 0.003

kg per ogni Mg di materiale processato

11 Il fattore di emissione è assegnato per le polveri totali (PTS); per riferirsi al PM10 si può cautelativamente considerare l’emissione come costituita completamente dalla frazione PM10, oppure considerarla solo in parte costituita da PM10. In tal caso occorre esplicitare chiaramente la percentuale di PM10 considerata. In mancanza di informazioni specifiche, osservando i rapporti tra i fattori di emissione di PM10 e PTS relativi alle altre attività oggetto del presente lavoro, si può ritenere cautelativo considerare una componente PM10 dell’ordine del 60% del PTS.

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1.3 FORMAZIONE E STOCCAGGIO DI CUMULI

Un’attività suscettibile di produrre l’emissione di polveri è l’operazione di formazione e stoccaggio

del materiale in cumuli.

Il modello proposto nel paragrafo 13.2.4 “Aggregate Handling and Storage Piles” dell’AP-42

calcola l’emissione di polveri per quantità di materiale lavorato in base al fattore di emissione:

( ) ( )41

31

2

2200160

.

.

..

=M

u

kMgkgEF ii (3)


iEF fattore di emissione

ik coefficiente che dipende dalle dimensioni del particolato (vedi Tabella 5)

u velocità del vento (m/s)

M contenuto in percentuale di umidità (%)

La quantità di particolato emesso da questa attività quindi dipende dal contenuto percentuale di

umidità M: valori tipici nei materiali impiegati in diverse attività, corrispondenti ad operazioni di

lavorazione di inerti, sono riportati in Tabella 13.2.4-1 del suddetto paragrafo 13.2.4 dell’AP-42.

Tabella 5 Valori di ik al variare del tipo di particolato

ik

PTS 0.74

PM10 0.35

PM2.5 0.11

L’espressione (3) è valida entro il dominio di valori per i quali è stata determinata, ovvero per un

contenuto di umidità di 0.2-4.8 % e per velocità del vento nell’intervallo 0.6-6.7 m/s.

Si osserva che, a parità di contenuto di umidità e dimensione del particolato, le emissioni

corrispondenti ad una velocità del vento pari a 6 m/s (più o meno il limite superiore di impiego

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previsto del modello) risultano circa 20 volte maggiori di quelle che si hanno con velocità del vento

pari a 0.6 m/s (più o meno il limite inferiore di impiego previsto del modello). Alla luce di questa

considerazione appare ragionevole pensare che se nelle normali condizioni di attività (e quindi di

velocità del vento) non si crea disturbo con le emissioni di polveri, in certe condizioni

meteorologiche caratterizzate da venti intensi, le emissioni possano crescere notevolmente tanto da

poter da luogo anche a disturbi nelle vicinanze dell’impianto.

Poiché le emissioni dipendono dalle condizioni meteorologiche, esse variano nel tempo e per poter

ottenere una valutazione preventiva delle emissioni di una certa attività occorre riferirsi ad uno

specifico periodo di tempo, ipotizzando che in esso si verifichino mediamente le condizioni

anemologiche tipiche dell’area in cui avviene l’attività. L’intervallo di tempo da considerare è di

almeno un anno. Quindi, utilizzando le frequenze di intensità del vento nel periodo è possibile

calcolare una emissione complessiva e anche quella media relativa ad un sottoperiodo giornaliero

specificato.

A titolo di esempio si può considerare la distribuzione statistica delle medie orarie della velocità del

vento della stazione meteorologica di Empoli-Riottoli.12 Tale distribuzione è rappresentata in

Figura 4 e riportata nella successiva Tabella 6 distinguendo i dati relativi ai singoli periodi diurno e

notturno. Si osserva così che circa l’85% delle ore diurne corrisponde a velocità del vento minori o

uguali a 5 m/s e meno dell’8% delle ore diurne corrisponde a valori di velocità superiori ai 6 m/s.

Utilizzando l’espressione (3), ipotizzando attività uniformi nell’arco dell’anno e nel periodo diurno,

questa distribuzione del vento comporta che all’85% di ore con velocità del vento minori o uguali a

5 m/s corrisponde una quantità di emissioni pari al 58% del totale, e che alle ore con valori di

velocità del vento superiori ai 6 m/s, corrispondenti a meno dell’8% delle ore, corrisponde circa il

26% delle emissioni. La limitazione dell’attività nelle ore di vento intenso può quindi

corrispondere, a fronte di una minima interferenza con le stesse attività, ad una importante

riduzione, anche complessiva, delle emissioni di particolato.

12 La stazione di Empoli-Riottoli (il cui anemometro è posto a circa 10 m di altezza) per la sua collocazione in ambiente rurale fornisce una buona descrizione dell’andamento del vento in assenza di ostacoli rilevanti; la distribuzione ha valore locale, ma la frequenza relativa dei valori elevati di velocità del vento, essendo questi prodotti nella quasi totalità dei casi da condizioni non locali, bensì geostrofiche, può avere validità spaziale molto più estesa. La distribuzione prende in considerazione 5 anni di dati orari, quindi pur non avendo valenza climatologica è senz’altro sufficientemente rappresentativa dei fenomeni.

Pagina 22 di 48

empoli vento [1994-1998]

0.00%

5.00%

10.00%

15.00%

20.00%

25.00%

30.00%

35.00%

0.5 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 15

velocità media oraria del vento (m/s)

freq

uenz

a

diurno

notturno

Figura 4: Distribuzione della frequenza di velocità media oraria del vento della stazione di Empoli-Riottoli negli anni 1994-1998.

Tabella 6 Distribuzione di frequenza delle medie orarie della stazione di Empoli-Riottoli negli anni 1994-1998

Classe di velocità del vento (m/s) diurno notturno

≤0.5 m/s 4.58% 10.83%

(0.5; 1] 15.57% 31.16%

(1; 2] 26.58% 31.85%

(2; 3] 16.08% 11.91%

(3; 4] 11.92% 5.99%

(4; 5] 9.97% 3.56%

(5; 6] 7.45% 2.19%

(6; 7] 4.12% 1.29%

(7; 8] 2.01% 0.68%

(8; 9] 0.99% 0.28%

(9; 10] 0.45% 0.16%

≥10 0.26% 0.09%

Pagina 23 di 48

In assenza di dati anemometrici specifici del sito di interesse, si ritiene che ai fini di una stima

globale delle emissioni dovute a questo tipo di attività, sia utilizzabile la distribuzione di frequenze

della velocità del vento della stazione di Empoli-Riottoli e quindi l’espressione per il calcolo può

essere semplificata riducendosi a:

41

100580

., ).(M

kE idiurnoi ⋅⋅= ( )41

100320

., .M

kE inotturnoi ⋅⋅= (3’)

1.3.1 Sistemi di controllo o di abbattimento

Per ridurre le emissioni dovute a questo tipo di attività, si possono ipotizzare verie azioni mitiganti,

oltre a quella già anticipata relativa all’evitare la lavorazione in condizioni di vento elevato.

1. Trattamento della superficie tramite bagnamento (wet suppression) con acqua.

2. Copertura dei cumuli. Varie tecniche di copertura sono descritte in dettaglio nel BREF

(EIPPCB, 2006: Emissions from storage).

3. Costruzione di barriere protettive come ad esempio innalzamento di muri.

Le varie tecniche sono descritte in dettaglio nel BREF (EIPPCB, 2006: Emissions from storage).

1.4 EROSIONE DEL VENTO DAI CUMULI

Le emissioni causate dall’erosione del vento sono dovute all’occorrenza di venti intensi su cumuli

soggetti a movimentazione. Nell’AP-42 (paragrafo 13.2.5 “Industrial Wind Erosion”) queste

emissioni sono trattate tramite la potenzialità di emissione del singolo cumulo in corrispondenza di

certe condizioni di vento. La scelta operata nel presente contesto è quella di presentare l’effettiva

emissione dell’unità di area di ciascun cumulo soggetto a movimentazione dovuta alle condizioni

anemologiche attese nell’area di interesse. In particolare si fa riferimento alla distribuzione di

frequenze dei valori della velocità del vento già utilizzata nel precedente paragrafo.

Il rateo emissivo orario si calcola dall’espressione:

( ) movhaEFhkgE ii ⋅⋅=/ (5)


Pagina 24 di 48

)( 2mkgEFi fattore di emissione areale dell’i-esimo tipo di particolato

a superficie dell’area movimentata in m2

movh numero di movimentazioni/ora

Per il calcolo del fattore di emissione areale si distinguono i cumuli bassi da quelli alti a seconda del

rapporto altezza/diametro. Per semplicità inoltre si assume che la forma di un cumulo sia conica,

sempre a base circolare. Nel caso di cumuli non a base circolare, si ritiene sufficiente stimarne una

dimensione lineare che ragionevolmente rappresenti il diametro della base circolare equivalente a

quella reale. Dai valori di:

1. altezza del cumulo (intesa come altezza media della sommità nel caso di un cumulo a

sommità piatta) H in m,

2. diametro della base D in m,

si individua il fattore di emissione areale dell’i-esimo tipo di particolato per ogni movimentazione

dalla sottostante tabella:

Tabella 7 Fattori di emissione areali per ogni movimentazione, per ciascun tipo di particolato

cumuli alti 20.>DH

)( 2mkgEFi

PTS 1.6E-05

PM10 7.9E-06

PM2.5 1.26E-06

cumuli bassi 20.≤DH

)( 2mkgEFi

PTS 5.1E-04

PM10 2.5 E-04

PM2.5 3.8 E-05

Pagina 25 di 48

Ovviamente qualora siano disponibili i dati specifici richiesti, è possibile effettuare la stima diretta

impiegando le espressioni riportate nell’AP-42. I sistemi di mitigazione sono analoghi a quelli citati

nel precedente paragrafo (1.3.1).

1.5 TRANSITO DI MEZZI SU STRADE NON ASFALTATE

Per il calcolo dell’emissione di particolato dovuto al transito di mezzi su strade non asfaltate si

ricorre al modello emissivo proposto nel paragrafo 13.2.2 “Unpaved roads” dell’AP-42. Il rateo

emissivo orario risulta proporzionale a (i) il volume di traffico e (ii) il contenuto di limo (silt) del

suolo, inteso come particolato di diametro inferiore a 75 µm. Il fattore di emissione lineare dell’i-

esimo tipo di particolato per ciascun mezzo )( kmkgEFi per il transito su strade non asfaltate

all’interno dell’area industriale è calcolato secondo la formula:

( ) ( ) ii baii WskkmkgEF 312)( ⋅⋅= (6)


s contenuto in limo del suolo in percentuale in massa (%)

W peso medio del veicolo (Mg)

ik , ia e ib sono coefficienti che variano a seconda del tipo di particolato ed i cui valori sono forniti

nella Tabella 8:

Tabella 8 Valori dei coefficienti ik , ia e ib e al variare del tipo di particolato

ik ia ib

PTS 1.38 0.7 0.45

PM10 0.423 0.9 0.45

PM2.5 0.0423 0.9 0.45

Il peso medio dell’automezzo W deve essere calcolato sulla base del peso del veicolo vuoto e a

pieno carico. Si ricorda che la relazione (6) è valida per veicoli con un peso medio inferiore a 260

Mg e velocità media inferiore a 69 km/h. Per il calcolo dell’emissione finale si deve determinare la

lunghezza del percorso di ciascun mezzo riferito all’unità di tempo (numero di km/ora, kmh), sulla

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base della lunghezza della pista (km); è richiesto quindi il numero medio di viaggi al giorno

all’interno del sito ed il numero di ore lavorative al giorno:

( ) kmhEFhkgE ii ⋅=/ (7)

Nel caso non sia disponibile il numero di viaggi al giorno è opportuno ricorrere a stime con valori

conservativi. Per esempio il numero di viaggi al giorno si può ottenere dal rapporto tra la quantità di

materiale in entrata al processo iniziale (ad esempio la tramoggia) ed il peso medio dell’automezzo

utilizzato per il trasporto nell’arco di una giornata lavorativa di 8 ore; questo calcolo va poi ripetuto

per gli altri eventuali processi che richiedono o vengono effettuati con mezzi di trasporto in

movimento su piste.

Si specifica che l’espressione (6) è valida per un intervallo di valori di limo (silt) compreso tra

l’1.8% ed il 25.2%. Poiché la stima di questo parametro non è semplice e richiede procedure

tecniche e analitiche precise13, in mancanza di informazioni specifiche si suggerisce di considerare

un valore all’interno dell’intervallo 12-22%. Si osserva che la scelta del valore del parametro risulta

incidere significativamente sulle emissioni: a parità degli altri parametri, raddoppiare il valore del

silt corrisponde a quasi raddoppiare l’emissione (più precisamente a moltiplicarla per un fattore

1.9).

Nel calcolo delle emissioni dovute al transito di veicoli su strade non asfaltate nei calcoli aventi fini

inventariali si può considerare anche l’effetto dovuto alla mitigazione naturale delle precipitazioni

(pioggia) secondo l’espressione:

( ) ( )[ ]365365 gpEhkgE iiEXT −=/, (8)

iEXTE , rateo emissivo per i-esimo tipo di particolato estrapolato per la mitigazione naturale

gp numero di giorni nell’anno con almeno 0.254 mm di precipitazione

iE rateo emissivo calcolato con l’eq. (7)

13 Si ricorda che l’AP-42 in Appendice C.1 e C.2 propone un metodo per il calcolo del contenuto di “silt”- limo; in tale metodo, basato sulla metodologia ASTM (American Society for Testing and Materials), si ricorre all’utilizzo di un vaglio di 200 mesh.

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Ad esempio, considerando un valore di 60 giorni di precipitazioni (corrispondente ad un numero di

giorni minimo per il territorio della Regione Toscana) si ottiene:

( ) 840./, ⋅= iiEXT EhkgE (8’)

Si deve notare che il calcolo della mitigazione naturale viene effettuato su base annuale quindi non

è applicabile alle stime di emissione su base oraria. Per queste si può assumere che in presenza di

precipitazioni l’emissione sia assente.

1.5.1 Sistemi di controllo o abbattimento

1) Restrizione del limite di velocità dei mezzi all’interno del sito industriale. Questa misura è

consigliata sia all’interno dell’AP-42 che nel BREF (paragrafo 4.4.6.12) relativo alle emissioni

da stoccaggi (Emissions from storage). Si consiglia l’installazione di cunette per limitare la

velocità dei veicoli sotto un limite di velocità da definire, per esempio 30 km/h.

2) Trattamento della superficie – bagnamento (wet suppression) e trattamento chimico (dust

suppressants). I costi sono moderati, ma richiedono applicazioni periodiche e costanti. Inoltre

bisogna considerare un sistema di monitoraggio per verificare che il trattamento venga

effettuato. Esistono due modi per il calcolo indicativo dell’efficienza di rimozione del

bagnamento con acqua del manto stradale:

a) L’utilizzo di Figura 4, in cui l’efficienza di controllo è calcolata in base al rapporto del

contenuto di umidità M tra strada trattata (bagnata) e non trattata (asciutta). M è calcolabile

secondo le indicazioni di appendice C.1 e C.2 dell’AP-42. Come è prevedibile più il

terreno è asciutto minore è l’efficienza di rimozione. In base all’andamento sperimentale

della curva mostrata in figura si considera un valore di riferimento dell’efficienza di

controllo del 75%.

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Figura 4: Andamento dell’efficienza di abbattimento delle emissioni in funzione del contenuto di umidità del suolo

b. La formula proposta da Cowherd et al (1998):

( ) ItrhPC τ⋅⋅⋅−= 80100 .(%) (9)

C efficienza di abbattimento del bagnamento (%)

P potenziale medio dell’evaporazione giornaliera (mm/h)

trh traffico medio orario (h-1)

I quantità media del trattamento applicato (l/m2)

τ Intervallo di tempo che intercorre tra le applicazioni (h)

L’efficienza media della bagnatura deve essere superiore al 50% e, come è evidente

dall’espressione (9), per raggiungere l’efficienza impostata si può agire sia sulla frequenza

delle applicazioni sia sulla quantità di acqua per unità di superficie impiegata in ogni

trattamento, in relazione al traffico medio orario e al potenziale medio di evaporazione

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giornaliera. Riguardo quest’ultimo, considerando la difficoltà a reperire dati reali14, si

assume come riferimento il valore medio annuale del caso-studio riportato nel rapporto

EPA (1998a) 1340 −⋅= hmmP . . Per esemplificare il calcolo si riportano nelle Tabelle 9,

10 e 11, i valori dell’intervallo di tempo tra due applicazioni successive )(ht , considerando

diverse efficienze di abbattimento a partire dal 50% fino al 90%, per un intervallo di valori

di traffico medio all’ora trh: inferiore a 5, tra 5 e 10 e superiore a 10.

L’uso di sostanze chimiche, come polimeri a base d’acqua, richiede un’applicazione meno

frequente, ma bisogna considerare che può produrre una variazione nel contenuto di particolato

della strada con un aumento del contenuto di limo. L’efficienza effettiva di questo tipo di controllo

dipende da molti fattori ed è in generale difficile da stimare. In caso di utilizzo di sostanze chimiche

si richiede di fornire i dati riportati nella scheda tecnica del prodotto utilizzato. Da passate

campagne di misurazione effettuate dall’US-EPA risulta che l’efficienza per il PM10 si aggira

intorno all’80% con applicazioni regolari effettuate ad intervalli compresi tra 2 settimane ed 1 mese.

Tabella 9 Intervallo di tempo in ore tra due applicazioni successive)(hτ per un valore di trh <5

Efficienza di abbattimento Quantità media del trattamento applicato I (l/m2)

50% 60% 75% 80% 90%

0.1 5 4 2 2 1

0.2 9 8 5 4 2

0.3 14 11 7 5 3

0.4 18 15 9 7 4

0.5 23 18 11 9 5

1 46 37 23 18 9

2 92 74 46 37 18

14 Ritchie (“Modeling Soil Water Redistribution during Second-Stage Evaporation “, Soil Science Society of America Journal 67:377-386 (2003), A. A. Suleiman,a and J. T. Ritchie) riporta 0.3-0.8 mm/h per terreni tra sabbiosi ed argillosi.

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Tabella 10 Intervallo di tempo in ore tra due applicazioni successive )(hτ per trh tra 5-10


50% 60% 75% 80% 90%

0.1 4-2 3-1 2-1 1 1

0.2 7-4 6-3 4-2 3-1 1

0.3 11-5 9-4 5-3 4-2 2-1

0.4 15-7 12-6 7-4 6-3 3-2

0.5 18-9 15-7 9-5 7-4 4-2

1 37-18 30-15 18-9 15-7 7-4

2 74-37 59-30 37-18 30-15 15-7

Tabella 11 Intervallo di tempo in ore tra due applicazioni successive)(hτ per un valore di trh >10


50% 60% 75% 80% 90%

0.1 2 1 1 1 1

0.2 3 3 2 1 1

0.3 5 4 2 2 1

0.4 7 5 3 3 1

0.5 8 7 4 3 2

1 17 13 8 7 3

2 33 27 17 14 7

1.5.2 Sistemi di controllo o abbattimento per transito di mezzi su strade asfaltate

Un metodo generalmente usato e semplice è la pulizia automatica delle ruote con un sistema

automatico di irrigazione. Nel BREF (paragrafo 4.4.6.13 Emissions from storage) viene riportata

questa metodologia che consiste nel costruire una viabilità interna al sito tale che il mezzo è

costretto a passare attraverso un sistema di irrigazione automatico che provvede a pulire le ruote

dalla polvere. Ciò comporta la verifica circa la necessità di un successivo trattamento delle acque.

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1.6 UTILIZZO DI MINE ED ESPLOSIVI

Le emissioni di polvere diffuse dovute all’utilizzo di mine sono trattate nel paragrafo 11.9 (Western

Surface Coal Mining) dell’AP-42 (US.EPA). Il modello si riferisce a cave di carbone, ma può

essere utilizzato per fornire un ordine di grandezza delle emissioni di questa attività. Il fattore di

emissione proposto è:

( ) akMgkgEF ii ⋅= (10)


)( MgkgEFi fattore di emissione dell’i-esimo tipo di particolato

a superficie del fronte di esplosione in m2

ik , è un coefficiente che varia a seconda del tipo di particolato ed i cui valori sono forniti nella

Tabella 12.

Tabella 12 Valori del coefficiente ik per il calcolo delle emissioni per cave che utilizzano mine

ik

PTS 0.00022

PM10 000220520 .. ⋅

PM2.5 000220030 .. ⋅

L’eq. (10) è valida per una profondità della volata ≤ 21m e una estensione del fronte di esplosione

compreso tra 700 e 8000 m2.

Anche le demolizioni di edifici e manufatti per mezzo di esplosivi (implosioni) costituiscono una

fonte di emissione di particolato. Al riguardo si possono fare alcune considerazioni:

− In generale l’evento implosivo ha una durata estremamente limitata nel tempo (dell’ordine

di qualche minuto), mentre sono le successive operazioni di rimozione dei detriti che hanno

maggiore durata temporale; le emissioni di queste fasi possono essere trattate facendo

riferimento alle attività precedentemente esaminate.

Pagina 32 di 48

− Durante la fase di implosione si ha una emissione significativa di particolato; tuttavia gli

studi disponibili indicano che l’impatto in termini di qualità dell’aria è molto limitato: si

hanno infatti concentrazioni estremamente elevate di PM10 sottovento alla sorgente per

tempi molto ridotti, e la situazione ritorna in poche ore su livelli di concentrazione analoghi

a quelli precedenti l’evento (Beck C.M. et al. 2003).

− Allo stato attuale delle conoscenze l’importanza di queste emissioni appare circoscritta ai

singoli eventi e, in relazione al numero di eventi che possono verificarsi, di eventuale

rilevanza inventariale.

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2 VALORI DI SOGLIA DI EMISSIONE PER IL PM10 15

Mediante l’impiego dei modelli di dispersione è possibile valutare gli effetti delle emissioni di

polveri diffuse in termini di concentrazioni al suolo. Questi valori possono quindi essere confrontati

con i limiti di qualità dell’aria per il PM10 (e quelli futuri per il PM2.5). La proporzionalità tra

concentrazioni ed emissioni, che si verifica in un certo intervallo di condizioni meteorologiche ed

emissive molto ampio, permette allora di valutare quali emissioni specifiche (e globali)

corrispondono a concentrazioni paragonabili ai valori limite per la qualità dell’aria. Attraverso

queste si possono determinare delle emissioni di riferimento al di sotto delle quali non sussistono

presumibilmente rischi di superamento o raggiungimento dei valori limite di qualità dell’aria.

Le stime valgono per una serie di condizioni meteorologiche ed emissive; qualora la situazione

reale si discosti fortemente da quella simulata è evidente che le soglie non possono essere ritenute di

sufficiente salvaguardia ed occorrono valutazioni specifiche, generalmente tramite modelli di

dispersione in atmosfera che rispettino la complessità delle condizioni.

Si ricorda che i limiti di legge per il PM10 (riferiti al 2005) sono relativi alle concentrazioni medie

annue (40 µg/m³) ed alle medie giornaliere (50 µg/m³) il cui valore può però essere superato per 35

volte in un anno; quindi occorre riferirsi alla distribuzione dei valori medi giornalieri ed al 36°

valore più elevato (all’incirca il suo 90° percentile) per valutare il superamento di questo limite16.

Sia i dati rilevati direttamente dalle reti di rilevamento della qualità dell’aria, sia le simulazioni

modellistiche, indicano che il rispetto del limite per le medie giornaliere comporta anche quello

della media annua. Per il PM2.5, il futuro limite (25 µg/m³) è riferito esclusivamente alla media

annua delle concentrazioni.17

Nell’ipotesi di terreno piano, facendo riferimento ad una meteorologia tipica del territorio

pianeggiante della Provincia di Firenze, considerando concentrazioni di fondo dell’ordine dei 20

µg/m³ ed un’emissione di durata di pari a 10 ore/giorno, per il rispetto dei limiti di concentrazione

15 Si veda il contenuto di “Emissioni di polveri diffuse: un approccio modellistico per la valutazione dei valori di emissione di PM10 compatibili con i limiti di qualità dell’aria”, Franco Giovannini, AFR “Modellistica previsionale”, U.O. PCAI, ARPAT - Dipartimento provinciale di Firenze 16 DM n. 60 del 2 aprile 2002.

Pagina 34 di 48

per il PM10 sono stati individuati alcuni valori di soglia delle emissioni al variare della distanza tra

recettore e sorgente ed al variare della durata annua (in giorni/anno) delle attività che producono

tale emissione. Queste soglie ( )ng,dET (in cui d rappresenta la distanza dalla sorgente e ng il

numero di giorni di attività nell’anno) sono riportate nella successiva tabella.

Tabella 13 proposta di soglie assolute di emissione di PM10 al variare della distanza dalla sorgente e al variare del numero di giorni di emissione (i valori sono espressi in g/h)

Giorni di emissione all’anno Intervallo di

distanza (m) >300 300 ÷ 250 250 ÷ 200 200 ÷ 150 150 ÷ 100 <100

0 ÷ 50 145 152 158 167 180 208

50 ÷ 100 312 321 347 378 449 628

100 ÷ 150 608 663 720 836 1038 1492

>150 830 908 986 1145 1422 2044

Se si utilizzano in emissione i valori ( )ng,dET riportati in Tabella 13 all’interno di una simulazione

con i dati meteorologici disponibili, si può ottenere il raggiungimento del valore limite relativo al

36° valore più elevato delle concentrazioni medie giornaliere, pari a 50 µg/m³. Per operare

praticamente occorre definire delle situazioni che non comportino questa eventualità, ovvero

condizioni di emissione per le quali si ha la ragionevole certezza che tale evento non si verifichi. Il

criterio proposto è quello di impiegare un fattore di cautela (pari a 2) per definire tali soglie

effettive. In pratica quando un’emissione risulta essere inferiore alla metà delle soglie presentate in

Tabella 13, tale emissione può essere considerata a priori compatibile con i limiti di legge per la

qualità dell’aria (nei limiti di tutte le assunzioni effettuate che hanno determinato le soglie predette).

Quando l’emissione è compresa tra la metà del valore soglia e la soglia, la possibilità del

superamento dei limiti è soprattutto legata alle differenze tra le condizioni reali e quelle adottate per

le simulazioni, pertanto in tali situazioni appare preferibile una valutazione diretta dell’impatto o

una valutazione modellistica specifica che dimostri con strumenti e dati adeguati la compatibilità

dell’emissione. Tale procedura è esemplificata nelle successive Tabelle.

17 Direttiva 2008/50/CEE del Parlamento Europeo e del Consiglio relativa alla qualità dell’aria ambiente e per un’aria più pulita in Europa.

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Tabella 14 Valutazione delle emissioni al variare della distanza tra recettore e sorgente per un numero di giorni di attività superiore a 300 giorni/anno

Intervallo di distanza (m) del recettore dalla sorgente

Soglia di emissione di PM10 (g/h) risultato

<73 Nessuna azione 73 ÷ 145 Monitoraggio presso il recettore o valutazione

modellistica con dati sito specifici 0 ÷ 50

> 145 Non compatibile (*) <156 Nessuna azione 156 ÷ 312 Monitoraggio presso il recettore o valutazione





modellistica con dati sito specifici >150

> 830 Non compatibile (*) (*) fermo restando che in ogni caso è possibile effettuare una valutazione modellistica che produca una quantificazione dell’impatto da confrontare con i valori limite di legge per la qualità dell’aria, e che quindi eventualmente dimostri la compatibilità ambientale dell’emissione.

Tabella 15 Valutazione delle emissioni al variare della distanza tra recettore e sorgente per un numero di giorni di attività compreso tra 300 e 250 giorni/anno












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Tabella 18 Valutazione delle emissioni al variare della distanza tra recettore e sorgente per un numero di giorni di attività tra 150 e 100 giorni/anno












Tabella 19 Valutazione delle emissioni al variare della distanza tra recettore e sorgente per un numero di giorni di attività inferiore a 100 giorni/anno












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Nella definizione dei precedenti valori di soglia assumono rilevanza anche la forma e le dimensioni

della sorgente; in pratica le valutazioni effettuate sono adeguate per sorgenti che possono essere

ricondotte ad aree con emissioni uniformi aventi dimensioni lineari inferiori ai 100 m.

Quando ci si discosta da tali condizioni è preferibile effettuare valutazioni dirette mediante modelli

di dispersione. In alternativa, per trattare situazioni caratterizzate da sorgenti più estese, si può

ipotizzare di suddividerle in parti aventi dimensioni coerenti con quanto sopra espresso.

Rimangono allora da definire le modalità con le quali si possono analizzare situazioni emissive

composte da più sorgenti contemporanee.

Per poter trattare situazioni con più sorgenti occorre in primo luogo porre una condizione di

limitazione per l'utilizzo dei valori di soglia precedentemente riportati: occorre infatti che le

sorgenti non circondino completamente il recettore, perché in tal caso le valutazioni effettuate non

risulterebbero certamente cautelative.

Considerando le situazioni geometriche utilizzate nelle simulazioni si può osservare che la

condizione estrema in termini di copertura dell'orizzonte ovvero di angolo (piano) sotto il quale il

recettore “vede” la sorgente, corrisponde ad un angolo massimo di 180° (o π in radianti).

Per poter utilizzare i risultati delle simulazioni effettuate e le relative soglie in presenza di più

sorgenti appare allora necessario che l’angolo complessivo sotto cui le sorgenti sono viste dal

recettore non risulti superiore a 180° (ovvero π).

In presenza di più sorgenti occorre quindi verificare l’esistenza di tale condizione (si veda la Figura

5); se questa non è verificata non possono essere impiegate le soglie precedentemente determinate

ed occorre provvedere a stime dirette attraverso simulazioni modellistiche specifiche.

Se invece tale condizione è rispettata si può procedere nel seguente modo:

Detta Si la i-esima sorgente cui corrisponde una emissione media oraria Ei, ipotizziamo che Si sia

posta alla distanza di da un dato recettore, così che ad essa corrisponderebbe una soglia emissiva

ETi. Supponendo siano presenti n sorgenti, affinché nel complesso siano rispettate le soglie di

emissione occorre che sia:

∑=

<n

i Ti

i

E

E

1

1

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Figura 5: esempio di angoli sotto cui vengono viste le sorgenti da parte di un recettore e condizione richiesta affinché sia utilizzabile la metodologia ipotizzata di verifica delle soglie di emissione in

presenza di più sorgenti.

Inoltre, nel caso in cui i tempi delle attività e quindi delle conseguenti emissioni risultino

corrispondenti ad un numero di giorni diversificato per ogni sorgente, le soglie ETi dovranno essere

riferite ai periodi di attività, ovvero dovranno essere scelte opportunamente dalle tabelle

precedentemente riportate.

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ALLEGATO

ISTRUZIONI SPECIFICHE PER IL CALCOLO DELLE EMISSIONI DI PM10 E PM2.5 IN ATTIVITÀ

DI TRATTAMENTO DI MATERIALI

POLVERULENTI

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ISTRUZIONI SPECIFICHE PER IL CALCOLO DELLE EMISSIONI DI

PM10 IN ATTIVITÀ DI TRATTAMENTO DI MATERIALI

POLVERULENTI

Per fornire gli elementi necessari alla stima delle emissioni di polveri in maniera tale da

permettere un efficace e proporzionato percorso di adeguamento dell’attività di trattamento di

materiali polverulenti al dispositivo del D.Lgs. n° 152/06 (Allegato V alla Parte 5a, Polveri e

sostanze organiche liquide, Parte I: Emissioni di polveri provenienti da attività di produzione,

manipolazione, trasporto, carico o stoccaggio di materiali polverulenti), sono applicabili i fattori di

emissione e gli algoritmi di calcolo precedentemente discussi e presentati. Tali strumenti sono

validamente impiegabili anche in altri contesti di valutazione preventiva degli impatti. Affinché le

informazioni presentate in tali contesti siano comprensibili, chiare e tecnicamente corrette si riitene

necessario fornire delle indicazioni specifiche sui loro contenuti (come vengono calcolate le

emissioni) e sul formato con cui queste debbono venire proposte (quali dati presentare affinché sia

valutabile e verificabile la correttezza di quanto dichiarato). Di seguito vengono quindi specificati i

passi e gli accorgimenti da adottare nella valutazione e nella sua resa. Occorre:

1. descrivere le attività presenti indicando il tipo di materiale utilizzato o trattato (sabbia,

argilla, ghiaia. pietra, ecc.);

2. definire le ore/giorno e i giorni/anno presunti di attività (il periodo di attività se stagionale o

temporaneo, distinzione tra perioro diurno e notturno).

3. individuare le sorgenti emissive presenti nel sito industriale legate alle lavorazioni effettuate

(fare riferimento a quelle trattate nel Capitolo 1). Qualora non sia possibile identificare un

adeguato fattore di emissione per una sorgente oppure non si abbia corrispondenza con

alcuna attività prevista (ad es. le attività di ripristino di una cava) occorre individuare la

tipologia di attività o processo che più le assomiglia (riportarne anche una descrizione

dettagliata) ed utilizzare il relativo fattore di emissione. In caso di incertezza utilizzare

fattori di emissione cautelativi oppure porre il quesito all’autorità competente. In ogni caso

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l’ente competente deve poter comprendere le approssimazioni o le scelte effettuate in modo

da approvarle o meno ed eventualmente proporre delle modifiche.

4. predisporre uno schema a blocchi (sulla base di quelli riportati nelle Figure 2 e 3 oppure

nell’Appendice B “Esempio di applicazione”), nel quale siano riportati tutti i processi, i

controlli applicati, le tipologie di movimentazione (camion, nastri trasportatori, ruspe, ecc.)

e i punti dei processi in cui sono effettuati tali spostamenti di materiale, le dimensioni del

materiale (mm) e i flussi trattati nei processi (Mg/h). Si suggerisce di introdurre nello

schema a blocchi dei codici o delle lettere identificativi in corrispondenza dei processi e/o

del passaggio da un processo all’altro (si veda al riguardo l’esempio sviluppato in

Appendice B).

Al termine della fase descrittiva si consiglia di produrre una scheda tecnica di riepilogo

contenente le informazioni principali, ovvero:

i. l’attività considerata,

ii. il riferimento specifico per il calcolo dell’emissione o la scelta del fattore di

emissione,

iii. i parametri eventualmente necessari per il calcolo,

iv. le mitigazioni previste e la loro efficienza

v. il fattore di emissione risultante

vi. l’emissione media oraria associata all’attività.

(si veda l’esempio in Appendice B)

5. per il calcolo delle emissioni dovute ad attività di frantumazione e macinazione e ad attività

di agglomerazione, §1.1, si può utilizzare la relazione (1) in cui si impostano i fattori di

emissione dalle Tabelle 2 e 3 oppure quelli estratti dall’AP-42 (indicare esplicitamente quale

fattore è impiegato in modo da rendere certa l’identificazione) o da FIRE (indicare il codice

SCC).

6. Analogamente per il calcolo delle emissioni dovute a scotico e sbancamento di materiale

superficiale, §1.2, si scelgono i fattori/formule della Tabella 4 e si definiscono chiaramente i

parametri utilizzati ed i valori che quantificano l’attività.

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7. per il calcolo delle emissioni dovute a formazione e stoccaggio di cumuli, §1.3, si possono

utilizzare le relazioni (3’) in relazione al periodo di attività previsto (se prevalentemente

diurno o notturno), ed in cui occorre impostare il contenuto di umidità (m in %). Il valore di

m deve essere compreso nell’intervallo [0.25%; 5%]; nel caso si disponga di una stima o

misura diretta di m inserire tale valore, altrimenti inserire un dato (all’interno dell’intervallo

assegnato) coerente con il materiale trattato ed i valori riportati nella Tabella 13.2.4-1 del §

13.2.4 dell’AP-42. Il fattore di emissione così calcolato si utilizza nella relazione (1)

impostando la quantità oraria o giornaliera (riportata al valore orario tramite il numero di ore

lavorative al giorno) di materiale stoccato. Qualora siano disponibili i valori di velocità del

vento (frequenze delle medie orarie) misurati su di un periodo di alcuni anni in un sito

considerato rappresentativo rispetto a quello in esame, si può impiegare la relazione (3)

considerando eventualmente le frequenze delle velocità limitatamente al periodo giornaliero

di attività.

8. per il calcolo delle emissioni dovute all’erosione del vento dai cumuli, §1.4, si utilizza

l’espressione (5) in cui si imposta il fattore di emissione areale individuato in Tabella 6 in

base a: altezza del cumulo (intesa come altezza media della sommità nel caso di un cumulo a

sommità piatta) H in m, diametro della base D in m, superficie dell’area movimentata a in

m2, numero di movimentazioni/ora (movh).

9. per il calcolo delle emissioni dovute al transito di mezzi su strade non asfaltate, §1.5, si

utilizza l’eq. (7) in cui si impostano il fattore di emissione del singolo mezzo e il percorso

medio orario. Il fattore di emissione è calcolato dall’espressione. (6) in cui si impostano:

peso veicolo medio in Mg (dato dal peso veicolo vuoto e a pieno carico), e il contenuto in

limo (silt) del suolo (in %). Nel caso sia prevista la mitigazione per mezzo della bagnatura

con acqua si può far riferimento alle Tabelle 9-10-11 per individuare la frequenza delle

applicazioni o calcolarla direttamente con l’espressione (9). Qualora si utilizzino sostanze

chimiche si deve riportare la scheda tecnica del prodotto in modo che sia possibile verificare

il dosaggio da applicare. Per quanto riguarda il contenuto in limo del suolo (%), si deve

utilizzare un valore compreso nell’intervallo [1.8%; 25%]. Nel caso si disponga di una

misura diretta o una stima specifica si utilizzi tale valore, altrimenti inserire un valore

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(interno all’intervallo assegnato) coerente con il terreno ed il territorio in cui si svolge

l’attività.

10. per il calcolo delle emissioni dovute all’utilizzo di mine si utilizza l’espressione (10) e la

Tabella 11 impostando la superficie del fronte di esplosione (m2).

11. il valore di emissione oraria totale, calcolata come sommatoria delle emissioni di tutte le

sorgenti, può essere confrontato con il valore di soglia di emissione riportato nelle Tabelle

14-19 del Capitolo 2. Poiché la distanza degli eventuali recettori assume un ruolo

fondamentale nella definizione dell’impatto potenziale indicato in queste Tabelle, è buona

norma presentare una documentazione cartografica (aggiornata e leggibile, in scala 1:5000 o

1:2000) che indichi la presenza dei possibili recettori nelle vicinanze dell’area di attività.

12. Nel caso l’attività sia suddivisa in più aree o zone, in relazione alle distanze tra queste ed

all’esistenza di eventuali barriere fisiche e alla presenza e posizione dei diversi recettori,

queste potranno essere considerate concorrere insieme all’impatto oppure separatamente.

Nel primo caso per riferirsi alle soglie di emissione si può adottare il criterio indicativo

proposto nel Capitolo 2.

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RINGRAZIAMENTI - ACKNOWLEDGEMENTS

Questo lavoro è stato prodotto come parte di una specifica convenzione tra il Dipartimento ARPAT

di Firenze e la Provincia di Firenze.

Il nucleo iniziale di questo lavoro è stato sviluppato nell’ambito di un tirocinio volontario presso il

Dipartimento ARPAT di Firenze dalla Dott.ssa in Ingegneria Chimica Hyun-mi Palatella.

Aprile 2009


APPENDICE A

IMMAGINI E TERMINI

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In questa parte viene proposta una serie di immagini tratte dal web relative alle varie fasi e

lavorazioni, attrezzature, strutture e macchinari utilizzati nelle attività di interesse.

Inoltre vengono riportate alcune descrizioni e definizioni attinenti a queste attività che possono

essere di aiuto anche nell’interpretazione dei termini tecnici legati ai fattori di emissione. Queste

descrizioni-definizioni sono liberamente tratte dal “Dizionario enciclopedico scientifico e tecnico

inglese-italiano, italiano-inglese“ McGraw-Hill Zanichelli 1990. La predisposizione di un glossario,

anche corredato da immagini, di cui questa parte costituisce un esempio embrionale, esula dalle

finalità del lavoro, ma costituirebbe senz’altro un utile strumento informativo volto a favorire

l’uniformità di valutazione e di impiego delle tecniche di stima proposte.

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IMMAGINI

In alto: operazione di carico su camion del materiale estratto” SCC 3-05-020-33; in basso due esempi di SCC 3-05-020-32 “Truck Loading Conveyor”.

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A sinistra: Bulk Loading, “Construction Sand and Gravel” SCC 3-05-025-06; a destra:Truck Load-out, “Asphalt Concrete” SCC 3-05-002-14

Bagnatura

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Bagnatura piste di cantiere

Drilling SCC 3-05-020-10

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Dragline Overburden Removal SCC 3-05-010-36

Bulldozing Overburden 3-05-010-45

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Truck Loading: Overburden SCC 3-05-010-37

Primary Crushing (blast over size reduce) SCC 3-05-020-01

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Secondary crushing SCC 3-05-020-02

Secondary crushing mobile SCC 3-05-020-02

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Mobile plant for secondary (SCC 3-05-020-02) and tertiary crushing (SCC 3-05-020-03)

Inscatolamento delle attività e dei macchinari

Lavaggio ruote

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Inscatolamento delle attività e dei macchinari

Essiccatore (Sand dryer) SCC 3-05-027-20

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Unloading Bottom dump truck

Demolizione con implosione del Velodromo di Roma (2008)

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Demolizione con implosione degli edifici di Punta Perotti a Bari (aprile 2006)

Sfangatrice e Griglia a dischi

Impact Crusher e Fine Crusher

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TERMINI

Bulk Transport: trasporto alla rinfusa; conveying, hoisting, or elevating systems for movement of

solids such as grain, sand, gravel, coal, or wood chips.

Overburden: copertura; material of any nature that overlies a deposit of useful materials, ores, coal

ecc.; loose soil, sand or gravel that lies above the bedrock.

Dragline: escavatore a benna trascinata; an excavator operated by pulling a bucket of ropes toward

the jib from which it is suspended.

Grinding: macinazione; reducing a material to relatively small particles.

Classifier: classificatore; any apparatus for separating mixtures of materials into their constituents

according to size and density.

Crushing: minerale triturato, e sua quantità; the quantity of ore pulverized or crushed at a single

operation in processing.

Screening: crivellatura, vagliatura; the separation of a mixture of grain of various sizes into two or

more size-range portions by meansof a porous or woven-mesh screening media.

Grizzly: griglia; a coarse screen used for rough sizing and separation of ore, gravel or soil.

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APPENDICE B

ESEMPIO DI APPLICAZIONE

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In questa Appendice viene proposto un esempio di stima delle emissioni utilizzando le tecniche e

le indicazioni presentate nelle Linee Guida.

L’applicazione esemplificativa oltre a definire quali fattori di emissione possono essere scelti nelle

situazioni esaminate, ha lo scopo di mostrare come questi devono essere utilizzati. L’obiettivo è

soprattutto quello di indicare quali e quante informazioni è necessario ottenere e fornire affinché

tutto il percorso di stima possa essere chiaro, adeguato e conseguentemente condiviso.

L’esempio specifico non ha alcun valore assoluto e non è assicurata alcuna verosimiglianza tra

quanto riportato e le possibili attività reali; l’attività ipotizzata è semplicemente un esercizio volto

a mostrare come effettuare la stima, come interpretare i risultati, ed evidenziare quali difficoltà

possono intervenire.

L’esempio è sviluppato in termini analitici e di estremo dettaglio in modo da costituire una guida

su come occorre procedere nella stima. La presentazione dei risultati e delle informazioni può

variare da caso a caso in mancanza di una codifica formale (che non può che venire dalle autorità

che svolgono la funzione di amministrazione attiva, ovvero che rilasciano le eventuali

autorizzazioni) ma deve comunque contenere tutti gli elementi necessari ad effettuare verifiche e

controlli sulle stime da parte degli enti preposti.

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ESEMPIO Informazioni sull’attività Cava di inerti (sabbia e ghiaia) con impianto di selezione e frantumazione; la fase di trattamento (selezione e frantumazione) viene svolta sia sul materiale estratto direttamente che su quello proveniente dall’esterno. In Figura E1 è schematizzata la geometria dell’impianto Figura E1: rappresentazione schematica delle aree di attività dell’impianto esempio. Secondo quanto rappresentato in Figura E1, l’attività si svolge su due aree distinte (l’area di escavazione ed il piazzale delle lavorazioni) collegate attraverso delle piste asfaltate. A causa della distanza tra le due aree le emissioni di queste saranno considerate separatamente.

AREA DI ESCAVAZIONE

PIAZZALE – IMPIANTO DI SELEZIONE E

FRANTUMAZIONE

Pista pavimentata

Pista pavimentata

Ingresso

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Area di escavazione

Le attività svolte consistono nella “scopertura del cappellaccio” o materiale superficiale non produttivo, nel suo allontanamento, nell’estrazione del materiale da avviare all’impianto di produzione e nel suo trasporto. La rimozione del materiale superficiale avviene mediante ruspa cingolata, la quale lo accumula temporaneamente sul luogo; successivamente questo materiale viene allontanato trasferendolo su camion e scaricandolo in un’area specifica, in modo da poter essere eventualmente impiegato successivamente per il ripristino dell’area stessa. Quindi la ruspa effettua lo sbancamento del materiale da trattare ed il suo trasferimento ai camion che provvedono al trasporto presso il piazzale delle lavorazioni. Nella fase di scotico la ruspa rimuove circa 12 m³/h di “materiale sterile” effettua quindi il lavoro su di un tratto lineare di 7 m/h (7 x 0.52 [profondità scavo] x 3.19 [larghezza ruspa]=12 m³/h). Questa è la grandezza che interessa nel caso si utilizzi per tale operazione il fattore di emissione delle operazioni di scotico previsto in “13.2.3 Heavy construction operation”, pari a 5.7 kg/km di PTS. Ipotizzando una frazione di PM10 dell’ordine del 60% del PTS, si ottiene un fattore di emissione per il PM10 pari a 3.42 kg/km. L’emissione oraria stimata per questa fase è allora di 7x10-3 km/h x 3.42 kg/km=0.02394 kg/h=24 g/h.1 Nella stessa ora di attività la ruspa effettua anche lo sbancamento di 30 m³ di materiale, il quale viene caricato su dumper e trasportato all’impianto. Per la fase di sbancamento o estrazione non è presente uno specifico fattore di emissione; considerando che il materiale estratto è bagnato, si considera cautelativamente il fattore di emissione associato al SCC 3-05-027-60 Sand Handling, Transfer, and Storage in “Industrial Sand and Gravel”, pari a 1.30x10-3 lb/tons di PTS equivalente a 3.9x10-4 kg/Mg di PM10 avendo considerato il 60% del particolato come PM10. Ipotizzando una densità del materiale pari a 1.7 Mg/m³, si trattano 51.0 Mg/h, e quindi si ha una emissione oraria pari a 20 g/h. La fase di caricamento del materiale estratto corrisponde al SCC 3-05-025-06 Bulk Loading “Construction Sand and Gravel” per cui FIRE indica un fattore di emissione (molto incerto) pari a 2.40x10-3 lb/tons, ovvero 1.20 x10-3 kg/Mg di materiale caricato.2 Ipotizzando sempre una densità del materiale pari a 1.7 Mg/m³, si ha una emissione oraria di 61 g/h. Il materiale superficiale accantonato viene caricato su camion e tale operazione può corrispondere al SCC 3-05-010-37 Truck loading overburden (si veda Tabella 4) cui è assegnato un fattore di emissione di 7.5x10-3 kg/Mg; ipotizzando una densità pari a 1.5 Mg/m³, i 12 m³ rimossi corrispondono a 18.0 Mg e l’emissione oraria della fase di carico risulta complessivamente di 135 g/h.

1 In alternativa in FIRE, SCC 3-05-010-30 Topsoil removal in “Coal Mining, Cleaning, and Material Handling” indica un fattore di emissione per il PTS pari a 0.03 kg/Mg di materiale rimosso, il quale produce una emissione oraria di PM10 (ipotizzato il 60% del PTS) per questa fase pari a 324 g/h; si osserva che questa stima è oltre 10 volte superiore a quella inserita nel testo. 2 Considerando che il materiale viene lasciato cadere sul dumper, si potrebbe pensare di utilizzare in alternativa anche il fattore proposto per “Dragline: Overburden Removal” (si veda la Tabella 4) per determinare il quale occorre definire l’umidità percentuale del materiale e l’altezza di caduta; impostando un’altezza minima di caduta di 1.5 m (si veda AP-42 paragrafo 11.9, Tab. 11.9-3) si ottiene un valore di 1.77x10-3 kg/Mg con l’umidità al 5%, ed un valore di 1.44x10-3 impostando l’umidità al 10%. Si osserva quindi che queste scelte alternative non producono variazioni tali da modificare l’ordine di grandezza dell’emissione.

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Questo materiale superficiale è allontanato lungo un pista non pavimentata di una lunghezza media di 50 m; si ipotizza che il contenuto di “silt” del materiale che costituisce la pista sia pari al 14%; il dumper ha un peso di 16 Mg a vuoto è può portare un carico di 24 Mg, per cui il peso medio durante il trasporto è pari a 28 Mg. Poiché ogni ora vengono accantonati 18 Mg di materiale sterile, occorrono 0.75 carichi per smaltire il materiale, ovvero il dumper effettua 3 corse ogni 4 ore. Inserendo questi dati nell’espressione (6) “Unpaved road”, si ottiene un fattore di emissione di 1.328 kg/km. Poiché ogni viaggio risulta mediamente di 100 m, si ha una emissione di 0.133 kg per viaggio e quindi si assegna una emissione di 133 g/viaggio x (0.75) viaggi/h = 100 g/h. Quindi il materiale sterile viene scaricato, si può scegliere in questo caso il fattore di emissione relativo al SCC 3-05-010-42 Truck Unloading: Bottom Dump – Overburden (vedi Tabella 4), pari a 5x10-4 kg/Mg. L’emissione media oraria risulta di 9 g/h. I camion con il materiale da portare all’impianto prima di raggiungere la pista asfaltata che collega le due aree, devono percorrere mediamente un tratto di 40 m su pista non pavimentata. Con gli stessi parametri utilizzati in precedenza, tenuto conto che si ha un trasporto di 30 m³/h x 1.7 Mg/m³= 51 Mg/h, si hanno (51 Mg/h)/(24 Mg/camion) = 2.13 camion/h. Ognuno dei camion percorre (40x2)=80 m di pista, quindi il percorso complessivo risulta di 170 m. Impiegando il fattore di emissione precedentemente utilizzato, pari a 1.328 kg/km si ottiene una emissione complessiva di questa fase pari a 226 g/h. Infine seguendo quanto riportato nel paragrafo 1.4 si stima l’emissione dovuta all’erosione del vento sui cumuli di materiale superficiale accantonato. Si ipotizza che ogni nuovo scarico di materiale costituisca un cumulo di 24 Mg ovvero un volume di 16 m3 (avendo ipotizzato che il materiale superficiale avesse una densità di 1.5 Mg/m3). Impostando un’altezza del cumulo di 2 m e ipotizzandolo conico ne risulta un diametro di 5.6 m, e di conseguenza una superficie laterale di circa 30 m2. Il rapporto tra altezza del cumulo e diametro è superiore a 0.2 quindi il cumulo è considerato “alto” e il fattore di emissione risulta pari a 7.9x10-6 kg/m2 (si veda la Tabella 7). L’emissione oraria attribuita al fenomeno vale secondo l’espressione (5): 7.9x10-6 kg/m2 x (30 m2) x 0.75 movimenti/h = 178 x 10-6 kg/h = 0.2 g/h. Il valore ottenuto può essere trascurato nel presente contesto. Nel complesso le attività dell’area producono una emissione media oraria di PM10 di circa 580 g/h; il dettaglio è riportato nella Tabella E1.

Tabella E1: emissioni orarie stimate per le attività dell’area di escavazione Fase Emissione oraria media in g/h

Scotico materiale superificiale [A] 24 Carico materiale superficiale su camion [B] 135

Trasporto del materiale superficiale [C] 100 Scarico materiale superficiale [D] 9

Erosione del vento dai mucchi di materiale superficiale [E] <1 Sbancamento materiale di produzione [F] 20

Carico materiale di produzione [G] 61 Trasporto materiale di produzione [H] 226

totale 575

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Impianto di selezione e frantumazione

Lungo la pista asfaltata arrivano all’impianto con i camion 30 m3, pari a 51 Mg/h di materiale prodotto nella cava (2.13 camion/h), ed inoltre 70 m3, corrispondenti a 119 Mg di materiale da trattare (circa 5 camion/h) provenienti dall’esterno. Si assumono trascurabili le emissioni dovute ai motori dei camion così come quelle dovute al risollevamento di polveri durante il transito sulle piste asfaltate.3 La successione delle operazioni con indicate le quantità di materiale trattato sono sintetizzate nei punti successivi (e riportate nello schema di Figura E2):

− Il materiale corrispondente a 100 m3 ovvero 170 Mg arriva alla tramoggia iniziale; − da questa passa alla griglia a dischi in cui viene bagnato, e nella quale avviene la

separazione tra quello di grossa pezzatura (dimensione minima 80 mm), il quale viene inviato alla frantumazione primaria (pari al 35%, ovvero 60 Mg), e quello di pezzatura più fine (massimo 80 mm) che va alla sfangatrice (pari al 65%, ovvero 110 Mg).

− Il trasporto tra griglia e mulino di frantumazione o sfangatrice avviene in entrambi i casi mediante nastri trasportatori.

− Dalla sfangatrice, i fanghi in misura di 25 Mg vengono inviati al trattamento con l’idrociclone, mentre i rimanenti 85 Mg continuano il processo con nastro trasportatore verso la vagliatura.

− I 60 Mg avviati alla frantumazione primaria escono triturati e vanno con nastro trasportatore alla successiva vagliatura.

− Alla vagliatura si separa direttamente un prodotto di 42 Mg che va stoccato con nastro trasportatore, mentre il rimanente di 103 Mg viene trasferito con nastro trasportatore alla frantumazione secondaria-terziaria.

− Da questa (frantumazione secondaria) con nastro trasportatore il materiale è portato alla vagliatura fine, e da questa passa allo stoccaggio tramite nastri trasportatori in parti di 63 Mg (pezzatura media) e 40 Mg (pezzatura fine).

− Dall’idrociclone vengono recuperati 25 Mg di prodotto nei fanghi; questi sono inviati con nastro trasportatore allo stoccaggio formando un cumulo di prodotto fine e molto umido.

Seguendo anche quanto riportato in Figura E2, è di seguito esemplificato il calcolo delle emissioni. Alla tramoggia [1] vengono scaricati 170 Mg/h di materiale; di questi 51 Mg provenienti dalla cava sono molto bagnati. In mancanza di un fattore di emissione maggiormente attinente si sceglie di utilizzare quello relativo al SCC 3-05-020-31 Truck unloading (in Stone Quarrying - Processing), pari a 8x10-6 kg/Mg, portando ad una stima complessiva di circa 1 g/h. In uscita dalla griglia [2] tutto il materiale è bagnato. I due nastri trasportatori [3 e 4] alimentano con 60 Mg la frantumazione primaria e con 110 Mg la sfangatrice. Per questa movimentazione si sceglie il fattore di emissione associato al SCC 3-05-020-06 (Vedi Tabella 2 o Tab. 11.19.2-1 in 11.19.2.2 Crushed Stone Processing nell’AP-42) considerando la mitigazione dovuta alla bagnatura del materiale che porta a 2.3x10-5 kg/Mg. Questo produce una emissione dovuta la primo nastro [3] di circa 1 g/h, e dal secondo nastro [4] per circa 3 g/h.4

3 Quest’ultime sono trascurabili purché venga effettuata una regolare pulitura delle superfici pavimentate. 4 In alternativa per il trasporto con i nastri poteva essere impiegato il fattore di emissione relativo al SCC 3-05-025-03 Material Transfer and Conveying (in Construction Sand and Gravel) pari a 3.2x10-3 kg/Mg, per il quale non era tuttavia disponibile la correzione da attuare considerando il materiale bagnato.

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Per quanto riguarda la frantumazione primaria [5] non è disponibile il fattore di emissione specifico5, ma considerando anche la limitata pezzatura del materiale si sceglie di utilizzare quello disponibile per la frantumazione secondaria, tenuto conto tuttavia che il materiale è bagnato. Di conseguenza si utilizza il fattore 3.7x10-4 (si veda la Tabella 2) ottenendo quindi una emissione complessiva di 22 g/h. In uscita dalla frantumazione si ha ancora la movimentazione con nastro trasportatore [8] che porta ad una emissione pari a quella in ingresso di 1 g/h. In uscita dalla sfangatrice ([6] la cui emissione è considerata nulla) il materiale è molto umido e nel trasporto tramite nastro [9] si ha ancora una emissione stimata in 2 g/h. Alla vagliatura [11] (SCC 3-05-020-02, 03, 04) arriva un totale di 145 Mg/h di materiale bagnato; il fattore di emissione è quello con la mitigazione (si veda la Tabella 2) corrispondente a 3.7x10-4 kg/Mg che porta ad una emissione complessiva di 54 g/h. Questo materiale in uscita è in parte (42 Mg) trasferito con nastro [13] a formare un cumulo [19], per una emissione totale pari a 2.3x10-2 g/Mg x 42 Mg/h = 1 g/h, ed in parte (103 Mg) avviato con nastro [12] alla frantumazione secondaria-terziaria [14] per una emissione di 2 g/h. Questo materiale (103 Mg/h) viene trattato nella frantumazione secondaria-terziaria [14] (SCC 3-05-020-02, 03) con un fattore di emissione (mitigato) di 3.7x10-4 kg/Mg per una emissione complessiva pari a 38 g/h. In uscita il nastro trasportatore [16] (con emissione analoga all’ingresso ovvero 2 g/h) porta il materiale alla vagliatura fine [15] (SCC 3-05-020-21, si veda la Tabella 2) con mitigazione dovuta alla bagnatura del materiale; in questa fase si ha una emissione di 103 Mg/h x 0.0011 kg/Mg = 113 g/h. Due nuovi nastri trasportatori [17 e 18] trasferiscono il materiale in uscita allo stoccaggio in due cumuli [20 e 21] di pezzatura differente. Per entrambi si stima una emissione (SCC 3-05-020-06) di 1 g/h. Sul cumulo di materiale fine (φ<5 mm) si aggiunge anche il materiale recuperato dai fanghi in uscita dall’idrociclone [7 e 10] di cui si considera nulla l’emissione nel trattamento [7] e si stima una emissione nel trasporto [10] pari a 1 g/h. Rimangono infine da valutare le emissioni dovute alle attività di prelievo e movimentazione del materiale dei cumuli [19, 20 e 21]. Per questo si ricorre a quanto indicato nel paragrafo 1.3 e corrispondente al 13.2.4 “Aggregate Handling and Storage Piles” dell’AP-42, individuando un fattore di emissione di 2.26x10-4 kg/Mg di materiale movimentato (avendo utilizzato la formula relativa alle attività del periodo diurno, considerando una umidità del materiale del 4.8%). Ipotizzando che tutto il materiale lavorato sia movimentato, ma che l’emissione di PM10 sia relativa soltanto a quello di dimensioni minori (cumulo di materiale fine) si ottiene una emissione oraria media pari a 15 g/h. Per quanto riguarda l’erosione del vento si fa ancora riferimento solo al cumulo del materiale più fine: si ipotizza che quanto prodotto in una ora di attività costituisca un singolo cumulo pari a 65 Mg; ipotizzando la densità di 1.7 Mg/m³, il volume occupato risulta di 38 m³. Da questo imponendo l’altezza a 4 m e supponendo la forma conica si ottiene un diametro di 6 m. Il cumulo è quindi classificato come alto ed ha una superficie laterale di 47 m². Se si ipotizzano nel complesso 3 movimentazioni orarie che interessano il 30% della superficie, l’emissione stimata risulta di: 7.9x10-6 kg/m2 x (14 m2) x 3 movimenti/h = 332 x 10-6 kg/h = 0.3 g/h; anche in questo caso l’emissione è trascurabile.

5 In alternativa possono essere impiegati i fattori di emissione presenti in FIRE relativi alla frantumazione primaria di differenti materiali e minerali.

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Tabella E2: emissioni orarie stimate per le attività dell’impianto di selezione e frantumazione

attività riferimento Parametri e mitigazione

Fattore di emissione

quantità Emissione media oraria

[1] scarico materiale alla tramoggia

SCC 3-05-020-31 8x10-6 kg/Mg 170 Mg 1 g/h

[2] tramoggia e griglia Materiale bagnato 0 [3] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 60 Mg 1 g/h [4] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 110 Mg 3 g/h

[5] frantumazione primaria

SCC (3-05-020-01) 3-05-020-02

Materiale bagnato 3.7x10-4 kg/Mg 60 Mg 22 g/h

[6] sfangatrice Materiale bagnato 0 [7] idrociclone Materiale bagnato 0

[8] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 60 Mg 1 g/h [9] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 85 Mg 2 g/h [10] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 25 Mg 1 g/h

[11] vagliatura SCC 3-05-020-02, 03, 04


[12] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 103 Mg 2 g/h [13] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 42 Mg 1 g/h

[14] frantumazione secondaria

SCC 3-05-020-02, 03


[15] vagliatura fine SCC 3-05-020-21 Materiale bagnato 0.0011 kg/Mg 103 Mg 113 g/h [16] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 103 Mg 2 g/h [17] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 63 Mg 1 g/h [18] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 40 Mg 1 g/h [19] movimentazione

cumuli Materiale bagnato 0

[20, 21] movimentazione cumuli

§ 1.3, relazione (3’) periodo diurno

Materiale bagnato (m=4.8%)

2.26x10-4 kg/Mg 65 Mg 15 g/h

[22] movimentazione cumuli

Materiale bagnato 0

[23] erosione del vento cumuli

§ 1.4, relazione (5) Tabella 7

Cumulo alto, 7.9x10-6 kg/m2 movh=3, a=14 m2

<1 g/h

totale 258 g/h

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Figura E2: Schema a blocchi delle attività svolte nell’impianto di selezione e frantumazione.

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Discussione dei risultati ed osservazioni In questa parte si propone una analisi critica dei risultati ottenuti nelle stime e si cerca di inquadrarli rispetto alle soglie di emissione presentate nel Capitolo 2. Complessivamente si osserva che per le attività svolte nell’area di estrazione è stata stimata una emissione media oraria di circa 580 g/h, mentre l’emissione media oraria valutata per le attività dell’impianto è risultata di circa 250 g/h. Si ipotizza che le attività lavorative si svolgano su di un periodo di 220 giorni all’anno, e che nell’area sia presente un gruppo di recettori sensibili (abitazioni civili) posti a Nord dell’area di escavazione ad un distanza di circa 180 m dai bordi di questa. Dai valori in Tabella 16 si ottiene che per emissioni inferiori a 493 g/h non è richiesto alcun intervento né valutazione supplettiva. Questo sarebbe il caso se l’emissione fosse quella dovuta esclusivamente all’impianto di selezione e frantumazione; invece le attività di escavazione comportano una emissione superiore a tale soglia. Inoltre, sommando i valori di emissione stimati per le due aree si ottiene un risultato (833 g/h) vicino ai 986 g/h oltre i quali si presume la non compatibilità ambientale dell’emissione (si veda la Tabella 16). Il proponente o esercente l’attività deve quindi valutare se sia preferibile attuare delle mitigazioni oppure proporre di effettuare un monitoraggio per il PM10 secondo i criteri del DM 60/02 relativi alle misure almeno indicative (copertura dell’anno con un campione equamente distribuito nelle stagioni di almeno il 15% dei giorni, circa 60 giorni). In alternativa può valutare se sono presenti (o possono essere raccolti) dati meteorologici specifici del sito che permettano di effettuare una valutazione delle ricadute di PM10 per mezzo di idonei modelli di dispersione. Evidentemente, sia nel caso del monitoraggio del PM10, sia nel caso della valutazione modellistica, i risultati non sono noti a priori e quindi potrebbero portare comunque alla necessità di attuare delle mitigazioni. Analizzando il dettaglio delle emissioni riportato nella Tabella E1, si osserva che ben 326 g/h, ovvero il 57% del totale, provengono dalla stima associata al trasporto del materiale sulle piste. In genere infatti, per i fattori di emissione in gioco, questa è una delle attività cui corrispondono le maggiori stime di emissione. Su questa è possibile intervenire con mitigazioni, ad esempio effettuando la bagnatura periodica (si veda in dettaglio quanto riportato nel paragrafo 1.5.1) oppure ricorrendo a prodotti specifici. Nel presente esempio si ammette per semplicità di scegliere questo secondo tipo di intervento che garantisce una efficienza dell’80%. In tal modo quindi l’emissione associata alla voce “trasporto del materiale superficiale” risulta adesso pari a 20 g/h anziché i 100 g/h della precedente stima, mentre quella relativa al “trasporto del materiale di produzione” risulta di 45 g/h, anziché i precedenti 226 g/h. L’emissione complessiva delle attività dell’area di escavazione è adesso pari a 314 g/h. Le emissioni delle singole aree di attività risultano adesso entrambe inferiori al corrispondente valore di soglia, mentre la loro somma (248+314=562) si mantiene superiore, seppur di poco, ai 493 g/h della soglia. In altre parole non sarebbe soddisfatto il criterio indicativo proposto nel Capitolo 2 per valutare più sorgenti in contemporanea (la somma dei rapporti rispetto alla soglia produce un valore superiore ad 1).

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Per valutare se le due emissioni possono o meno essere considerate distinte occorre considerare la distanza tra queste e quella dai recettori, l’orografia del territorio e la presenza di eventuali ostacoli fisici tra le sorgenti e tra queste ed i recettori, nonché l’entità dell’emissione complessiva rispetto alla soglia. Al riguardo è bene ricordare che le soglie utilizzate sono riferite ad una distanza dal recettore di 150 m, e la loro validità è poi estesa ad ogni distanza superiore a questa. Le concentrazioni continuano invece a decadere con l’allontanarsi dalla sorgente. In ogni caso in presenza di incertezza (si pensi anche a quella assai elevata relativa ai fattori di emissione utilizzati), risulta buona norma avere una valutazione modellistica che accerti il rispetto o meno dei limiti di qualità dell’aria per il PM10 in presenza delle emissioni dovute all’attività. Nel presente esempio, nel caso le emissioni debbano considerarsi congiuntamente, anche la precedente configurazione emissiva comporterebbe la necessità di provvedere ad un adeguato monitoraggio. Questo potrebbe invece essere non necessario qualora si adottassero ulteriori azioni di mitigazione. Nella Tabella E3 sono riportati in dettaglio i valori di stima relativi ad una nuova configurazione emissiva la quale soddisfa ora il criterio relativo alla soglia di emissione (ovvero l’emissione complessiva è inferiore a 493 g/h). In questa, viene scelto di ridurre l’attività dell’impianto passando da 119 Mg/h a 79 Mg/h di materiale proveniente dall’esterno, ed inoltre attuando la misura più drastica di riduzione delle emissioni per quanto riguarda la fase “[15] vagliatura fine”, ovvero l’inscatolamento dell’impianto che viene valutato avere una efficienza dell’ordine del 50%. In tal modo l’emissione complessiva delle due aree è ora portata a 468 g/h, quindi al di sotto della soglia.

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Tabella E3: dettaglio delle emissioni medie orarie per entrambe le attività (dopo le mitigazioni) attività riferimento Parametri e

mitigazione Fattore di emissione

quantità Emissione media oraria

[A] Scotico materiale superficiale

13.2.3 AP-42 60% PTS 0.6x5.7 kg/km 7 m/h 24 g/h

[B] Carico materiale superficiale su camion

SCC 3-05-010-37 7.5x10-3 kg/Mg 18 Mg 135 g/h

[C] Trasporto del materiale superficiale

§ 1.5, relazione (6) 13.2.2 “Unpaved

road” AP-42

Prodotti specifici (efficienza 80%)

Silt =14%, m=28 Mg

0.2x1.328 kg/km

100 m 0.75

viaggi/h

20 g/h

[D] Scarico materiale superficiale

SCC 3-05-010-42 5.4x10-4 kg/Mg 18 Mg 9 g/h

[E] Erosione del vento § 1.4, relazione (5) Tabella 7

Cumulo alto, 7.9x10-6 kg/m2 movh=0.75, a=30 m2

<1 g/h

[F] Sbancamento materiale di produzione

SCC 3-05-027-60 60% PTS 3.9x10-4 kg/Mg 51 Mg 20 g/h

[G] Carico materiale di produzione

SCC 3-05-025-06 1.2x10-3 kg/Mg 51 Mg 61 g/h

[H] Trasporto materiale di produzione

§ 1.5, relazione (6) 13.2.2 “Unpaved

road” AP-42

Prodotti specifici (efficienza 80%)

Silt =14%, m=28 Mg

0.2x1.328 kg/km

80 m 2.13

viaggi/h

45 g/h

[1] scarico materiale alla tramoggia

SCC 3-05-020-31 8x10-6 kg/Mg 130 Mg 1 g/h

[2] tramoggia e griglia Materiale bagnato 0 [3] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 46 Mg 1 g/h [4] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 84 Mg 2 g/h

[5] frantumazione primaria

SCC (3-05-020-01) 3-05-020-02


[6] sfangatrice Materiale bagnato 0 [7] idrociclone Materiale bagnato 0

[8] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 46 Mg 1 g/h [9] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 65 Mg 1 g/h [10] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 19 Mg <1 g/h

[11] vagliatura SCC 3-05-020-02, 03, 04


[12] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 79 Mg 2 g/h [13] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 32 Mg 1 g/h

[14] frantumazione secondaria

SCC 3-05-020-02, 03


[15] vagliatura fine SCC 3-05-020-21 Materiale bagnato e inscatolamento

0.5x0.0011 kg/Mg

79 Mg 43 g/h

[16] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 79 Mg 2 g/h [17] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 48 Mg 1 g/h [18] nastro trasportatore SCC 3-05-020-06 Materiale bagnato 2.3x10-5 kg/Mg 31 Mg 1 g/h [19] movimentazione

cumuli Materiale bagnato 0

[20, 21] movimentazione cumuli

§ 1.3, relazione (3’) periodo diurno

Materiale bagnato (m=4.8%)

2.26x10-4 kg/Mg

50 Mg 11 g/h

[22] movimentazione cumuli

Materiale bagnato 0

[23] erosione del vento cumuli

§ 1.4, relazione (5) Tabella 7

Cumulo alto, 7.9x10-6 kg/m2 movh=3, a=14 m2

<1 g/h

totale 468 g/h

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All. 1 - Delibera di Giunta Provinciale n. 213 del 03/11/2009 pubblicata il 06/11/2009. “Documento informatico firmato digitalmente ai sensi del T.U. 445/2000 e del Dlgs 82/2005 e ri-spettive norme collegate, il quale sostituisce il documento cartaceo e la firma autografa; il documen-to informatico e’ memorizzato digitalmente ed e’ rintracciabile sul sito internet http://attionline.provincia.fi.it/”

All. 2 parte integrante e sostanziale della DGP.213-09

Linee guida per la valutazione delle emissioni di polveri provenienti da attività di produzione, manipolazione, trasporto, carico o stoccaggio di materiali polverulenti.

Relazione Tecnica: Emissioni di polveri diffuse: un approccio modellistico per la valutazione dei valori di emissione di PM10 compatibili con i limiti di qualità dell’aria. Appendice A Appendice B Appendice C

Franco Giovannini

AFR Modellistica Previsionale

Dipart imento provinciale

Firenze via Ponte alle Mosse, 211 50144 Firenze tel. 055 32061 - fax 055 3206218 www.arpat.toscana.it

2

Emissioni di polveri diffuse: un approccio modellistico per la valutazione dei valori di emissione di PM10 compatibili con i limiti di qualità dell’aria.

Franco Giovannini, AFR “Modellistica previsionale”, U.O. PCAI, ARPAT - Dipartimento provinciale di Firenze

L’esperienza di valutazione preventiva degli impatti sull’ambiente, maturata all’interno dei procedimenti di

autorizzazione, ha evidenziato come l’applicazione di modelli di dispersione a situazioni emissive riconducibili ad attività di

lavorazione e trattamento di inerti o delle attività di cantiere, comporta in generale stime di ricadute di particolato (PM10)

estremamente elevate e spesso anche superiori ai valori limite per la qualità dell’aria. Questo è dovuto da un lato agli

elevati fattori di emissione specifici di queste attività, dall’altro alle particolari condizioni di emissione; questo tipo di sorgenti

infatti si presenta generalmente esteso su di una certa area ed assume le caratteristiche di una emissione diffusa anziché

quella di una sorgente convogliata in specifici dispositivi di evacuazione (camini), come la maggior parte delle emissioni di

tipo industriale.

L’analisi e la valutazione delle ricadute al suolo di particolato dovute a queste sorgenti richiede un notevole

impegno tecnico e non sempre risulta percorribile, soprattutto a causa della difficoltà a reperire i dati necessari. Per tale

motivo si è cercato di effettuare una serie di applicazioni modellistiche in condizioni controllate con la quale ottenere delle

indicazioni di carattere sufficientemente generale.

I dati ed i risultati di tali applicazioni, presentati nel seguito, possono essere ragionevolmente impiegati per una

valutazione a priori dell’impatto dovuto a questo tipo di sorgenti.

Sulla base dei risultati ottenuti con tale serie di applicazioni modellistiche è possibile indicare dei valori di

emissione che possono essere considerati a priori compatibili con il rispetto dei limiti di qualità dell’aria; questi possibili

valori di soglia emissiva differiscono tra loro per il grado di cautela o salvaguardia nel rispetto dei limiti di legge per la

qualità dell’aria attualmente vigenti.



3

1. Introduzione

L’idea principale alla base di questo lavoro consiste nell’esplorazione della possibilità di valutare a priori l’impatto

dovuto a sorgenti diffuse di particolato.

La metodologia impiegata consiste nel definire inizialmente una situazione emissiva standardizzata (sorgente),

con caratteristiche compatibili con quelle tipiche delle attività interessate come sorgenti di polveri diffuse (cave, cantieri);

quindi, mediante l’applicazione di un modello di dispersione (in questo caso è stato impiegato ISCST3 dell’US-EPA) si

vanno a determinare le concentrazioni di PM10 alle diverse distanze dalla sorgente (ipotizzando il terreno piano).

La proporzionalità tra concentrazioni stimate e flussi di massa (emissioni in un dato tempo) permette allora di

valutare quali emissioni specifiche (e globali) corrispondono a concentrazioni paragonabili ai valori limite per la qualità

dell’aria. Attraverso queste si possono determinare delle soglie di emissione (con maggiori o minori garanzie) al di sotto

delle quali non sussistono presumibilmente rischi di superamento o raggiungimento dei valori limite di qualità dell’aria.

Le stime ottenute valgono con una serie di limitazioni: qualora la situazione reale si discosti fortemente da quella

simulata è evidente che le soglie non possono essere ritenute di sufficiente salvaguardia ed occorrono valutazioni

modellistiche specifiche.

Per poter rendere generale questo percorso di stima è necessario definire e tenere in opportuna considerazione

tutta una serie di elementi dai quali possono dipendere i valori stimati. In particolare possono assumere rilevanza elementi

quali le concentrazioni di fondo (ovvero i valori di concentrazione non dovuti alla sorgente in esame), le caratteristiche

geometriche e fisiche attribuite alla sorgente (dimensioni, forma, valori dei parametri necessari per la schematizzazione

utilizzata nelle simulazioni, distribuzione granulometrica ed altre proprietà del particolato), le condizioni meteorologiche

dell’area.

Si ricorda che i limiti di legge per il PM10 (riferiti al 20051) sono relativi alle concentrazioni medie annue (40

µg/m³) ed alle medie giornaliere (50 µg/m³) del quale sono tuttavia ammessi 35 superamenti in un anno; quindi per

valutare il superamento di questo limite occorre riferirsi alla distribuzione dei valori medi giornalieri ed al 36° valore più

elevato (all’incirca il suo 90° percentile) per valutare il superamento di questo limite.

1 La seconda fase della normativa europea recepita con il DM 60/02 prevedeva il passaggio a limiti più restrittivi a partire dal 2010, ovvero la possibilità di superare solo 7 volte in un anno il valore dei 50 µg/m³ per le medie giornaliere, ed un limite di solo 20 µg/m³ per le medie annue di PM10. L’evoluzione normativa a livello europeo (vedi la recente: Direttiva 2008/50/CEE del Parlamento Europeo e del Consiglio del 21 maggio 2008 relativa alla qualità dell’aria ambiente e per un’aria più pulita in Europa) ha eliminato questa seconda fase a favore dell’introduzione di valori limite e/o obiettivo per il PM2.5.



4

2. Caratteristiche dell’emissione e delle simulazioni

La sorgente standard impiegata consiste in un’area di forma quadrata con lato pari a 50 m (i lati sono allineati

alle direzioni sud-nord ed est-ovest) quindi di superficie pari a 2500 m². L’emissione diffusa di PM10 è schematizzata come

sorgente areale con un rateo emissivo per unità di superficie e di tempo (g/s m²). Nella maggior parte delle simulazioni è

stato impiegato un valore pari a 0.001 g/(s m²), corrispondente a 2.500 g/s ovvero 9000 g/h. Una serie di simulazioni è

stata effettuata considerando anche gli effetti della deposizione del particolato; per queste simulazioni è stato necessario

definire la distribuzione della massa al variare della dimensione del particolato; sono state considerate 4 classi di

particolato con dimensione media pari a 1.25, 3.75, 6.25 e 8.75 µm, alle quali è stata assegnata una proporzione della

massa totale emessa pari rispettivamente al 10%, 15%, 20% e 55%. I risultati ottenuti variando questi ed altri parametri

(tra cui la forma della sorgente) sono riportati nella parte relativa all’analisi di sensibilità (parte 5). Sempre in relazione

all’utilizzo degli algoritmi legati al fenomeno della deposizione del particolato, sono state stimate le necessarie grandezze di

tipo micrometeorologico (friction velocity u* e lunghezza di Monin-Obukhov L, dipendenti dalla rugosità superficiale z0

considerata); anche per queste è stata effettuata una analisi di sensibilità ripetendo la maggior parte delle simulazioni con

due set di dati ottenuti con rugosità pari a 0.3 m e 0.1 m.

Le simulazioni sono state eseguite con dati meteorologici di due tipi, il primo corrispondente a condizioni fittizie

standardizzate (tutte le possibili condizioni più rilevanti per la dispersione), l’altro invece relativo a dati effettivamente

misurati ovvero rilevati presso alcune stazioni meteorologiche appartenenti alle reti di rilevamento della qualità dell’aria. Per

le grandezze necessarie alle simulazioni, ma non direttamente misurate (quali l’altezza di miscelamento), si è provveduto a

stime conservative.2

I risultati sono relativi ai valori di concentrazione ottenuti presso serie di recettori posti su di un reticolo polare

con passo angolare di 5° ed a distanze di 50, 100, 150, 200, 300 e 500 m dal centro della sorgente.

Si ritiene che il valore di concentrazione relativo ai 50 m possa considerarsi indicativo per l’area compresa tra il

bordo della sorgente ed una distanza dell’ordine dei 50 m da questo. Così il valore relativo ai 100 m può essere

considerato indicativo per la fascia di territorio tra i 50 ed i 100 m di distanza dal bordo, e così via.3

2 La stima dell’altezza di miscelamento urbana o rurale è stata effettuata seguendo quanto indicato dall’US-EPA per il modello semplificato SCREEN3; si osserva che nel caso presente trattando di emissioni a terra e senza innalzamento termico, questo parametro non risulta determinante. 3 Si veda la successiva discussione alla parte 5. Analisi di sensibilità delle stime.



5

3. Stime di primo livello o di screening

Per poter effettuare il confronto con i limiti di qualità dell’aria sarebbe richiesto di valutare le concentrazioni

massime annue e la distribuzione di quelle giornaliere relative a ciascun punto del territorio esterno all’area di attività.

Questo può essere fatto soltanto disponendo di dati meteorologici (opportuni per l’utilizzo dei modelli di dispersione) estesi

su molti anni e raccolti con frequenza oraria (poiché sono richieste stime delle concentrazioni giornaliere non è utilizzabile il

solo approccio long-term o climatologico). Le condizioni meteorologiche possono inoltre variare notevolmente da luogo a

luogo soprattutto in un territorio dall’orografia complessa come quello della Toscana. Ciò significa che almeno teoricamente

occorrerebbe conoscere questi dati ed effettuare le stime con la meteorologia specifica di ogni sito.

Per poter operare in modo indipendente dalla meteorologia specifica del luogo occorre usare tecniche di stima

più grossolane ma cautelative; stime di questo tipo possono essere eseguite con la seguente procedura:

1. viene effettuata la stima delle concentrazioni orarie massime possibili; cioè, di quelle concentrazioni ottenute

ipotizzando tutte le possibili condizioni meteorologiche (fittizie) date dalla combinazione di classe di stabilità

atmosferica (di Pasquill), classe di velocità del vento con questa compatibile, e direzione del vento.4

2. le stime relative ai valori massimi giornalieri e annui si ottengono moltiplicando i valori massimi orari

precedentemente individuati per opportuni coefficienti suggeriti dall’US-EPA (procedura di screening).5

3. Alle stime così ottenute possono essere aggiunti i valori delle concentrazioni di fondo dell’area d’interesse, se

sono noti o valutabili.

Per quanto riguarda il punto 2., l’US-EPA indica degli intervalli di valori all’interno dei quali scegliere il

coefficiente moltiplicativo da adottare, facendolo variare in corrispondenza delle particolari situazioni e condizioni di

dispersione, tipo presenza di terreno ad orografia complessa, presenza di edifici che possano produrre effetti di downwash

ecc.. Di conseguenza sono definiti dei valori corrispondenti al minimo, al valore centrale ed al valore massimo degli

intervalli.

Seguendo quindi l’US-EPA il coefficiente cautelativo che permette la stima della concentrazione massima

giornaliera a partire da quella massima oraria risulta compreso tra 0.2 e 0.6. Analogamente il coefficiente per ottenere la

massima media annua risulta compreso tra 0.06 e 0.10.

In Tabella 1 sono riportati i valori ottenuti applicando questa procedura nel caso della sorgente standard

4 La temperature non viene variata ma in questo caso è ininfluente. 5 “Screening Procedures for Estimating the Air Quality Impact of Stationary Sources, Revised” US-EPA 1992



6

ipotizzata.

Si osserva innanzitutto come le concentrazioni massime orarie risultino ampiamente superiori in condizioni rurali

rispetto a quelle ottenute in condizioni urbane, le quali risultano ridotte di circa il 30 %. Ciò ovviamente si riflette anche nelle

stime relative alle massime concentrazioni giornaliere ed annue.

Considerando la stima “intermedia” delle concentrazioni annue riportate in Tabella 1 ed effettuando il rapporto

con il valore limite di qualità dell’aria pari a 40 µg/m³ si ottiene un valore pari a 31.6 nel caso rurale e di 21.8 nel caso

urbano. Questo significa che l’emissione standard utilizzata deve essere ridotta di tali fattori per poter dar luogo a

concentrazioni annue massime dell’ordine del valore limite di 40 µg/m³. In altri termini dividendo il flusso di massa di 9000

g/h per i fattori precedentemente ottenuti si ottengono dei flussi di massa pari a 285 g/h (nel caso rurale) e 413 g/h (nel

caso urbano) cui corrispondono concentrazioni massime annue di circa 40 µg/m³.

Scegliendo quindi valori di emissione inferiori a questi, ad esempio 280 g/h, almeno per la sorgente standard

utilizzata, si ha la ragionevole garanzia che le concentrazioni prodotte dalle emissioni di questa non superino (in alcuna

condizione) il limite di qualità dell’aria relativo alla concentrazione media annua di PM10.

Tabella 1: stima secondo il criterio “screening” delle concentrazioni massime giornaliere ed annue Emissione: 9000 g/h massimo

orario

Stima massima media giornaliera Stima massima media annua

Distanza 50 m (µg/m³) bassa intermedia alta bassa intermedia alta

Condizioni rurali 15772 3154 6309 9463 946 1262 1577

Condizioni urbane 10891 2178 4356 6535 653 871 1089

La valutazione può essere resa ancora più cautelativa andando a considerare la stima “alta” delle concentrazioni

annue, così che il fattore di riduzione delle emissioni risulta adesso 39.4 (e 27.2 nel caso urbano). Si ottiene pertanto una

soglia di emissione di 228 g/h (e pari a 330 g/h nel caso urbano).

L’approccio precedente può essere ripetuto riferendosi alle stime delle concentrazioni massime giornaliere

riportate nella Tabella 1.

Si osserva in tal caso che la grandezza stimata non corrisponde esattamente con quella cui riferire il valore

limite, in quanto, come detto, questo deve riferirsi al 36° valore più elevato della distribuzione delle medie giornaliere.

Considerare tale valore limite riferito alle stime della concentrazione massima giornaliera contiene una dose elevata (da

definire) di cautela. I risultati così ottenuti devono essere considerati ulteriormente conservativi.

Considerando la stima “intermedia” delle concentrazioni massime giornaliere (6309 µg/m³ per le condizioni rurali

e 4356 µg/m³ per quelle urbane) si ottiene un fattore di riduzione pari a 126.2 (e 87.1 per le condizioni urbane) con il quale

si determina una soglia di emissione pari a 71 g/h (103 g/h in condizioni urbane). Tale valore risulta circa un terzo di quello

analogamente determinato riferendosi alle medie annue.



7

In queste valutazioni non è stato tuttavia considerato l’apporto dovuto alle concentrazioni di fondo.

In assenza di una stima di queste, a livello generale, si possono ipotizzare criteri alternativi di accettabilità delle

stime; uno di questi potrebbe essere definito ad esempio indicando la frazione di valore limite che, a priori, si può ritenere

possa essere raggiunta o assegnata alla sorgente d’interesse.

Ad esempio se questa frazione viene fissata pari a ½ del limite, i precedenti valori delle soglie di emissione

devono essere ridotti del 50%; se questa frazione fosse fissata pari ad ¼ del limite, le precedenti soglie di emissioni

dovrebbero essere ridotte del 75%.

4. Stime alternative di screening

Attraverso i risultati riportati in Tabella 1 e relativi alle massime concentrazioni orarie è possibile effettuare

alcune stime delle massime concentrazioni giornaliere e annue non utilizzando i coefficienti proposti dall’US-EPA. Per

queste stime alternative è però necessario ricorrere a valutazioni delle concentrazioni di fondo, ovvero più esattamente

delle concentrazioni dovute alle altre sorgenti che possono insistere sull’area d’interesse.

4.1. Concentrazioni di fondo

L’analisi dei dati rilevati nel corso degli anni6 dalle reti di rilevamento della qualità dell’aria nella regione, permette

di evidenziare alcuni aspetti rilevanti per la stima delle concentrazioni di fondo:

− Innanzitutto occorre considerare che il superamento del valore dei 50 µg/m³ di media giornaliera può prodursi

“accidentalmente” in qualsiasi luogo anche in posizioni molto lontane da qualsiasi sorgente diretta di PM10. Ciò in

virtù di contributi di origine naturale e/o secondaria, quali ad esempio l’apporto di polveri di origine sahariana.

− I siti di misura sono classificati in relazione alla loro distanza da sorgenti dirette (industriali, da traffico, di fondo) ed

in base alla loro localizzazione, ad esempio come rurali o urbani. I valori di concentrazione rilevati dipendono

ovviamente da queste caratteristiche del sito di misura, ma dipendono anche da altre caratteristiche non del tutto

esplicitate o riconducibili alla classificazione adottata.

− Per i rari siti nei quali il contributo di sorgenti dirette può essere ragionevolmente escluso ed al di fuori di aree

urbanizzate, si osserva che le concentrazioni medie annue degli ultimi anni si aggirano intorno a valori dell’ordine

dei 20 µg/m³.

Nel contesto analitico d’interesse (valutazione a priori degli effetti presunti di un’emissione diffusa di PM10) si

6 Si vedano ad esempio le Relazioni sullo stato della qualità dell’aria per i vari ambiti territoriali ed amministrativi, redatte da ARPAT e disponibili sul sito web dell’agenzia www.arpat.toscana.it. Informazioni rilevanti su tale aspetto sono anche state prodotte nel corso del progetto regionale PATOS del quale a breve dovrebbero essere resi disponibili i dati completi.



8

può ritenere sufficiente di limitare l’analisi ai casi in cui non si presentano sul territorio apporti diretti di altre specifiche

sorgenti, ovvero che l’area d’interesse sia effettivamente considerata soggetta ad un valore di fondo di origine non locale. È

peraltro evidente che qualora sussistano condizioni opposte oppure che, nella specifica situazione in esame, in un punto

del territorio siano presumibili concentrazioni di fondo superiori al valore limite, tutte le presenti considerazioni non possono

essere applicate.

4.2. Stime relative alle concentrazioni massime giornaliere

A partire da queste considerazioni una valutazione per eccesso (cioè cautelativa) delle massime concentrazioni

giornaliere di PM10 in un dato punto del territorio ragionevolmente interessato dalle emissioni della sorgente d’interesse, si

può ottenere considerando l’eventualità che per tutta la durata delle attività di questa sorgente (emissione) si raggiungano

concentrazioni orarie pari al valore massimo stimato (Tabella 1), e che durante le 24 ore siano presenti concentrazioni

dell’ordine di quelle di fondo.

In tal modo indicando con ne il numero di ore di attività (in genere sarà pari a 8 o 10 ore) si ha

( ) ( )[ ] ( )24

24124 eFONDOeFONDOmax

max

nCnCCC

−⋅+⋅+=

Avendo indicato con:

( )maxC 24 la massima concentrazione media giornaliera;

( )maxC 1 la massima concentrazione media oraria

FONDOC la concentrazione attribuibile a tutte le altre sorgenti escluso quella d’interesse7

Indicando con ( )limite24C il valore limite per le concentrazioni medie giornaliere (50 µg/m³), si può richiedere

che sia:

( ) ( )limitemax 2424 CC <

da cui si ottiene:

( ) ( )[ ]e

FONDO

n

CCC

24241 limite

max

⋅−<

Considerando un valore di fondo compreso tra 0 e 25 µg/m³, con il valore limite di 50 µg/m³ e con un numero di

ore di attività giornaliera pari a 8 e 10, si ottiene che per rispettare la condizione imposta le concentrazioni orarie massime

devono risultare inferiori ai valori riportati in Tabella 2.

Effettuando i rapporti tra le concentrazioni massime orarie stimate per il caso urbano e per quello rurale (e

riportate in Tabella 1) e questi valori, si ottengono due serie di fattori di riduzione da applicare al flusso di massa impiegato

nelle simulazioni per individuare quali soglie emissive garantiscono il rispetto del limite giornaliero.

7 Non si considera per semplicità la sua possibile variabilità temporale.



9

Tabella 2: concentrazioni soglia per il rispetto del limite (a 50 m) al variare del valore di fondo e delle ore di emissione Concentrazioni massime

orarie compatibili FONDOC

(µg/m³) 0 5 10 15 20 25

ne

150 135 120 105 90 75 8 ( )maxC 1 < 120 108 96 84 72 60 10

Tali valori di soglia di emissione sono riportati nella Tabella 3.

Come si può facilmente osservare, gli ordini di grandezza di tali emissioni corrispondono a quelli dei valori

ottenuti in precedenza con l’utilizzo dei coefficienti dell’US-EPA.

Tabella 3: soglie di emissione (in g/h) per il rispetto del limite di qualità dell’aria (a 50 m) al variare delle concentrazioni di fondo e delle ore di emissione.

FONDOC (µg/m³)

Soglie di emissione

condizioni 0 5 10 15 20 25

ne

urban 124 112 99 87 74 62 8 rural 86 77 68 60 51 43 8 urban 99 89 79 69 59 50 10

Flusso di

massa

(g/h)

<

rural 68 62 55 48 41 34 10

Il presente metodo ha il vantaggio di poter essere direttamente applicato ad ogni recettore, mentre il precedente

può essere applicato esclusivamente riferendosi al recettore più esposto.

Inoltre questo metodo di stima alternativa permette di effettuare valutazioni che tengano conto di ulteriori

elementi, provvedendo ad avvicinare le condizioni di simulazione a quelle reali.

4.3. Stime relative al solo periodo diurno

Ad esempio si può prendere in considerazione il fatto che le emissioni di questo tipo di sorgente sono

generalmente limitate al periodo diurno, nel quale si svolgono quasi esclusivamente le attività lavorative. Dal punto di vista

dell’applicazione modellistica questa restrizione al periodo diurno può essere tradotta nel prendere in considerazione

esclusivamente le condizioni convettive e neutre dello stato di turbolenza dell’atmosfera. Ciò trasferito in termini di

simulazioni per il modello utilizzato consiste nel limitare la ricerca dei valori massimi di concentrazione oraria alle sole classi

di stabilità A, B, C e D.

In tal caso i valori massimi orari delle concentrazioni nella fascia indicata dai 50 m (di Tabella 1) passano da

15772 µg/m³ a 13203 µg/m³ per le condizioni rurali e da 10891 µg/m³ a 7238 µg/m³ nel caso di condizioni urbane. Si



10

hanno cioè riduzioni dell’ordine del 16% in un caso e del 34% nell’altro.

Si osserva anche che le concentrazioni massime orarie assolute precedentemente individuate corrispondono a

condizioni stabili dell’atmosfera (in termini di classi di stabilità, alla E o F).

Utilizzando i valori massimi orari ottenuti per le condizioni diurne i risultati delle soglie di emissione analoghi a

quelli della Tabella 3 sono ora riportati nella Tabella 4.

Il confronto tra i valori di soglia riportati nelle Tabelle 3 e 4 indica che ovviamente considerando le sole condizioni

diurne si ottengono soglie di emissione superiori, fino a circa il doppio delle altre in alcune delle situazioni considerate.

L’ordine di grandezza rimane però sostanzialmente analogo, e corrisponde a valori intorno ai 100 g/h.

Tabella 4: soglie di emissione (in g/h) per il rispetto del limite di qualità dell’aria (a 50 m) al variare delle concentrazioni di fondo e delle ore di emissione, considerando soltanto le condizioni diurne

FONDOC (µg/m³)

Soglie di emissione

condizioni 0 5 10 15 20 25

ne

urban 187 168 149 131 112 93 8 rural 102 92 82 72 61 51 8 urban 149 134 119 104 90 75 10

Flusso di

massa

(g/h)

<

rural 82 74 65 57 49 41 10

4.4. Stime ottenute considerando il fenomeno della deposizione secca del particolato

Nelle simulazioni finora considerate è presente una dose di cautela legata anche ad alcune schematizzazioni

tipiche dei fenomeni di dispersione degli inquinanti nei bassi strati dell’atmosfera approntate all’interno dei modelli numerici

di simulazione. Ad esempio nelle applicazioni dei modelli di dispersione è normale considerare la riflessione al suolo degli

inquinanti; alcuni modelli, tra cui quello qui utilizzato, permettono però di attivare una serie di algoritmi e sottomodelli

specifici con i quali trattare alcuni fenomeni come quello dell’interazione tra l’inquinante ed il suolo. Questo può essere

rilevante sia per gli inquinanti gassosi che a maggior ragione per il particolato.

Per poter utilizzare queste opzioni il modello richiede in ingresso alcuni dati meteorologici specifici, relativi a

grandezze e parametri non direttamente e normalmente misurati dalle stazioni meteorologiche standard. Nel presente caso

questi dati sono stati ricavati attraverso alcune parametrizzazioni normalmente utilizzate in micrometeorologia e ricorrendo

ad una tecnica grossolana che assicura la compatibilità e coerenza dei valori tra le variabili meteorologiche impiegate.8 In

8 I dettagli completi del metodo sono riportati in appendice alla relazione: “Osservazioni in merito al contenuto delle integrazioni all’analisi previsionale di impatto atmosferico legato alle attività del progetto di recupero delle aree di cava dell’isola dei Renai, lotto 3 e lotto finale, nel Comune di Signa (n.p. 7707/1.03.41 del 18/06/2006)” ARPAT - Dipartimento provinciale di Firenze. Un metodo analogo è indicato anche in “Approved Methods for Modelling and Assessment of Air Pollutants in New South Wales” NSW-EPA, Sidney Australia, 2005, www.environment.nsw.gov.au



11

questa parte vengono presentati i risultati ottenuti applicando questa metodologia con una rugosità superficiale pari a 0.3

m. Le variazioni prodotte da una diversa scelta di tale parametro (rugosità superficiale pari a 0.1 m) sono esaminate nella

parte successiva relativa alla cosiddetta “analisi di sensibilità”.

Inoltre per poter effettuare la simulazione del fenomeno di deposizione del particolato il modello richiede che si

definiscano le classi dimensionali di questo e per ciascuna, la frazione di massa e la densità assegnata alle particelle. Per

questi parametri è stata effettuata una scelta che suddivide il PM10 in 4 classi granulometriche, delle quali la più fine risulta

corrispondere alla frazione PM2.5 (dimensione media di 1.25 µm, intermedia cioè ai valori 0 e 2.5 µm) mentre le altre

coprono la frazione “coarse” o grossolana. Alla parte PM2.5 corrisponde una frazione di massa del 10% del totale, mentre

alla classe di maggiore dimensione corrisponde una frazione di massa del 55%. Questa scelta considera quindi il PM10

costituito dalla frazione coarse per circa il 90% ed è stata effettuata in relazione alla presunta origine (di tipo

prevalentemente meccanico) delle emissioni diffuse oggetto del presente lavoro. Questo significa anche che gli effetti del

fenomeno della deposizione del PM10 dovrebbero apparire evidenziati nelle simulazioni, proprio perché la maggior parte

della massa è concentrata nella frazione coarse. Nella parte successiva relativa all’analisi di sensibilità vengono esaminati i

risultati anche di casi con distribuzioni di massa differenti.

Le concentrazioni massime orarie ottenute considerando il fenomeno della deposizione del particolato risultano

adesso pari a 15024 µg/m³ per il caso rurale e 10454 µg/m³ per il caso urbano. Si hanno quindi riduzioni dell’ordine del

5% e del 4% nei due casi. Gli effetti del fenomeno di deposizione si evidenziano maggiormente con l’allontanarsi dalla

sorgente (si veda la parte successiva).

Questi risultati indicano anche però che l’inserimento del fenomeno nella valutazione non comporta variazioni

significative per quanto riguarda i punti recettori e le stime di massimo impatto.

4.5. Stime relative alle concentrazioni medie annue

Si possono effettuare delle stime per eccesso delle concentrazioni massime annue senza ricorrere ai coefficienti

proposti dall’US-EPA ma, in analogia con quanto fatto in precedenza, riferendosi ai tempi medi caratteristici delle attività e

delle corrispondenti emissioni.

Si indichi con ng il numero di giorni di attività durante l’anno (giorni lavorativi, di norma tra 200 e 260) e con nh il

numero di ore lavorative durante il giorno (di norma 8 o 10), per cui il numero di ore di emissione durante l’anno risulta ng x

nh ; se in ciascuna di queste ore si ha la concentrazione massima oraria possibile precedentemente stimata, cui si può

eventualmente aggiungere il contributo del fondo, attribuibile anche a tutte le rimanenti ore dell’anno, si ottiene:

( ) ( )( ) ( ) ( )FONDO

hgFONDOhgFONDOhg CCnnCnnCCnn

C +×

=×

−×++=

24365

1

24365

2436518760 maxmax

max

Ad esempio se l’attività lavorativa si svolge su 220 giorni all’anno per 10 ore al giorno, la stima della

concentrazione massima risulta:



12

( ) ( ) FONDOCCC +≈ maxmax 125.08760

Come fatto in precedenza, considerando il valore limite per le medie annue (40 µg/m³), da queste espressioni è

possibile ricavare delle condizioni per le concentrazioni massime orarie e successivamente per le emissioni:

( ) ( )[ ]FONDOhg

CCnn

C −< limitemax 87608760

1

In analogia con le Tabelle 2 e 3 nella seguente Tabella 5 sono riportate le soglie di concentrazione e quelle

corrispondenti di emissione derivanti dalle stime effettuate impiegando un numero di giorni di attività pari a 220 e 10

ore/giorno, al variare del valore di fondo scelto.

Tabella 5: concentrazioni ed emissioni soglia per il rispetto del limite (a 50 m) al variare del valore di fondo (relative a 220 giorni/anno e 10 ore/giorno di emissione

FONDOC (µg/m³)

Valori di soglia 0 5 10 15 20

160 140 120 100 80 ( )maxC 1 (µg/m³) Flusso di massa (g/h)

< 91 80 68 57 46



13

5. Analisi di sensibilità delle stime

I risultati precedenti indicano già che, definita la sorgente, le concentrazioni massime orarie sulle quali si fonda il

metodo semplificato di stima, variano in modo molto limitato se si inserisce nella simulazione il fenomeno della

deposizione. Variazioni più rilevanti, anche se non superiori al 50% si osservano invece quando si confrontano i risultati

assoluti rispetto a quelli ottenuti con le simulazioni limitate alle sole classi di stabilità instabili e neutre (A, B, C, D).

Dell’ordine del 30% risultano le differenze tra i valori massimi valutate nelle simulazioni al variare delle condizioni

del territorio che influenzano la dispersione: le concentrazioni associate alla condizione urbana risultano appunto inferiori di

circa il 30% rispetto a quelle che si ottengono in condizioni rurali.

In questa parte vengono completate ed estese queste osservazioni con l’obiettivo di fornire gli elementi

necessari a valutare la robustezza dei risultati ottenuti per la sorgente standard, e la loro applicabilità a casi reali che

possano discostarsene in vario modo. In particolare vengono esaminati gli andamenti delle concentrazioni al variare della

distanza dalla sorgente; vengono poi presentati alcuni risultati tesi a definire le variazioni associabili al variare della forma

della sorgente e delle sue dimensioni. Infine vengono valutate anche le differenze dovute a scelte diverse nella definizione

del PM10 in relazione alla simulazione della deposizione secca, e come variano i risultati variando la rugosità del territorio e

conseguentemente i valori dei parametri micrometeorologici.

5.1. Andamento delle concentrazioni massime orarie al variare della distanza dalla

sorgente, con o senza deposizione.

Le concentrazioni dipendono ovviamente dalla distanza dalla sorgente. A differenza di quanto avviene per una

sorgente schematizzabile come un punto, quelle che qui interessano occupano una certa parte del territorio, hanno una

certa estensione territoriale la quale non permette di definire univocamente una distanza tra sorgente e recettore (casomai

una distanza minima tra il bordo della sorgente ed il recettore).

All’interno dell’area di attività, cioè entro la sorgente, non vengono valutate le concentrazioni perché questa zona

è da ritenersi soggetta ad un regime normativo diverso e disciplinato dalla legislazione relativa alla tutela dei lavoratori

(personale professionalmente esposto) piuttosto che quella dell’ambiente in generale. Nell’ambito che qui interessa la

stima degli effetti della sorgente è effettuata nel territorio esterno all’area della sorgente.

In Figura 1 è riportato il dettaglio dell’andamento delle concentrazioni massime orarie ottenute con la sorgente

standard (superficie quadrata 50 m x 50 m, con flusso di massa complessivo di 9000 g/h) a breve distanza da questa,

ovvero tra i 35 ed i 150 m di distanza dal suo centro, corrispondenti ad un intervallo di distanza dal suo bordo che va dal

metro a circa 120 m.

Come anticipato, per la zona di massimo impatto compresa tra il bordo e circa 50 m di distanza da questo si è

scelto di utilizzare i valori di concentrazione relativi alla distanza di 50 m dal centro della sorgente. Si osserva dai dati



14

riportati in Figura 1 che le concentrazioni in questa zona (approssimativamente compresa nella Figura tra i valori che vanno

da 35 m ai 75 m sulle ascisse) comportano una variazione dell’ordine del 10%; la scelta del valore rappresentativo

costituisce una sottostima del 2.2% rispetto al massimo ed una sovrastima del 6.6% rispetto al valore minimo nella fascia

(relativo al punto più lontano dalla sorgente).

Alla zona successiva compresa tra le distanze di 75 m e circa 125 m dal centro, è attribuito il valore di

concentrazione corrispondente ai 100 m di distanza dal centro. L’andamento lineare ricavabile in parte dalla Figura 1

permette di valutare una variazione massima delle concentrazioni in questa zona di circa il 16%, con uno scostamento del

massimo e del minimo dell’ordine dell’8% rispetto al valore rappresentativo scelto.

0

3000

6000

9000

12000

15000

18000

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150

distanza (m) dal centro della sorgente [50 mx50 m]

conc

entra

zion

e µg

/m³

Figura 1: andamento delle concentrazioni al variare delle distanza dal centro della sorgente. In particolare è mostrato l’intervallo da 35 m a 150 m. Viene evidenziato (�)il valore corrispondente alla distanza di 50 m ritenuto rappresentativo delle concentrazioni nella fascia di territorio che va dal bordo della sorgente alla distanza di circa 50 m dal bordo stesso. La sorgente ha dimensioni 50 m x 50 m e flusso di massa pari a 9000 g/h.

In Figura 2 è riportato l’andamento delle concentrazioni massime orarie al variare della distanza per i punti

recettori scelti come rappresentativi.

Ovviamente le concentrazioni diminuiscono con il crescere della distanza dalla sorgente; nel caso di condizioni

rurali, senza considerare la deposizione, passando dal punto recettore riferito ai 50 m a quello riferito ai 100 m si osserva



15

una riduzione dell’ordine del 14%.

Per confronto in Figura 2 sono anche riportati i valori ottenuti considerando la deposizione del particolato e

limitando le simulazioni alle sole condizioni tipiche teoricamente diurne.

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

14000

16000

18000

0 100 200 300 400 500 600

distanza (m)

conc

entr

azio

ne (

µg/

m³)

C(1)max[senza deposizione]

C(1)max[con deposizione]

C(1)max[senza deposizione, diurno]

C(1)max[con deposizione, diurno]

Figura 2: andamento delle concentrazioni al variare delle distanza dal centro della sorgente. La sorgente ha dimensioni 50 m x 50 m e flusso di massa pari a 9000 g/h. Vengono riportate le serie di valori relativi alle condizioni rurali, con e senza deposizione e considerando solo le condizioni atmosferiche diurne (classi di stabilità A, B, C e D).

Si osserva che l’effetto della deposizione del particolato (relativo al caso rurale ed alla distribuzione

granulometrica adottata) porta ad una riduzione della concentrazione oraria massima stimata che passa dal 5% a 50 m fino

al 27% a 500 m di distanza dal centro. Considerando invece solo condizioni diurne (classi di stabilità A, B, C e D) e la

deposizione secca, si passa a riduzioni che vanno dal 4% a 50 m fino al 15% a 500 m.

I rapporti tra le stime di concentrazione, essendo indipendenti dal flusso di massa, hanno validità generale

(dipendono però dal tipo di sorgente, dalla sua geometria e dalle caratteristiche del particolato) e vengono riportati in

Tabella 6.

Da questi si osserva che se ci si pone a 500 m dalla sorgente, le concentrazioni massime orarie previste dal

modello in condizioni urbane, considerando la deposizione del particolato e le sole condizioni diurne, risultano il 4% di

quelle predette alla stessa distanza in condizioni rurali, senza considerare la deposizione e considerando invece tutte le

condizioni meteorologiche. Lo stesso confronto effettuato però per i valori a 50 m di distanza dal centro della sorgente

indica una riduzione della concentrazione al 44%.



16

Tabella 6: rapporti tra le concentrazioni massime orarie corrispondenti a diverse opzioni ed i valori relativi alla condizione rurale, senza deposizione, al variare della distanza dal centro della sorgente. distanza

(m)

rurale, con

deposizione,

rurale, senza

deposizione,

diurno

rurale, con

deposizione,

diurno

urbano, senza

deposizione

urbano, con

deposizione

urbano, senza

deposizione,

diurno

urbano con

deposizione,

diurno

50 0.95 0.84 0.80 0.69 0.66 0.46 0.44

100 0.91 0.63 0.59 0.41 0.38 0.20 0.19

150 0.87 0.52 0.47 0.29 0.27 0.13 0.12

200 0.84 0.44 0.40 0.23 0.21 0.09 0.09

300 0.80 0.36 0.31 0.17 0.15 0.06 0.06

500 0.73 0.29 0.24 0.13 0.11 0.04 0.04

5.2. Variazione delle concentrazioni massime orarie al variare della forma della sorgente e

delle sue dimensioni.

Non è proponibile ripetere le simulazioni con un’ampia varietà di sorgenti facendone variare la forma e le

dimensioni. In questo caso l’obiettivo più limitato dell’analisi consiste nell’esaminare alcuni casi in modo che dai risultati

ottenuti sia possibile estrapolare dei comportamenti ed andamenti qualitativi delle concentrazioni massime rispetto al caso

standard esaminato; a partire da quanto osservato poter poi applicare queste considerazioni all’impatto atteso da sorgenti

reali che possano presentare caratteristiche simili a quelle esaminate.9

Assumendo una sorgente di forma rettangolare anziché quadrata, ovvero di dimensioni 30 m x 83.33 m in modo

da mantenere la stessa area di emissione di quella standard (2500 m²), si osservano in corrispondenza della direzione

parallela al lato maggiore concentrazioni massime assolute decisamente superiori a quelle del caso standard.

Nel caso della sorgente standard i valori massimi si presentavano nella direzione delle diagonali del quadrato,

direzioni sulle quali davano il loro contributo diretto più punti della sorgente rispetto ad ogni altra possibile direzione; così

nel caso della sorgente rettangolare il maggior numero di punti possibile fornisce un contributo diretto nelle direzioni di

massima estensione della sorgente.

I rapporti tra le concentrazioni massime al variare della distanza sono riportati in Tabella 7.

In questa Tabella sono riportati anche gli analoghi valori relativi però ad una sorgente di forma pressoché

circolare, di diametro pari alla diagonale della sorgente standard e riportati alla stesso flusso di massa complessivo.

9 In Appendice C vengono anche indicati i possibili metodi per utilizzare i risultati qui ottenuti in presenza di più sorgenti.



17

Si osserva in questo caso un decremento delle concentrazioni massime rispetto alla situazione standard.

Nella Tabella sono infine riportati anche i rapporti relativi a due sorgenti quadrate con lato di 30 e 70 m, quindi

rispettivamente meno e più estese della sorgente standard (anche in questo caso le concentrazioni sono riportate alla

stessa emissione complessiva della sorgente standard). Si osserva che i rapporti risultano indicare variazioni di segno

opposto, ovvero la sorgente di dimensioni più ridotte, con emissioni ravvicinate (e anche con emissioni specifiche maggiori)

produce concentrazioni massime più elevate; la sorgente più estesa produce concentrazioni massime minori.

Si osserva infine come con l’aumentare della distanza dalla sorgente i rapporti di tutti i casi esaminati tendano ad

uniformarsi all’unità.

Tabella 7: rapporti tra le concentrazioni massime orarie corrispondenti a diverse forme e dimensioni della sorgente, e le concentrazioni massime relative a quella standard (quadrata, lato=50 m).

distanza (m) Rettangolare

(30 m x 80.33 m)

Circolare

(raggio = 35.36 m)

Quadrata

(lato= 30 m)

Quadrata

(lato= 70 m)

50 1.26 0.66 1.62 0.72

100 1.30 0.74 1.55 0.74

150 1.34 0.79 1.49 0.75

200 1.35 0.82 1.43 0.76

300 1.29 0.86 1.31 0.79

500 1.17 0.93 1.17 0.84

5.3. Variazione delle concentrazioni massime orarie al variare della distribuzione del

particolato e della rugosità superficiale.

Infine in Tabella 8 sono riportati i rapporti tra le concentrazioni massime orarie al variare della distanza dalla

sorgente, ottenute modificando la distribuzione della massa del particolato all’interno delle classi granulometriche. Le

variazioni nella distribuzione della massa indagate si riferiscono all’incremento della componente PM2.5 a scapito di quella

coarse: in un caso la componente PM2.5 passa dal 10% (delle simulazioni standard) al 25%, mentre si riduce la massa

della classe di maggiore dimensione che passa dal 55% al 40%; nel secondo caso la frazione di massa attribuita alla

componente PM2.5 viene ulteriormente incrementata arrivando al 35% del totale e viene corrispondentemente ridotta

quella della classe di maggiore dimensione che scende al 30%; in entrambi i casi le frazioni attribuite alle classi intermedie

si mantengono inalterate.

Le variazioni che si osservano nei valori massimi orari risultano dell’ordine di qualche punto percentuale,

crescendo all’aumentare della distanza dalla sorgente; si arriva ad una variazione del 13% a 500 m per la condizione rurale

e la distribuzione di massa con maggiore componente di PM2.5. Tutte la variazioni ottenute indicano, come atteso, un



18

incremento delle concentrazioni all’aumentare della componente più fine del particolato; infatti aumentando tale

componente diminuisce generalmente la quantità di particolato depositata nell’interazione con il terreno ed aumenta quindi

quella che si mantiene in aria.

Tutte le precedenti simulazioni sono state eseguite adeguando i file meteorologici con le grandezze necessarie

(lunghezza di Monin – Obukhov, velocità di frizione) secondo la procedura precedentemente accennata, ed utilizzando una

rugosità pari a 0.3 m.

Tabella 8: rapporti tra le concentrazioni massime orarie corrispondenti a diverse distribuzioni di massa nelle classi granulometriche, e le concentrazioni massime relative alla distribuzione standard (PM2.5=10%).

distanza (m) Rurale

(PM2.5=25%)

Rurale

(PM2.5=35%)

Urbana

(PM2.5=25%)

Urbana

(PM2.5=35%)

50 1.01 1.02 1.01 1.01

100 1.02 1.03 1.01 1.02

150 1.03 1.05 1.02 1.03

200 1.04 1.06 1.02 1.03

300 1.05 1.09 1.02 1.03

500 1.08 1.13 1.02 1.04

Tutte le simulazioni nelle quali veniva considerato il fenomeno della deposizione sono state ripetute anche con

un file meteorologico ottenuto come i precedenti, ma a partire da una rugosità pari a 0.1 m.

Si osserva quindi che per quanto riguarda la concentrazioni massime orarie alle diverse distanze dalla sorgente

non si rilevano differenze al variare della rugosità tra 0.3 e 0.1 m.



19

6. Simulazioni con dati meteorologici reali

Come già anticipato il confronto tra concentrazioni stimate e valori limite per il PM10 richiede che venga valutato

il 36° valore più elevato delle medie giornaliere all’interno di un anno. Le stime ottenute in precedenza fanno invece

riferimento esclusivamente ai valori massimi giornalieri.

Per indagare sulle relazioni che possono sussistere tra valore massimo e 36° valore più elevato della

concentrazione giornaliera è necessario effettuare simulazioni su dati meteorologici reali.

Per questo motivo sono stati utilizzati alcuni file di dati meteorologici, già disponibili per l’impiego del modello

ISCST3, derivanti dalle misure effettuate nel corso degli anni presso alcune stazioni meteorologiche appartenenti alla rete

di qualità dell’aria della Provincia di Firenze.

L’impiego di questi dati e l’effettuazione delle relative simulazioni permette di comprendere il grado di cautela

che può essere assegnato ad una procedura di valutazione che confronta il valore massimo giornaliero con il limite. Inoltre

l’impiego di dati reali permette di poter analizzare l’intera distribuzione dei dati delle medie giornaliere e di avere riscontri

sulle precedenti stime semplificate. Infine l’impiego dei dati reali e l’analisi dei relativi risultati costituisce un riferimento

importante considerando che i dati impiegati sono proprio quelli che con elevata probabilità sarebbero utilizzati in un

contesto di valutazione dell’impatto in ambito di autorizzazione alle emissioni o di VIA.

Sono stati utilizzati 17 file di dati meteorologici annui, ripartiti come nella seguente Tabella 9. Tutte le simulazioni

sono state effettuate ipotizzando condizioni rurali (anche se alcuni file meteorologici provenivano da una stazione di tipo

urbano).10

Alcuni file erano affetti da numerosi dati mancanti. Per tutti i file annuali con più di 200 dati orari mancanti sono

state eseguite le simulazioni relativamente ai valori massimi, ma non sono state prodotte le distribuzioni dei valori medi

giornalieri. Queste sono state prodotte solo per le simulazioni relative agli 11 file meteorologici con meno di 200 dati orari

mancanti.

Sono state effettuate simulazioni considerando i due valori di rugosità (0.3 e 0.1 m) ed inoltre impostando o

meno il fenomeno della deposizione secca. Infine le simulazioni sono state eseguite anche considerando due condizioni

emissive distinte: l’emissione continua sulle 24 ore per 365 giorni ogni anno, oppure l’emissione giornaliera ma limitata

all’orario 8-17, ovvero soltanto sulle 10 ore di tale intervallo. Quest’ultima situazione, appare quella più realistica

corrispondendo alla conduzione tipica delle attività industriali d’interesse.

Nelle Tabelle riportate in Appendice A, sono presentati i valori massimi delle concentrazioni ottenuti in tutte le

simulazioni effettuate.

Nel seguito la discussione sarà incentrata in particolare sui risultati prodotti dalle simulazioni delle condizioni più

realistiche, ovvero quelle su cui sono state valutate le distribuzioni delle concentrazioni medie giornaliere. Queste 10 È stata effettuata anche una simulazione con condizioni urbane con il file relativo all’anno 1994 ed alla stazione di Firenze – Ximeniano.



20

simulazioni sono state effettuate assumendo condizioni rurali, un rateo di emissione nell’orario 8-17 di ogni giorno e

considerando il fenomeno della deposizione secca.

Tabella 9: Riepilogo dei dati meteorologici utilizzati (in grassetto quelli sui quali è stata valutata la distribuzione delle medie giornaliere)

stazione anno N° di ore con dati mancanti

Empoli – Riottoli (Provincia di Firenze) 1994 88








Firenze – Ximeniano (Provincia di Firenze) 1994 52









Si evidenzia innanzitutto come non sussista coincidenza spaziale tra il recettore cui corrisponde la massima

concentrazione giornaliera e quello cui invece compete il 36° valore più elevato delle concentrazioni medie giornaliere

durante l’anno.

In Tabella 10 sono riportate le concentrazioni massime giornaliere e il 36° valore più elevato di concentrazione

media giornaliera ottenute con le simulazioni, per le distanze di 50 m, 100 m e 150 m dal centro della sorgente.

Nei valori delle concentrazioni si osserva una notevole variabilità, che appare solo in parte legata all’impiego di

dati provenienti da stazioni meteorologiche diverse. Il file di dati meteorologici che produce i valori più alti corrisponde alla

stazione di Firenze-Ximeniano per l’anno 1994.

Il coefficiente di variazione dei valori massimi giornalieri risulta compreso tra 0.12 e 0.15, mentre per il 36° valore

più elevato il coefficiente di variazione sta tra 0.05 e 0.14. In pratica sia il 1° valore che il 36° hanno lo stesso coefficiente di

variazione alla distanza di 150 m, mentre il 36° valore più elevato mostra una minore variabilità, rispetto al massimo, a 50 e

100 m di distanza.



21

Tabella 10: Valori massimi giornalieri (1°) e 36° valore più elevato; simulazioni con sorgente standard (9000 g/h) 50 m 100 m 150 m stazione anno

1° 36° 1° 36° 1° 36°

Empoli – Riottoli 1994 3033 1321 1744 544 1064 284

Empoli – Riottoli 1996 3623 1395 1807 589 913 301

Empoli – Riottoli 2000 3220 1261 1672 540 943 277

Empoli – Riottoli 2001 2637 1299 1523 510 877 250

Firenze – Ximeniano 1994 4607 1493 2363 673 1403 377







Tabella 11: Rapporti tra i valori massimi giornalieri (1°) ed il 36° valore più elevato; simulazioni con sorgente standard 50 m 100 m 150 m stazione anno

Rapporto tra 1° e 36° Rapporto tra 1° e 36° Rapporto tra 1° e 36°

Empoli – Riottoli 1994 2.30 3.21 3.75

Empoli – Riottoli 1996 2.60 3.07 3.03

Empoli – Riottoli 2000 2.55 3.10 3.40

Empoli – Riottoli 2001 2.03 2.99 3.51

Firenze – Ximeniano 1994 3.09 3.51 3.72







Nella Tabella 11 sono riportati i valori dei rapporti tra la massima concentrazione giornaliera ed il 36° valore più

elevato di questa, per le tre distanze dalle sorgente finora considerate.

Si osserva come questo rapporto tenda a crescere con la distanza dalla sorgente: per la distanza di 50 m copre

l’intervallo tra 2.03 e 3.09; per 100 m si ha un intervallo tra 2.72 e 3.51, per 150 m si ha una variazione tra 2.92 e 3.96.



22

Come già fatto in precedenza, questi risultati devono essere completati considerando l’apporto dovuto alle

concentrazioni di fondo dell’area d’interesse. In tal caso, la condizione di compatibilità o rispetto del limite è diretta (con

ovvio significato dei simboli):

( ) ( ) FONDOCCC −<° limite36 2424

Da questa, considerando il flusso di massa utilizzato nelle simulazioni, pari a 9000 g/h, e prendendo in

considerazione il massimo tra i valori del 36° valore più alto ottenuti nelle simulazioni, si possono ricavare le soglie di

emissione riportate nella Tabella 12.

Tabella 12: soglie di emissione (in g/h) per il rispetto del limite di qualità dell’aria per le medie giornaliere (a 50, 100 e 150 m) al variare delle concentrazioni di fondo, considerando le condizioni meteorologiche reali (e la sorgente standard)

FONDOC (µg/m³) Soglie di

emissione 0 5 10 15 20 25

distanza 301 271 241 211 181 151 50 m 669 602 535 468 401 334 100 m

Flusso di

massa

(g/h)

< 1187 1069 950 831 712 594 150 m

Tabella 13: Valori 1° e 36° valore più elevato a 50 m; simulazioni con le diverse sorgenti (9000 g/h) Sorgente quadrata 30x30 Sorgente quadrata 70x70 Sorgente circolare Stazione anno

1° 36° 1° 36° 1° 36°

Empoli – Riottoli 1994 4381 1539 2664 1112 3153 1786

Empoli – Riottoli 1996 4989 1667 2668 1172 2947 1655

Empoli – Riottoli 2000 4378 1492 2672 1109 2466 1776

Empoli – Riottoli 2001 3844 1494 2393 1148 2545 1692








Su questi valori il margine di cautela è estremamente ridotto: niente assicura infatti che condizioni

meteorologiche annue o locali, diverse da quelle utilizzate, non possano portare a valori maggiori della 36° media

giornaliera più elevata.

In Appendice A sono riportati i risultati di un ulteriore approfondimento effettuato per mezzo dei dati



23

meteorologici reali. In sostanza quanto prodotto con le simulazioni relative alla sorgente standard è stato ripetuto

variandone la forma e la dimensione. Le distribuzioni dei valori massimi delle medie giornaliere sono state quindi ricavate

per tutti i file meteorologici disponibili (11 file di dati) con altre tre sorgenti (analoghe a quelle di Tabella 7, quadrata 30x30,

quadrata 70x70 e circolare).

In Appendice A sono anche presentate varie statistiche delle distribuzioni di medie giornaliere ottenute, mentre

in Tabella 13 sono riportati per la distanza di 50 m il 1° ed il 36° valore più elevato, da confrontare con le corrispondenti

colonne di Tabella 10.

Sinteticamente si osserva che, in termini di valori massimi, quelli corrispondenti alla sorgente quadrata più

estesa ed alla sorgente circolare appaiono generalmente equivalenti, mentre quelli relativi alla sorgente quadrata meno

estesa risultano sempre superiori, anche ovviamente rispetto alla sorgente standard (quadrata di dimensione intermedia).

In termini invece del 36° valore più elevato, i dati riferiti alla sorgente circolare risultano tendenzialmente superiori rispetto a

quelli ottenuti con le altre sorgenti.

Si segnala inoltre che anche per queste sorgenti i dati più elevati vengono quasi sempre a determinarsi in

corrispondenza del file di dati meteorologici relativo alla stazione di Firenze-Ximeniano per l’anno 1994.

Tabella 14: 36° valore più elevato di media giornaliera; simulazioni con le diverse sorgenti (9000 g/h) distanza 50 m 100 m 150 m

sorgente ( ) °3624C

Rapporto rispetto

al valore della

sorgente

standard

( ) °3624C

Rapporto rispetto

al valore della

sorgente

standard

( ) °3624C

Rapporto rispetto

al valore della

sorgente standard

Sorgente quadrata 30x30 1850 1.24 800 1.19 436 1.15

Sorgente quadrata 70x70 1368 0.92 601 0.89 341 0.90

Sorgente circolare 1840 1.23 862 1.28 442 1.17

Sorgente standard 1493 1.00 673 1.00 379 1.00

I valori delle soglie di emissione individuati inizialmente con il metodo di screening riferendosi al limite sulle

concentrazioni annue, possono essere confrontati con quelli che potrebbero derivare dai risultati delle medie di lungo

periodo ottenute nelle simulazioni con i dati reali.

Estraendo i valori massimi delle medie di periodo dalle 34 simulazioni annue effettuate con la sorgente standard,

la deposizione, la durata di 10 ore delle attività e le condizioni rurali, si arrivano a definire i valori di soglia presentati nella

successiva Tabella 15 per le distanze di 50, 100 e 150 m, al variare del valore di fondo.

Il confronto tra questi valori di soglia e quelli della Tabella 12 mostra in termini chiari come risulti decisamente

meno restrittivo il valore limite relativo alle medie annue rispetto a quello relativo alle medie giornaliere, anche tenendo in



24

considerazione che quest’ultimo si riferisce al 35° valore più elevato.

Tabella 15: soglie di emissione (in g/h) per il rispetto del limite di qualità dell’aria per le medie annue (a 50, 100 e 150 m) al variare delle concentrazioni di fondo, considerando le condizioni meteorologiche reali (e la sorgente standard)

FONDOC (µg/m³) Soglie di

emissione 0 5 10 15 20

distanza 430 376 322 268 215 50 m 1412 1235 1059 882 706 100 m

Flusso

di massa

(g/h)

< 2590 2266 1942 1619 1295 150 m



25

7. Discussione dei risultati

Nelle sezioni precedenti sono stati proposti alcuni metodi per stimare le concentrazioni di PM10 sul territorio

prodotte da emissioni di tipo diffuso. Inoltre, utilizzando alcuni set di dati meteorologici disponibili, sono state valutate le

possibili ricadute di PM10 ottenibili attraverso l’impiego esteso di un modello di dispersione.

I confronti tra le varie stime e i limiti di legge relativi a questo inquinante, hanno evidenziato come sia il valore

limite di 50 µg/m³ riferito alla trentaseiesima concentrazione media giornaliera più elevata di un intero anno a risultare

maggiormente restrittivo, rispetto al limite di 40 µg/m³ riferito alla media annua delle concentrazioni.

7.1. Soglie di emissione

A partire dalle stime effettuate è stato possibile definire delle soglie di emissione o flussi di massa massimi al di

sotto dei quali è atteso il rispetto dei valori limite di qualità dell’aria, ed al di sopra dei quali vi è invece la possibilità di

superare tali valori limite in qualche punto del territorio.

Le simulazioni effettuate con i dati meteorologici reali permettono di ottenere una valutazione del grado di

cautela contenuto nei diversi approcci e metodi di stima.

Si ritiene necessario a questo punto confrontare e discutere i diversi risultati. Per questo preme iniziare dalle

condizioni più limitanti ovvero dal valore limite per le medie giornaliere.

Si considerino, per fissare le idee, i risultati relativi alle condizioni e simulazioni in ambiente rurale, relative al

recettore più colpito ovvero alla minima distanza dalla sorgente indicata in 50 m, con periodo di emissione pari a 10

ore/giorno. Sia inoltre fissato un valore della concentrazione di fondo pari a 20 µg/m³ e si consideri la sorgente indicata

come standard (di forma quadrata 50 m x 50 m).

Il valore massimo di emissione ammesso dai risultati delle simulazioni modellistiche (Tabella 12) considerando il

36° valore più elevato delle medie giornaliere, risulta pari a 181 g/h.

Le stime effettuate con i diversi metodi semplificati portano invece ai seguenti valori di soglia emissiva:

− 43 g/h (metodo US-EPA screening, con coefficiente intermedio pari a 0.4)

− 41 g/h (metodo di screening alternativo con emissione su 10 ore, Tabella 3)

− 49 g/h (metodo di screening alternativo con condizioni esclusivamente diurne, Tabella 4)

− 59 g/h (riferendo il limite al valore massimo giornaliero delle simulazioni con dati meteo reali)

Pur essendo evidente che niente assicura che la soglia di 181 g/h abbia un significato assoluto, nel senso che

non possano presentarsi condizioni meteorologiche annue tali da determinare concentrazioni superiori a quelle da cui tale

soglia è derivata, si osserva comunque che tra questa e le soglie ottenute con i metodi semplificati sussiste un fattore

superiore a 3. Questo viene quindi a costituire l’ordine di grandezza dei fattori di cautela ottenibili con le precedenti stime



26

(almeno finché non vengano determinati valori alternativi attraverso le distribuzioni delle medie giornaliere).

Occorre però considerare che, come indicato nelle sezioni precedenti, i risultati dipendono dalla forma e

dall’estensione della sorgente, per cui anche il valore di 181 g/h deve essere corretto se si ritiene di inglobare anche gli altri

tipi di sorgente esaminati. Dai risultati (Tabella 14) deriva che un ulteriore fattore di cautela dell’ordine di 1.24 garantisce

sotto questo aspetto per la distanza di 50 m (un fattore dell’ordine di 1.28 garantisce per quelle di 100 m, un fattore 1.17 è

scelto per la distanza di 150 m; per distanze superiori si sceglie un fattore cautelativo pari a 1.30); questo porterebbe ad

indicare un valore inferiore ai 145 g/h come soglia di emissione ammissibile.

Considerando i tipici fattori di emissione presenti in letteratura per questo tipo di attività11 si osserva che un tale

valore risulta difficilmente raggiungibile anche attuando imponenti sistemi di mitigazione.

Ciò significa anche che praticamente tutti gli impianti con questo tipo di lavorazioni risultano potenzialmente

capaci di produrre impatti che in qualche punto del territorio portano al superamento dei valori limite di qualità dell’aria.

Tali considerazioni confermano da un lato la necessità di valutare opportunamente gli effetti dovuti a queste

attività, e dall’altro indicano che queste, dove presenti o dove possano in futuro collocarsi, vanno a costituire un vincolo per

una vasta area del territorio.

Da un punto di vista sostanziale, tenuto conto che i valori limite di qualità dell’aria per il PM10 sono

espressamente definiti a protezione della salute umana, risulta fondamentale che all’interno del territorio soggetto alle

ricadute di questo tipo di emissioni non siano presenti recettori sensibili (ovvero civili abitazioni o luoghi di usuale e

prolungata permanenza della popolazione).

In virtù della notevole variabilità e riduzione delle concentrazioni con l’allontanarsi dalla sorgente, ciò può far

prospettare l’utilizzo dei precedenti risultati anche per definire dei livelli di soglia emissiva variabili con la distanza,

limitatamente ai casi in cui non siano presenti recettori sensibili all’interno delle fasce di territorio più vicine alla sorgente.

In tal caso, in analogia con quanto determinato per la distanza di 50 m, un valore di emissione da non superare

per una distanza dell’ordine dei 100 m risulta pari a circa 312 g/h, mentre per una distanza dell’ordine dei 150 m il valore da

non superare risulta di 608 g/h (dai dati in Tabella 12, ridotti per il fattore 1.17 per la forma e la dimensione della sorgente

di Tabella 14). Alla distanza di 200 m si ottiene con lo stesso metodo un valore soglia dell’ordine degli 830 g/h.

Con il crescere della distanza riducendosi le concentrazioni, crescono in teoria questi valori di soglia. Bisogna

tuttavia ricordare che tutte le aree più vicine, pur essendo per ipotesi evidentemente prive di recettori sensibili o di possibili

recettori sensibili, possono essere soggette a concentrazioni superiori ai limiti di legge per la qualità dell’aria. Ad esempio il

valore di soglia ora definito per la distanza di 150 m dalla sorgente, pari a 608 g/h, nell’ipotesi che non siano presenti

recettori sensibili in questa fascia di territorio risulta sufficiente a garantire il rispetto del valore limite anche relativo alla

media annua in un’ampia parte del territorio, ma non nelle immediate vicinanze della sorgente (si veda la Tabella 15). Ciò

richiede quindi che questo processo di determinazione delle possibili soglie, in assenza di recettori, venga comunque

11 AP-42 US-EPA, http://www.epa.gov/ttn/chief/ap42/index.html in particolare il capitolo 13.



27

concluso ad una certa distanza. La distanza a cui terminare questo processo appare arbitraria in assenza di un criterio

guida. Si osserva comunque che il valore di soglia emissiva individuato per recettori oltre i 200 m di distanza dalla

sorgente (cioè 830 g/h) non garantisce il rispetto del limite annuo di qualità dell’aria nella fascia di distanze inferiore a 100

m dalla sorgente, ovvero su di un’area di territorio già notevolmente estesa (superiore ad un ettaro), e quindi in mancanza

di altri criteri tale valore può anche essere ragionevolmente impiegato per limitare le emissioni per tutte le distanze ancora

maggiori.

Quanto evidenziato e specificato finora è riferito tuttavia alla particolare condizione esaminata, la quale copre

comunque delle condizioni sufficientemente generali (terreno piano, condizioni rurali, attività o emissione limitata a non più

di 10 ore al giorno).

In condizioni urbane le concentrazioni massime diminuiscono rispetto al caso rurale perché sono maggiori le

capacità di dispersione dell’atmosfera; tuttavia occorre considerare che le concentrazioni di fondo sono generalmente più

elevate a causa della concentrazione territoriale delle sorgenti. L’analisi con i dati meteorologici reali impostando condizioni

urbane è stata molto più limitata, riducendosi ad esaminare un singolo caso (anche se relativo ai valori massimi più elevati

ottenuti per il caso rurale; il confronto dei risultati ottenuti nelle due condizioni è esplicitato in Appendice A). Si ricorda

anche che in ambito urbano inoltre è presumibile la presenza di recettori (o possibili recettori) a distanze relativamente

modeste dalla sorgente, per cui difficilmente potranno essere impiegate delle soglie emissive variabili con la distanza. In

ogni caso risulta cruciale la stima di un valore di fondo il quale in teoria potrebbe essere indicato per ciascuna località o

macro area. Attualmente per l’area urbana fiorentina il valore di fondo per il PM10 risulta dell’ordine di almeno 30 µg/m³.

A titolo indicativo per trattare il caso urbano si possono utilizzare i risultati riportati in Appendice A. La

concentrazione relativa al 36° valore più elevato delle medie giornaliere risulta 870 µg/m³; considerando una

concentrazione di fondo pari a 30 µg/m³, il fattore di riduzione da applicare all’emissione standard di 9000 g/h risulta pari a

43.5, e questo produce un valore massimo di emissione pari a 207 g/h per la sorgente standard. Se si applica lo stesso

fattore di correzione per tener conto delle altre possibili forme e dimensioni esaminate (1.24) si ottiene per i 50 m di

distanza dalla sorgente un valore di soglia emissiva dell’ordine dei 166 g/h, quindi non molto più elevato di quello ottenuto

nel caso rurale. Valori più elevati delle soglie di emissione si ottengono invece con l’aumentare della distanza dalla

sorgente, ad esempio per la distanza di 150 m si hanno circa 1304 g/h, un valore più che doppio rispetto a quello del caso

rurale. Ovviamente i risultati dipendono molto dal valore scelto per la concentrazione di fondo.

7.2. PM2.5

Alla luce delle previste future modifiche normative, con l’introduzione di un valore limite in termini di media annua

per la componente più fine del particolato, ovvero il PM2.5, i risultati qui riportati possono essere utilizzati, con i necessari

adeguamenti, anche per determinare soglie di emissione e impatti attesi per quanto riguarda tale inquinante. Al riguardo si

ricorda che le emissioni di PM2.5 risultano per le attività ed emissioni in oggetto solo una frazione (tra circa il 10% ed il



28

40%) di quelle di PM10. Inoltre il futuro limite sarà riferito alla sola media annua e questo comporta una evidente

semplificazione anche per le valutazioni e trattazioni modellistiche; per le stime possono quindi essere anche adattati i

metodi semplificati utilizzati per le medie annue di PM10. Per questo, l’aspetto ancora maggiormente indefinito appare

essere quello della stima delle concentrazioni di fondo.12

7.3. Elementi non considerati

In molte delle attività con emissioni diffuse di polveri viene attuata quale misura di mitigazione quella di

circondare l’area di emissione con barriere fisiche costituite in genere da vegetali o manufatti più o meno porosi o

permeabili alle polveri. Gli effetti di tali barriere attualmente non possono essere efficacemente valutati tramite

l’applicazione dei modelli di dispersione. Infatti la presenza di queste barriere produce una serie di effetti e fenomeni di

difficile simulazione, quali variazioni locali delle grandezze che guidano la dispersione (grandezze che descrivono la

turbolenza atmosferica ma anche quelle anemologiche) e l’interazione diretta del particolato emesso con questi ostacoli.

Per questo le simulazioni su cui questo lavoro si è basato non considerano la presenza di eventuali barriere fisiche ai bordi

dell’area di sorgente. Si segnala che sono disponibili pochi lavori scientifici nei quali viene affrontato questo tema.13

In modo simile rimangono ancora non completamente chiariti e quantificati gli effetti sui processi di deposizione

del particolato prodotti da aree ricoperte da vegetazione.14

Vale la pena di ricordare anche che nelle simulazioni non sono stati considerati gli effetti di deposizione umida,

ovvero la presenza di precipitazioni. Questo è un elemento che tende quindi a rendere conservative le stime prodotte

relative alle concentrazioni medie annue.

7.4. Correzione probabilistica

Quanto finora presentato ha come riferimento principale i risultati ottenuti nelle simulazioni effettuate impiegando

i dati meteorologici reali. In queste si tiene conto del fenomeno della deposizione secca (ma non della deposizione umida)

e si suppone che le emissioni intervengano nel periodo 8-17 (10 ore complessive) di ogni giorno.

I risultati sarebbero quindi ineccepibili per una attività che comporta emissioni su questo periodo giornaliero, per

tutti i giorni dell’anno. Evidentemente possono esistere attività con questo tipo di emissione, ma in genere le attività sono

limitate ad un numero di giorni compreso tra i 200 ed i 300 di ogni anno.

Uno dei metodi di stima semplificata riportato in sezione 4.5, permette di tener conto dell’effettiva durata delle

attività nella stima delle concentrazioni annue. Ciononostante non risulta determinato quanto la limitazione della durata

12 In effetti misure di PM2.5 su periodi temporali sufficientemente estesi sono già presenti per l’area di Firenze, ma si riferiscono esclusivamente a siti urbani, di fondo o da traffico. 13 Uno di questi è ad esempio: “Reduction of particle reentrainment usin porous fence in front of dust samples”, C-H Huang, C-I Lee, C-J Tsai, Journal of Envirnomental Engineering, pag. 1644-1648, december 2005. 14 Si può vedere ad esempio “Reconciling fugitive dust emission inventories with ambient measurements”, R. Countess; www.epa.gov/ttn/chief/conference/ei12/fugdust/countess.pdf e la bibliografia citata.



29

delle emissioni possa incidere in termini di concentrazioni e di rispetto dei limiti di qualità dell’aria, sia sull’intero periodo

annuo che a maggior ragione per quanto riguarda il limite relativo al 36° valore più elevato delle medie giornaliere.

Per valutare questo aspetto una strada consiste nell’andare ad esaminare in dettaglio le caratteristiche

meteorologiche dei giorni corrispondenti ai valori più elevati di concentrazione giornaliera, e da questa analisi dedurre, se

possibile, considerazioni relative alla collocazione stagionale, mensile o alle particolarità di tali giorni. Questo approccio

seppur possibile e senz’altro promettente in termini di conoscenza, ma costoso in termini di tempi di analisi, non garantisce

tuttavia risultati applicabili al contesto d’interesse (dipendendo anche dai dati meteorologici stessi utilizzati nelle

simulazioni).

Un approccio diverso, non informativo, ma completamente generale, è quello legato a considerazioni di natura

probabilistica. Questo approccio è quello sviluppato in dettaglio in Appendice B attraverso due differenti metodi di

valutazione statistico-probabilistica.

Rimandando al contenuto dell’appendice, si può sinteticamente osservare che se si considera una attività di 200

giorni l’anno, la probabilità che in questi si presentino i 36 giorni che danno luogo alle 36 concentrazioni giornaliere più

elevate, risulta estremamente bassa. Conseguentemente assegnare a casi con attività lavorativa di 200 giorni l’anno la

stessa soglia di emissione determinata ipotizzando un’attività su 365 giorni l’anno, risulta una misura fortemente cautelativa

e che può essere ritenuta incongrua.

I metodi di analisi statistico-probabilistica adottati permettono di valutare questo tipo di probabilità e di definire

delle procedure con le quali correggere le soglie di emissione in relazione alla durata delle attività emissive stesse.

Nella successiva Tabella 16 sono riportate le variazioni delle soglie di emissione suggerite al variare della durata

in giorni dell’attività. Il criterio con cui questi valori sono stati determinati mantiene in ogni caso un elevato livello di garanzia

e tutela rispetto alla possibilità di raggiungere il valore limite.

Tabella 16: proposta di soglie assolute di emissione di PM10 al variare del numero di giorni di attività Numero di giorni di attività o emissione all’anno Soglia di emissione di PM10 (g/h)

>300 145

300 ÷ 250 152

250 ÷ 200 158

200 ÷ 150 167

150 ÷ 100 180

<100 208



30

8. Conclusioni

Nelle sezioni precedenti sono state riportate numerose informazioni relativamente all’analisi e valutazione

dell’impatto sull’ambiente prodotto da emissioni di tipo diffuso del particolato e più precisamente del PM10.

Le informazioni sono derivate dall’utilizzo di un modello di dispersione degli inquinanti in atmosfera; tra queste

informazioni assumono particolare rilevanza quelle relative ai risultati che si ottengono utilizzando o meno certe opzioni o

variando certe caratteristiche o impostando o meno certe scelte nelle simulazioni.

Tra i numerosi risultati ottenuti si ricordano in particolare i seguenti:

₋ Sono stati presentati e proposti dei metodi di stima semplificata dell’impatto, comunque fondati su simulazioni

modellistiche, effettuate però con dati meteorologici standard di tipo fittizio, facilmente ricostruibili o che possono

essere forniti a richiesta.

₋ È stato valutato il grado di garanzia o livello di cautela presente in questo tipo di stime semplificate, rispetto ai

risultati ottenibili effettuando simulazioni modellistiche con set di dati meteorologici completi relativi ad aree della

Provincia di Firenze.

₋ Sono stati derivati dei possibili valori di soglia di emissione di PM10 riferiti ai limiti di legge per la qualità dell’aria

per questo inquinante. I valori individuati garantiscono cioè, nei limiti della validità delle applicazioni modellistiche

ed in questo ambito, il rispetto dei limiti relativi alle concentrazioni in aria ambiente. In particolare assume

rilevanza l’analisi fatta relativamente alla stima della distribuzione delle concentrazioni medie giornaliere da

confrontarsi con il limite corrispondente (50 µg/m³).

₋ È stata valutata la variabilità delle concentrazioni stimate e delle relative soglie di emissione, al variare di una serie

di caratteristiche spaziali e temporali della sorgente di emissione. Conseguentemente le soglie di emissione sono

state valutate e corrette alla luce di questi risultati.

₋ Le soglie di emissione proposte sono state adeguate in modo da tenere in considerazione la durata delle attività di

emissione.

₋ Infine sono state proposte delle procedure di valutazione dell’impatto delle emissioni diffuse di particolato che

tengono conto dei valori di soglia individuati (si veda in particolare l'Appendice C). Su questo aspetto non tutte le

situazioni possibili sono state analizzate con lo stesso dettaglio, per cui si ritiene auspicabile effettuare in futuro un

approfondimento ed un miglioramento dei metodi e delle stime qui proposte per alcuni dei casi trattati (emissioni in

ambito urbano, periodo di emissione giornaliero superiore alle 10 ore/giorno).



31

Appendice A

Valori delle concentrazioni ottenuti nelle simulazioni effettuate con dati meteorologici reali.

Nel seguito vengono riportati i risultati ottenuti nelle simulazioni effettuate con i dati meteorologici derivati dalle misure delle

stazioni meteorologiche (Empoli – Riottoli e Firenze – Ximeniano) appartenenti alla Rete di rilevamento della Qualità

dell’Aria della Provincia di Firenze.

Le Tabella A1 – A18 riportano rispettivamente i valori delle concentrazioni medie orarie massime, medie giornaliere

massime e medie annue (o sul periodo), al variare della distanza dei recettori dalla sorgente. Per alcuni anni il numero di

dati validi è piuttosto ridotto per cui i risultati assumono un significato limitato, in particolare quelli relativi alle medie di lungo

periodo. Le concentrazioni sono riferite alla sorgente standard, in condizioni rurali con rateo di emissione pari a 9000 g/h.

Successivamente sono riportate le distribuzioni ordinate (decrescenti) delle medie giornaliere massime calcolate sui

recettori al variare della distanza e della forma e dimensione della sorgente. Le diverse sorgenti utilizzate sono di forma

quadrata con lato di 30 m, 50 m (sorgente definita come “standard”) e 70 m, e di forma circolare con raggio circa 35 m. Per

tutte il flusso di massa complessivo cui si riferiscono i risultati di concentrazione è pari a 9000 g/h.

Assegnata la distanza, per ogni recettore (a tale distanza) le simulazioni producono una distribuzione di valori medi

giornalieri (365 valori) i quali vengono ordinati in senso decrescente. Per ogni rango ovvero posizione nella distribuzione

ordinata (tra 1 corrispondente al massimo e 365 corrispondente al valore minimo), viene individuato il valore di

concentrazione massimo tra tutti i recettori. L’insieme ordinato (decrescente) di tali valori massimi è riportato nei grafici per

ciascuna simulazione relativa ad uno degli anni di dati meteorologici disponibili (nel complesso 11 simulazioni annue per

ciascuna sorgente).

Le Figure A1-A12 mostrano quindi l’andamento decrescente delle diverse distribuzioni per ranghi ottenute per le distanze di

50 m, 100 m e 150 m dalla sorgente (più precisamente dal centro della sorgente).

In Figura A13 è invece riportato il valore massimo di ogni rango relativo a tutte le simulazioni effettuate ed a tutti i tipi idi

sorgente, per le distanze più prossime (50 m, 100 m e 150 m).

Nella Tabella A19 sono riportati alcuni valori delle distribuzioni delle concentrazioni giornaliere: il valore massimo (1° valore

più elevato), il 36° valore più elevato, quello da confrontare con il limite per la qualità dell’aria, ed infine la mediana della

distribuzione (183° valore più elevato). In tabella sono riportati i valori minimi e massimi di questi indicatori ottenuti nelle 11

simulazioni effettuate con dati meteorologici reali, per tutti i tipi di sorgente presi in considerazione.

In Figura A14 sono riportati i valori massimi giornalieri e quelli del 36° valore più elevato della media giornaliera delle

concentrazioni ottenute con il file meteorologico relativo alla stazione Firenze - Ximeniano anno 1994, ipotizzando

condizioni di dispersione rurali e urbane e la sorgente standard. I risultati numerici ed i rapporti tra i valori corrispondenti

alle stesse distanze sono riportati in Tabella A20.



32

Tabella A1: concentrazioni massime orarie (in µg/m³) a 50 m dalla sorgente (sorgente standard con 9000 g/h di flusso di massa, condizioni rurali)

Senza deposizione Deposizione secca stazione

anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione

8-17 emissione 24 ore, z0=0.1

emissione 24 ore, z0=0.3

emissione 8-17, z0=0.1


empoli-riottoli 1994 88 15572 14989 15024 15024 14273 14273 empoli-riottoli 1995 559 15772 15144 15024 15024 13556 14408 empoli-riottoli 1996 102 15714 15154 14970 14970 14451 14451 empoli-riottoli 1997 5762 15616 14197 14883 14883 13556 13556 empoli-riottoli 1998 1445 15714 14956 14970 14970 14242 14242 empoli-riottoli 1999 716 15770 15472 15022 15022 14748 14748 empoli-riottoli 2000 13 15714 15472 14970 14970 14748 14748 empoli-riottoli 2001 94 15772 15558 15024 15024 14829 14829

firenze-ximeniano 1994 52 14675 13990 13990 firenze-ximeniano 1995 1102 15714 14970 14970 firenze-ximeniano 1996 85 15302 14588 14588 firenze-ximeniano 1997 1975 14022 13396 13396 firenze-ximeniano 1998 30 15144 14409 14408 firenze-ximeniano 1999 13 15306 14588 14588 firenze-ximeniano 2000 132 15772 15714 15024 15024 14970 14970 firenze-ximeniano 2001 3 15772 15772 15024 15024 15024 15024 firenze-ximeniano 2002 6 15772 15550 15024 15024 14816 14816

Tabella A2: concentrazioni massime giornaliere (in µg/m³) a 50 m dalla sorgente (sorgente standard, 9000 g/h di flusso di massa, condizioni rurali)


anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione









33

Tabella A3: concentrazioni massime sul periodo (in µg/m³) a 50 m dalla sorgente (sorgente standard con 9000 g/h di flusso di massa, condizioni rurali)


anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione





empoli-riottoli 1994 88 2451 548 2353 2343 530 524 empoli-riottoli 1995 559 2089 474 2009 1999 459 453 empoli-riottoli 1996 102 2392 581 2301 2252 561 551 empoli-riottoli 1997 5762 2466 536 2359 2354 517 508

empoli-riottoli 1998 1445 2223 448 2136 2127 433 428

empoli-riottoli 1999 716 2271 429 2182 2151 483 476 empoli-riottoli 2000 13 2499 539 2401 2389 521 515 empoli-riottoli 2001 94 2425 520 2330 2317 502 497

firenze-ximeniano 1994 52 640 618 614 firenze-ximeniano 1995 1102 638 618 614

firenze-ximeniano 1996 85 587 568 564 firenze-ximeniano 1997 1975 581 563 559

firenze-ximeniano 1998 30 537 520 517 firenze-ximeniano 1999 13 548 530 525 firenze-ximeniano 2000 132 3661 636 3511 3509 615 611 firenze-ximeniano 2001 3 3305 549 3170 3158 531 527 firenze-ximeniano 2002 6 3557 580 3409 3396 561 556



anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione









34

Tabella A5: concentrazioni massime giornaliere (in µg/m³) a 100 m dalla sorgente (sorgente standard con 9000 g/h di flusso di massa, condizioni rurali)


anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione







Tabella A6: concentrazioni massime sul periodo (annue, in µg/m³) a 100 m dalla sorgente (sorgente standard con 9000 g/h di flusso di massa, condizioni rurali)


anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione









35



anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione









anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione









36



anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione









anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione









37



anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione









anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione









38



anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione









anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione









39



anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione









anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione









40



anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione









anno

n° dati

mancanti emissione

24 ore emissione









41

sorgente standard, distanza = 50 m

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

4500

5000

1 13 25 37 49 61 73 85 97 109 121 133 145 157 169 181 193 205 217 229 241 253 265 277 289 301 313 325 337 349 361

rango

conc

entra

zion

e gi

orna

liera

(µg

/m³)

Figura A1: distribuzioni ordinate in senso decrescente delle concentrazioni massime giornaliere sui recettori a distanza 50 m dalla sorgente standard (quadrata 50 m x 50 m), per tutte le simulazioni effettuate.


0

500

1000

1500

2000

2500

1 13 25 37 49 61 73 85 97 109 121 133 145 157 169 181 193 205 217 229 241 253 265 277 289 301 313 325 337 349 361

rango

conc

entr

azio

ne g

iorn

alie

ra (

µg/m

³)




42


0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1 13 25 37 49 61 73 85 97 109 121 133 145 157 169 181 193 205 217 229 241 253 265 277 289 301 313 325 337 349 361

rango

conc

entr

azio

ne g

iorn

alie

ra (

µg/m

³)


sorgente quadrata 70x70, distanza = 50 m

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

1 13 25 37 49 61 73 85 97 109 121 133 145 157 169 181 193 205 217 229 241 253 265 277 289 301 313 325 337 349 361

rango

conc

entr

azio

ne g

iorn

alie

ra (

µg/m

³)

Figura A4: distribuzioni ordinate in senso decrescente delle concentrazioni massime giornaliere sui recettori a distanza 50 m dalla sorgente, quadrata 70 m x 70 m, per tutte le simulazioni effettuate.



43


0

500

1000

1500

2000

2500

1 13 25 37 49 61 73 85 97 109 121 133 145 157 169 181 193 205 217 229 241 253 265 277 289 301 313 325 337 349 361

rango

conc

entr

azio

ne g

iorn

alie

ra (

µg/m

³)



0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1 13 25 37 49 61 73 85 97 109 121 133 145 157 169 181 193 205 217 229 241 253 265 277 289 301 313 325 337 349 361

rango

conc

entr

azio

ne g

iorn

alie

ra (

µg/m

³)




44


0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

1 13 25 37 49 61 73 85 97 109 121 133 145 157 169 181 193 205 217 229 241 253 265 277 289 301 313 325 337 349 361

rango

conc

entr

azio

ne g

iorn

alie

ra (

µg/m

³)



0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

1 13 25 37 49 61 73 85 97 109 121 133 145 157 169 181 193 205 217 229 241 253 265 277 289 301 313 325 337 349 361

rango

conc

entr

azio

ne g

iorn

alie

ra (

µg/m

³)




45


0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

1 13 25 37 49 61 73 85 97 109 121 133 145 157 169 181 193 205 217 229 241 253 265 277 289 301 313 325 337 349 361

rango

conc

entr

azio

ne g

iorn

alie

ra (

µg/m

³)


sorgente circolare, distanza = 50 m

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

1 12 23 34 45 56 67 78 89 100 111 122 133 144 155 166 177 188 199 210 221 232 243 254 265 276 287 298 309 320 331 342 353 364

rango

conc

entr

azio

ne g

iorn

alie

ra (

µg/m

³)

Figura A10: distribuzioni ordinate in senso decrescente delle concentrazioni massime giornaliere sui recettori a distanza 50



46

m dalla sorgente, circolare, per tutte le simulazioni effettuate.


0

500

1000

1500

2000

2500

3000

1 12 23 34 45 56 67 78 89 100 111 122 133 144 155 166 177 188 199 210 221 232 243 254 265 276 287 298 309 320 331 342 353 364

rango

conc

entr

azio

ne g

iorn

alie

ra (

µg/m

³)

Figura A11: distribuzioni ordinate in senso decrescente delle concentrazioni massime giornaliere sui recettori a distanza 100 m dalla sorgente, circolare, per tutte le simulazioni effettuate.


0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1 12 23 34 45 56 67 78 89 100 111 122 133 144 155 166 177 188 199 210 221 232 243 254 265 276 287 298 309 320 331 342 353 364

rango

conc

entr

azio

ne g

iorn

alie

ra (

µg/m

³)



47

Figura A12: distribuzioni ordinate in senso decrescente delle concentrazioni massime giornaliere sui recettori a distanza 150 m dalla sorgente, circolare, per tutte le simulazioni effettuate.

distribuzioni dei valori massimi

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

1 18 35 52 69 86 103 120 137 154 171 188 205 222 239 256 273 290 307 324 341 358

rango

conc

entra

zion

e gi

orna

liera

(µg

/m³)

distanza = 150 m

distanza = 100 m

distanza = 50 m

Figura A13: distribuzioni ordinate in senso decrescente delle concentrazioni massime giornaliere per tutte le simulazioni effettuate a distanza 50 m, 100 m e 150 m e tutti i tipi di sorgente utilizzati (flusso di massa 9000 g/h).

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

4500

5000

0 100 200 300 400 500 600

distanza (m)

conc

entra

zion

e (µ

g/m

³)

rural

urban

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

0 100 200 300 400 500 600

distanza (m)

conc

entra

zion

e (µ

g/m

³)

rural

urban

Figura A14: concentrazioni massime giornaliere (a sinistra) e 36° valore più elevato della media giornaliera (a destra) al variare della distanza dalla sorgente standard (50 m x 50 m, flusso di massa 9000 g/h) e delle condizioni di dispersione (rurali o urbane).



48

Tabella A19: 1° , 36° e 183° valore più elevato ottenuto per le concentrazioni giornaliere (µg/m³) nelle simulazioni per le diverse sorgenti e per le distanze di 50 m, 100 m e 150 m (flusso di massa 9000 g/h). sorgente Distanza dalla sorgente (m)

50 100 150 Standard (quadrata 50 m)

minimo massimo minimo massimo minimo massimo 1° 2637 4607 1523 2363 877 1403

36° 1261 1493 510 673 250 379 183° 360 548 89 166 33 70

50 100 150

Quadrata 70 m di lato minimo massimo minimo massimo minimo massimo

1° 2393 3611 1211 2042 790 1227 36° 1109 1368 468 601 247 341

183° 396 569 99 164 39 74

50 100 150 Quadrata 30 m di lato

minimo massimo minimo massimo minimo massimo 1° 3844 6072 1783 2883 967 1589

36° 1492 1850 517 800 267 436 183° 306 572 72 150 31 67

50 100 150

Circolare 35 m di raggio minimo massimo minimo massimo minimo massimo

1° 2466 3776 1409 2413 952 1353 36° 1578 1840 662 862 350 442

183° 871 983 170 259 59 86 Tabella A20: relazioni tra condizioni rurali e urbane (file meteo Firenze – Ximeniano 1994, sorgente standard)

Distanza (m) Concentrazioni (µg/m³)

condizioni 50 100 150 200 300 500

Rural 4607 2363 1403 901 448 203 Urban 2587 835 407 238 111 42 ( )maxC 24 Urban/rural 0.56 0.35 0.29 0.26 0.25 0.21 Rural 1493 673 377 243 123 48 Urban 870 251 118 68 31 11 ( ) °3624C Urban/rural 0.58 0.37 0.31 0.28 0.25 0.23



49

Appendice B

Variazioni nelle stime in relazione alla durata annua delle attività di emissione. Un approccio statistico-

probabilistico.

In alcune serie di simulazioni effettuate impiegando i dati meteorologici reali, sono state impostate emissioni su

di un periodo giornaliero fissato all’intervallo orario 8-17 (10 ore complessive) e nulle nelle rimanenti ore del giorno. Ciò con

lo scopo di rendere i risultati più realistici ed utilizzabili per i casi più comuni di attività, essendo queste, in genere, limitate

ad un certo periodo e non estese sulle 24 ore. D’altra parte però l’emissione e la stima delle concentrazioni è stata

effettuata sull’intero anno, non prevedendo a priori che le attività possano essere limitate ad un certo numero di giorni

nell’anno. In realtà nelle situazioni più comuni le attività e le conseguenti emissioni hanno anche una durata limitata in

termini di giorni, dell’ordine di 200 – 300 giorni l’anno, e molto più raramente si incontrano attività a ciclo continuo.

Occorre quindi verificare se i risultati ottenuti in queste simulazioni (presi a base per la determinazione delle

soglie di emissione) mantengano o meno validità anche nei casi in cui la durata delle emissioni non corrisponde a 365

giorni/anno. Ed in caso negativo come tali risultati possono essere corretti ed estesi a queste situazioni emissive.

Per affrontare il problema si è impiegato un approccio di tipo statistico-probabilistico non essendo ipotizzabile

una valutazione diretta utilizzando delle simulazioni di dispersione. Infatti, se si considera un campione di m giorni, ad

esempio 250 giorni, questo campione può essere scelto all’interno dei 365 giorni dell’anno (N) in un numero di modi (dove

ciascun campione differisce dagli altri per almeno un elemento) pari a:

( )971065.2

!115!250

!365

250

365

!!

! +×≈=

=

−=

mNm

N

m

N

Ciò rende evidentemente improponibile una analisi dei singoli casi.

Il problema viene affrontato utilizzando due diverse tecniche statistico-probabilistiche, le quali producono risultati

concettualmente non necessariamente coincidenti, ma sufficientemente simili.

B.1 Metodo di ricampionamento

La prima tecnica utilizzata si riferisce al metodo di ricampionamento o bootstrap.15 Nel presente caso questo

consiste nell’effettuare materialmente numerose estrazioni casuali (nb) di campioni di m dati nella popolazione relativa alle

15 In questo caso più che bootstrap si tratta di un vero e proprio campionamento ripetuto: dall’estrazione di una serie numerosa di campionamenti casuali si ricostruisce la distribuzione statistica dei parametri di interesse.



50

365 medie giornaliere massime utilizzata per la determinazione delle soglie di emissione (cioè quella relativa a tutte le

simulazioni effettuate). Su ciascun campione di dimensione m vengono ricalcolati i parametri statistici di interesse (la media

e il 36° valore più elevato nel campione) ottenendo così delle distribuzioni di valori dei campioni da confrontare con quelli

della popolazione. Queste distribuzioni forniscono anche una misura della probabilità di ottenere, con i campioni di

dimensione m, deviazioni rispetto ai valori della popolazione. Nel caso presente i campioni di bootstrap sono stati ottenuti

con estrazioni casuali senza ripetizione (ovvero uno stesso giorno estratto non compare per più di una volta all’interno di

ciascun campione). Il ricampionamento è stato effettuato per le distribuzioni di valori massimi giornalieri relative alle

distanze di 50 m, 100 m e 150 m dalla sorgente, e considerando una dimensione del campione (m) pari a 300, 250, 200,

150, 100 e 50; per ogni situazione analizzata il numero di campioni estratti è stato di 2000.

Nella successiva Figura B1 è riportata la distribuzione di frequenza dei valori medi (delle medie giornaliere

all’interno dei campioni di bootstrap) nel caso relativo alla distanza di 50 m e per campioni di bootstrap di dimensione 250.

d=50 m, m=250, nb=2000

0

0.01

0.02

0.03

0.04

0.05

0.06

0.07

0.08

0.09

1070

1080

1090

1100

1110

1120

1130

1140

1150

1160

1170

1180

1190

1200

1210

1220

1230

1240

1250

1260

1270

1280

concentrazione media del campione (µg/m³)

freq

uenz

a re

lativ

a

Figura B1: distribuzione di frequenza per le medie dei campioni di bootstrap.

I valori delle medie dei campioni variano nell’intervallo tra 1078 µg/m³ e 1270 µg/m³, con un valor medio

esattamente pari a quello della distribuzione della popolazione (1183 µg/m³) ed una deviazione standard pari a 26 µg/m³.

In Tabella B1 sono riportati i valori delle medie delle distribuzioni di bootstrap ottenute al variare della

dimensione del campione estratto, per il caso relativo ai 50 m di distanza dalla sorgente.

Si osserva come al crescere della dimensione del campione (avvicinandosi al valore della popolazione, pari a

365) la media della distribuzione delle medie dei campioni di bootstrap tenda a coincidere con il valore della popolazione e



51

l’incertezza a ridursi, riducendosi la deviazione standard della distribuzione. In ogni caso le deviazioni della media dei

campioni di bootstrap rispetto al valore della popolazione risultano sempre estremamente modeste, anche per campioni di

dimensione molto ridotta (ad esempio m=50).

Risultati analoghi si ottengono per quanto riguarda le distanze di 100 m e 150 m dalla sorgente.

Tabella B1: valori medi delle distribuzioni dei campioni di bootstrap (distanza 50 m dalla sorgente) al variare delle dimensioni del campione (concentrazioni in µg/m³), numero di campioni estratti nb=2000.

Dimensione del

campione (m)

Media minima Media massima media Standard deviation

50 929 1541 1186 95

100 1010 1403 1185 62

150 1018 1344 1182 46

200 1070 1284 1182 34

250 1078 1270 1183 26

300 1123 1229 1183 18

d=50, m=200, nb=2000

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1

1350 1400 1450 1500 1550 1600 1650 1700

concentrazione del 36° valore più elevato nel campi one (µg/m³)

freq

uenz

a cu

mul

ata

Figura B2: distribuzione di frequenza cumulata per il 36° valore più elevato dei campioni di bootstrap.

In Figura B2 è invece riportata la distribuzione di frequenza cumulata ottenuta per i valori relativi alla 36a media

giornaliera più elevata presente all’interno dei campioni di bootstrap, per il caso m=200 e per la distanza di 50 m dalla

sorgente.



52

Si osserva in tal caso che il 36° valore più elevato all’interno dei campioni di bootstrap varia nell’intervallo tra

1350 µg/m³ e 1677 µg/m³, mentre il valore della popolazione risulta essere di 1850 µg/m³. Ciò indica che, diversamente

da quanto evidenziato per i valori medi dei campioni, un campione di 200 giorni estratto tra i 365 giorni dell’anno

difficilmente può portare ad una stima del 36° valore più elevato analoga a quella che si ha sull’intero anno.

Mentre per il valore medio il metodo di ricampionamento indica che anche per campioni di dimensione

relativamente modesta sussiste la possibilità di ottenere un valore analogo a quello della popolazione, nel caso del 36°

valore più elevato questo risulta invece improbabile.

In Tabella B2 sono riportati i valori dei parametri d’interesse relativi al 36° valore più elevato, ottenuti dalle

distribuzioni di bootstrap al variare della dimensione del campione per la distanza di 50 m dalla sorgente.

Tabella B2: parametri d’interesse delle distribuzioni del 36° valore più elevato dei campioni di bootstrap (distanza 50 m dalla sorgente) al variare delle dimensioni del campione (concentrazioni in µg/m³), numero di campioni estratti nb=2000.

Dimensione del

campione (m)

minimo massimo mediana

50 636 1020 788

100 960 1418 1166

150 1187 1567 1387

200 16 1350 1677 1532

250 1502 1769 1623

300 1613 1792 1713

Si osserva come con il crescere della dimensione del campione estratto, crescono i valori minimi e massimi, e la

mediana delle distribuzioni, avvicinandosi così al valore della popolazione (1850 µg/m³). In tutti i casi comunque il valore

relativo alla popolazione risulta superiore al massimo ottenuto nelle distribuzioni dei campioni di bootstrap. Questo indica la

sostanziale impossibilità (a rigore la bassissima probabilità) di ottenere in un campione di m giorni (50, 100, 150, 200, 250

e 300 giorni) un 36° valore più elevato comparabile con quello della popolazione (dei 365 giorni).

Poiché è relativamente a questo valore che si è ritenuto possibile e conveniente proporre dei valori di soglia in

termini di emissione, questa evidenza permette e richiede che tali soglie vengano corrette ed adeguate alla dimensione del

campione dei giorni d’interesse, ovvero alla durata delle attività di emissione.

Per adeguare le soglie occorre scegliere a quale nuovo valore riferirsi (se non è più il 36° valore più elevato della

distribuzione delle concentrazioni massime giornaliere riportate in Appendice A). Un criterio può essere quello di scegliere

16 In questo caso, con un ricampionamento di nb=10000 campioni, l’intervallo di variazione del 36° valore più elevato è risultato compreso tra 1367 e 1677 µg/m³, con un numero di campioni pari a 20000 si è ottenuto un intervallo compreso tra 1348 e 1718 µg/m³.



53

l’estremo superiore degli intervalli riportati in Tabella B2, tenendo comunque conto che tale valore dipende in parte dal

numero di campioni estratti (si veda la nota 2) e dalla casualità e contiene quindi una dose di arbitrarietà.

Con tale scelta allora il valore che sostituisce i 1850 µg/m³ del 36° valore più elevato, per la distanza di 50 m

dalla sorgente e per un campione di dimensione 200, ovvero per una attività con durata di 200 giorni, risulta pari a 1677

µg/m³.

Da questo, considerando ancora un valore di fondo pari a 20 µg/m³, si arriva a determinare un valore di soglia di

emissione di 161 g/h, da confrontare con i 145 g/h della soglia ottenuta per i 365 giorni/anno di attività.

B.2 Metodo della distribuzione ipergeometrica

Supponiamo per fissare le idee di riferirsi ad una attività emissiva che si svolge su 250 giorni l’anno. In termini

elementari possiamo impostare il seguente ragionamento:

Vogliamo sapere con quale probabilità nei 250 giorni di emissione possano ricadere i 36 giorni corrispondenti ai

36 valori più elevati delle concentrazioni medie giornaliere stimate con le simulazioni (relative all’intero anno cioè a 365

giorni).

Per ipotesi assumiamo che ciascun giorno sia equivalente, ovvero abbia la stessa probabilità di rientrare nel

campione dei 250 giorni di attività.

Quando nel campione dei 250 giorni di attività ricadono i 36 giorni con concentrazioni stimate più elevate, le

considerazioni che hanno portato a definire le soglie di emissione mantengono pieno valore. Quando nel campione non

rientrano questi giorni, le soglie non risultano più adeguate e occorrerebbe definirne di altre, in relazione ai giorni con

concentrazioni più elevate contenuti nel campione. Se la probabilità del primo evento (presenza dei 36 giorni con

concentrazioni più elevate nel campione) è significativa, allora le soglie adottate possono essere ritenute adeguate.

In altri termini la probabilità ricercata corrisponde a quella di trovare k (ovvero 36) elementi particolari o successi

in un campione di m (ovvero 250) elementi, estratto da una popolazione di N (365 giorni) elementi, dei quali H (36) sono

successi o gli elementi particolari ricercati, mentre i rimanenti N-H sono insuccessi o elementi non di interesse.

La soluzione di questo problema è data dalla distribuzione ipergeometrica ( )NHmkPIPG ,,, , ovvero:

( )

−−

=

m

N

km

HN

k

H

NHmkPIPG ,,,



54

E nello specifico: ( ) 7101.5

250

365

214

329

36

36

365,36,250,36 −×=

=IPGP

La probabilità di questo caso specifico risulta praticamente nulla, e ciò indica che le soglie ottenute sulla base

del 36° valore più elevato delle concentrazioni risultano non appropriate.

Ci si può quindi chiedere quale sarebbe la soglia massima di emissione per il caso specifico esaminato, tenendo

conto di queste considerazioni probabilistiche.

Per definire questa soglia occorre innanzitutto indicare o riferirsi ad un livello di probabilità ritenuto significativo

(pref). Quindi valutare quale numero di successi (o elementi di interesse) all’interno della popolazione (HT) è tale da portare

la probabilità di avere almeno k (36) successi (o elementi di interesse) nel campione estratto, superiore a quella di

riferimento.

Si tratta in pratica di calcolare qual è il minor valore H (HT) che porta a soddisfare la relazione:

( )( )

∑=

>==mH

krefIPG pNHmkP

,min

36

365,,250,

La somma sull’indice k indica che concorrono a raggiungere la probabilità di riferimento anche tutti i casi nei

quali il numero di successi è superiore a 36 (ma ovviamente non superiore a m ed ad H), ovvero che nel campione estratto

composto da m elementi siano presenti almeno k successi.

Fissata una probabilità di riferimento del 5%, per il caso specifico il valore HT risulta pari a 45; questo significa

che la soglia di emissione va determinata in corrispondenza del 45° rango della distribuzione delle medie giornaliere, cioè il

valore limite di 50 µg/m³ deve essere riferito al 45° valore più elevato delle concentrazioni giornaliere, anziché al 36°.

Considerando la distribuzione dei valori massimi (Appendice A) di tutte le simulazioni effettuate, ad una distanza

di 50 m, al 45° rango corrisponde il valore di 1713 µg/m³; quindi prendendo ancora un valore di fondo pari a 20 µg/m³, il

fattore di riduzione del rateo di emissione risulta 57.1 e la soglia di emissione è ora pari a 158 g/h rispetto ai 145 g/h indicati

in precedenza.

Considerata invece una probabilità di riferimento pari al 50%, il valore HT risulta pari a 52; il 52° rango della

distribuzione dei valori giornalieri massimi (a 50 m) vale 1642 µg/m³, e questo porta ad una soglia di emissione di 164 g/h.

Si osserva quindi che pur variando in modo significativo la probabilità di riferimento, la corrispondente variazione nella

soglia di emissione risulta modesta, almeno per il caso specifico esaminato. Ciò è dovuto in particolare al fatto che la

distribuzione ipergeometrica con i valori dei parametri utilizzati è decisamente stretta, ovvero diventa rapidamente

significativamente diversa da zero in un breve intervallo di valori, e anche, invece, che la distribuzione ordinata dei valori

massimi di concentrazione giornaliera ha una forte pendenza soltanto sui primi ranghi e tende ad avere variazioni sempre

meno rilevanti con il crescere del rango (si veda la Figura A13 in Appendice A, e le Figure B3 e B4).



55

distribuzione ipergeometrica PIPG(k,m=250,H,N=365)

0

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

0.14

0.16

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100

k (numero di successi nel campione)

prob

abili

tà H=36

H=52

H=100

Figura B3: esempi di distribuzione ipergeometrica al variare della dimensione del campione estratto.

distribuzione ipergeometrica PIPG(k=36,m,H,N=365)

0

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

0.14

36 42 48 54 60 66 72 78 84 90 96 102

108

114

120

H (numero di successi nella popolazione)

prob

abili

tà m=150

m=200

m=250

Figura B4: Andamento delle probabilità della distribuzione ipergeometrica al variare del numero di successi nella popolazione.

Quindi scegliendo una probabilità di riferimento superiore si ottiene un valore di rango maggiore, ma la

variazione in termini di soglia di emissione non risulta necessariamente rilevante. La scelta della probabilità di riferimento

(ovviamente arbitraria) costituisce comunque uno strumento con il quale graduare la dose di cautela e di garanzia nella



56

definizione delle soglie di emissione. Nelle Tabelle B3 e B4 vengono riportati e confrontati i valori ottenuti per alcune

distinte scelte della probabilità di riferimento (5% e 50%), al variare della dimensione del campione ovvero del numero di

giorni di attività. In particolare per ogni data dimensione del campione scelta (50, 100, 150, 200, 250, 300 e 350) e

relativamente ai risultati delle simulazioni ottenuti alle distanze di 50 m, 100 m e 150 m, sono presentati i valori di

concentrazione corrispondenti al rango minimo (HT) che porta a raggiungere la probabilità di riferimento, ed inoltre le

corrispondenti soglie di emissione ottenute ipotizzando una concentrazione di fondo pari a 20 µg/m³.

Tabella B3: probabilità di riferimento 50% m HT 50 m 100 m 150 m

Dimensione del campione

Rango minimo

Concentrazione (µg/m³)

Soglia di

emissione

(g/h)


Soglia di

emissione

(g/h)


Soglia di

emissione

(g/h)

50 259 810 333 119 2269 35 7714 100 130 1178 229 430 628 181 1492 150 87 1399 193 498 542 227 1189 200 65 1552 174 644 419 283 954 250 52 1642 164 754 358 364 742 300 44 1718 157 796 339 388 696 350 37 1844 146 852 317 428 631 365 36 1850 146 862 313 442 611

Tabella B4: probabilità di riferimento 5% m HT 50 m 100 m 150 m

Dimensione del campione

Rango minimo


Soglia di

emissione

(g/h)


Soglia di

emissione

(g/h)


Soglia di

emissione

(g/h)

50 221 892 303 193 1399 65 4154 100 107 1300 208 430 628 181 1492 150 72 1502 180 602 449 260 1038 200 55 1613 167 715 378 323 836 250 45 1713 158 778 347 375 720 300 39 1782 152 842 321 407 663 350 36 1850 146 862 313 442 611 365 36 1850 146 862 313 442 611

Ad esempio, se si considera un numero di giorni di attività pari a 100, ed una probabilità di riferimento pari al

50% si ottiene un valore HT pari a 130 (con una probabilità di riferimento del 5% si sarebbe ottenuto 107), cui corrisponde

una concentrazione a 50 m di 1178 µg/m³ (contro i 1300 µg/m³ relativi al 5%) ed una soglia di emissione di 229 g/h

(rispetto ai 208 g/h relativi al 5% della probabilità di riferimento), da confrontare con il valore di 145 g/h relativo ai 365 giorni

di emissione. Si vede quindi che in questo caso la variazione introdotta dalla correzione probabilistica è significativa pur



57

non modificando l’ordine di grandezza delle soglie.

B.3 Correzione probabilistica

Entrambi i metodi adottati indicano che i valori di soglia ottenuti ipotizzando una emissione sull’intero arco

dell’anno possono essere considerati eccessivamente restrittivi quando si considerano emissioni che intervengono su

periodi limitati di giorni durante l’anno. Entrambi i metodi permettono anche di definire, pur con una dose di arbitrarietà

ineliminabile, delle modalità per modificare le soglie di emissione tenendo conto dell’eventuale numero di giorni di attività;

tali correzioni sono basate su considerazioni statistiche e probabilistiche.

Alla luce di quanto sopra esposto si ritiene pertanto percorribile l’ipotesi si utilizzare una correzione

probabilistica, almeno per quei casi di attività la cui emissione copre un periodo molto limitato dell’intero anno.

Si osserva che questa correzione probabilistica non appare necessaria o risulta poco significativa per situazioni,

ovvero numero di giorni di attività o emissione, superiori a 300 giorni in un anno.

I risultati ottenuti e le corrispondenti soglie di emissione alle quali si perviene utilizzando i due metodi e le

modalità suggerite, non risultano necessariamente coincidenti ma senz’altro numericamente molto vicini e praticamente

equivalenti.

Tra le modalità di correzione presentate si fa forse preferire quella ottenuta con l’impiego della distribuzione

ipergeometrica in quanto anche se non completamente definita dal problema (occorre infatti scegliere una probabilità di

riferimento), ha il vantaggio della completa riproducibilità dei risultati; ciò a differenza di quelli ottenibili con la tecnica del

ricampionamento che continuano a contenere una dose di arbitrarietà legata alla casualità della estrazione dei campioni ed

al loro numero.

In questo senso la scelta di una probabilità di riferimento del 5% ovvero l’impiego dei dati presentati in Tabella

B4 per la definizione delle soglie di emissione appare portare ad un ulteriore elemento di garanzia sempre preferibile

nell’ambito di protezione e garanzia dell’ambiente.

Seguendo tali scelte, in Appendice C sono state riportate tali variazioni nelle soglie di emissione in relazione alla

durata delle attività.



58

Appendice C

Ipotesi di procedura di valutazione della compatibilità ambientale delle emissioni di polveri diffuse.

I risultati ottenuti con le simulazioni modellistiche, effettuate con diverse sorgenti e con dati meteorologici specifici

dell’area della Provincia di Firenze, indicano alcuni valori di emissione oltre i quali sussiste la possibilità che

un’applicazione modellistica porti a prevedere il superamento del limite di legge per la qualità dell’aria relativo al PM10.

A causa delle incertezze intrinseche nell’impiego dei modelli di dispersione e di quelle relative ai dati ed alle ipotesi

utilizzate nelle simulazioni, tale risultato non significa automaticamente che in condizioni reali si abbia la certezza

dell’effettivo superamento dei limiti. Significa però che tale possibilità sussiste e che i metodi di valutazione preventiva

dell’impatto indicano il rischio di tale evento. Di fronte ad un tale risultato il principio di cautela richiederebbe quindi di

operare preventivamente per evitarne l’eventualità: ciò significa in sostanza ridurre il livello di pressione limitando

opportunamente le emissioni, sia direttamente che mediante misure di mitigazione.

In relazione alla notevole variabilità ed alla diminuzione delle concentrazioni con l’allontanarsi dalla sorgente,

tenuto conto che i valori limite di qualità dell’aria per il PM10 sono espressamente definiti a protezione della salute umana,

è possibile individuare dei livelli di soglia di emissione variabili con la distanza, limitatamente ai casi in cui non siano

presenti recettori sensibili all’interno delle fasce di territorio più vicine alla sorgente.

I valori di soglia di emissione individuati sono riportati, al variare della distanza, nella Tabella C1. Questi si

riferiscono a condizioni di dispersione rurali, terreno piano e durata delle attività non superiori a 10 ore/giorno (e ad una

concentrazione di fondo pari a 20 µg/m³).

Tabella C1: proposta di soglie assolute di emissione di PM10 al variare della distanza dalla sorgente Intervallo di distanza (m) del recettore dalla sorgente Soglia di emissione di PM10 (g/h)

0 ÷ 50 145

50 ÷ 100 312

100 ÷ 150 608

>150 830

Al crescere della distanza cresce l’entità della soglia di emissione critica, la quale deve comunque essere limitata

poiché, anche se in assenza di recettori, cresce la porzione di territorio che rimane soggetta al possibile superamento dei

limiti di legge per la qualità dell’aria. Per questo motivo nella Tabella C1 è stato assegnato un valore massimo per tutte le

distanze superiori a 150 m dalla sorgente.

Se si utilizzano in emissione i valori riportati in Tabella C1 all’interno di una simulazione con i dati meteorologici

disponibili si ottiene il raggiungimento del valore limite relativo al 36° valore più elevato delle concentrazioni medie



59

giornaliere, pari a 50 µg/m³. Per operare praticamente occorre definire delle situazioni che non comportino questa

eventualità, ovvero condizioni di emissione per le quali si ha la ragionevole certezza che tale evento non si verifichi. Il

criterio qui proposto è quello di impiegare un fattore di cautela pari a 2 per definire tali soglie effettive.

In pratica quando un’emissione risulta essere inferiore alla metà delle soglie presentate in Tabella C1, tale

emissione può essere considerata a priori compatibile con i limiti di legge per la qualità dell’aria (nei limiti di tutte le

assunzioni effettuate che hanno portato a definire tali soglie di emissione).

Quando l’emissione è compresa tra la metà del valore soglia e la soglia, la possibilità del superamento dei limiti è

soprattutto legata alle differenze tra le condizioni reali e quelle adottate per le simulazioni, pertanto in tali situazioni appare

preferibile una valutazione diretta dell’impatto o una valutazione modellistica specifica che dimostri con strumenti e dati

adeguati la compatibilità dell’emissione.

Sulla base di queste assunzioni è allora possibile prefigurare una ipotesi di procedura di valutazione della

compatibilità ambientale delle emissioni di polveri diffuse.

Il metodo di valutazione dipende dalle condizioni in cui avviene l’emissione e dalle sue modalità; senza la pretesa di

definire in modo assoluto ed univoco tali condizioni si possono delineare alcune situazioni nelle quali risultano applicabili o

meno i precedenti risultati. La definizione di queste situazioni non può essere che qualitativa; nei casi di incertezza si ritiene

debba essere utilizzato un criterio conservativo.

Qualora l’emissione abbia caratteristiche che non si discostano in modo rilevante dalle seguenti:

9. Durata delle attività di almeno 300 giorni/anno, per un numero medio di ore al giorno superiore a 6 e non

superiore a 10, svolta in periodo prevalentemente diurno.

10. Tipologia dell’area circostante l’emissione definibile come rurale17.

11. Quando le concentrazioni di fondo possono essere considerate non superiori a 20 µg/m³.

12. In condizioni orografiche definibili di terreno piano18.

13. Quando la maggior parte delle emissioni si svolgono permanentemente all’interno di un’area di forma

sufficientemente regolare e di dimensioni lineari dai 20 ai 100 m.

14. Quando le emissioni risultano non convogliate in specifici dispositivi di emissione e invece distribuite

all’interno dell’area di attività.

In tal caso la valutazione può essere effettuata seguendo quanto indicato nella seguente Tabella C2.

17 Ovvero laddove in un cerchio di raggio di alcuni km intorno alla sorgente, la maggior parte del territorio non è modellata artificialmente o urbanizzata (cioè edificata o soggetta a copertura artificiale). Nei casi di incertezza si considerano le condizioni più cautelative, per cui si considera rurale ai presenti fini la situazione in cui la percentuale di territorio non urbanizzato è almeno del 40%. 18 Ovvero laddove in un cerchio di circa 200-300 m di distanza dalla sorgente il territorio non presenza significative porzioni con quote ampiamente superiori a quelle della zona della sorgente (ovvero un dislivello superiore a qualche decina di metri di quota)



60

Tabella C2: ipotesi di procedura di valutazione per condizioni simili a quelle analizzate Intervallo di distanza (m)

del recettore dalla sorgente




> 145 Non compatibile (*)










(*) fermo restando che in ogni caso è possibile effettuare una valutazione modellistica che produca una quantificazione dell’impatto da confrontare con i valori limite di legge per la qualità dell’aria, e che quindi eventualmente dimostri la compatibilità ambientale dell’emissione.

Rimuovendo l’ipotesi 2 di terreno rurale (quindi riferendosi a condizioni definite come urbane), sostituendo l’ipotesi

3 con una concentrazione di fondo pari a 30 µg/m³ e utilizzando i risultati riportati in Appendice A, si ottengono le soglie

assolute presentate in Tabella C3, dalle quali con il criterio già adottato è possibile dedurre condizioni analoghe a quelle

della Tabella C2. Poiché però l’analisi sulle condizioni urbane è stata molto sommaria, nell’attesa di renderla completa, si

può adottare un criterio cautelativo ed utilizzare anche per il caso urbano le soglie sviluppate per il caso rurale.

Tabella C3: ipotesi di soglie assolute di emissione di PM10 al variare della distanza dalla sorgente per il caso urbano Intervallo di distanza (m) del recettore dalla sorgente Soglia di emissione di PM10 (g/h)

0 ÷ 50 166

50 ÷ 100 560

100 ÷ 150 1304

>150 2030

In ogni caso in cui la rispondenza alle condizioni precedenti non appare chiara è consigliabile che venga dimostrato

e valutato attraverso una specifica applicazione modellistica la compatibilità ambientale di una data attività che comporti



61

l’emissione di polveri diffuse.

Qualora invece si ritenga opportuno modificare il valore relativo alle concentrazioni di fondo (ipotesi 3), le soglie di

emissione possono essere ricalcolate con le procedure già utilizzate.

Qualora la durata delle attività risulti inferiore ai 300 giorni (ipotesi 1), l’analisi effettuata in Appendice B indica che è

possibile sostituire le soglie assolute della Tabella C1 con quelle riportate in Tabella C4.

Tabella C4: proposta di soglie assolute di emissione di PM10 al variare della distanza dalla sorgente e al variare del numero di giorni di emissione (i valori sono espressi in g/h)

Giorni di emissione all’anno Intervallo di

distanza >300 300 ÷ 250 250 ÷ 200 200 ÷ 150 150 ÷ 100 <100

0 ÷ 50 145 152 158 167 180 208

50 ÷ 100 312 321 347 378 449 628

100 ÷ 150 608 663 720 836 1038 1492

>15019 830 908 986 1145 1422 2044

Il caso in cui è la durata dell’attività giornaliera ad essere significativamente diversa da quella qui adottata, ovvero

superiore alle 10 ore/giorno, non è stato analizzato in dettaglio; di fronte ad una tale condizione si può operare

cautelativamente considerando le stime di concentrazione massima oraria e/o giornaliera ottenute nelle simulazioni

impostando una emissione sulle 24 ore del giorno (Appendice A) per determinare un valore di emissione di garanzia

rispetto ai limiti di legge per la qualità dell’aria.

Come segnalato anche la forma e le dimensioni delle sorgenti utilizzate nelle simulazioni modellistiche costituiscono

elementi rilevanti nella determinazione delle soglie: in pratica le valutazioni effettuate sono adeguate per sorgenti che

possono essere ricondotte ad aree con emissioni uniformi aventi dimensioni lineari inferiori ai 100 m.

Quando ci si discosta da tale condizione è preferibile effettuare valutazioni dirette mediante modelli di dispersione.

In alternativa, per trattare situazioni caratterizzate da sorgenti più estese, si può ipotizzare di procedere suddividendo

queste in parti aventi dimensioni coerenti con quanto sopra espresso.

Rimangono allora da definire le modalità con le quali si possono analizzare situazioni emissive composte da più

sorgenti contemporanee.

Tenendo ancora presente che risulta sempre preferibile effettuare valutazioni dirette per mezzo dei modelli di

dispersione, per poter trattare situazioni con più sorgenti occorre in primo luogo porre una condizione di limitazione per

19 Si segnala che i valori relativi alle distanze superiori a 150 m, sono ottenuti utilizzando il rapporto esistente tra i valori di soglia del caso di emissioni con durate superiori a 300 giorni (830/608=1.37). Infatti per le distanze maggiori di 150 m non sono stati analizzati in dettaglio i risultati di tutte le simulazioni.



62

l'impiego dei valori di soglia precedentemente riportati: occorre infatti che le sorgenti non circondino completamente il

recettore, perché in tal caso le valutazioni effettuate non risulterebbero certamente cautelative.

Considerando le situazioni geometriche utilizzate nelle simulazioni si può osservare che la condizione estrema in

termini di copertura dell'orizzonte ovvero di angolo (piano) sotto il quale il recettore vede la sorgente, si ha quando questo è

posto alla minima distanza, cioè sul bordo dell'area sorgente. Considerando che le forme geometriche utilizzate nelle

simulazioni come sorgenti sono sempre figure convesse, ne deriva che l'angolo massimo è pari a 180° (o π in radianti).

Per poter utilizzare i risultati delle simulazioni effettuate e le relative soglie in presenza di più sorgenti appare allora

necessario che l’angolo complessivo sotto cui le sorgenti sono viste dal recettore non risulti superiore a 180° (ovvero π).

Verificata l’esistenza di tale condizione (si veda la Figura C1) in presenza di più sorgenti si può operare come

segue:

Detta Si la i-esima sorgente cui corrisponde una emissione media oraria Ei, ipotizziamo che Si sia posta alla

distanza di da un dato recettore, così che ad essa corrisponderebbe una soglia emissiva ETi. Supponendo siano presenti

n sorgenti, affinché nel complesso siano rispettate le soglie di emissione occorre che sia:

∑=

<n

i Ti

i

E

E

1

1

Nel caso inoltre in cui i tempi delle attività e quindi delle conseguenti emissioni risultino corrispondenti ad un numero

di giorni diversificato per ogni sorgente, le soglie ETi dovranno essere riferite ai periodi di attività, ovvero dovranno essere

scelte nella Tabella opportuna tra quelle precedentemente riportate.

Figura C1: esempio di angoli sotto cui vengono viste le sorgenti da parte di un recettore e condizione richiesta affinché sia utilizzabile la metodologia ipotizzata di verifica delle soglie di emissione in presenza di più sorgenti.



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All.2 - Delibera di Giunta Provinciale n. 213 del 03/11/2009 pubblicata il 06/11/2009. “Documento informatico firmato digitalmente ai sensi del T.U. 445/2000 e del Dlgs 82/2005 e ri-spettive norme collegate, il quale sostituisce il documento cartaceo e la firma autografa; il documen-to informatico e’ memorizzato digitalmente ed e’ rintracciabile sul sito internet http://attionline.provincia.fi.it/”

Deliberazione di Giunta Provinciale N. 213 del …...ARPAT con prot. n. 2008/0057714 del 01/07/2008;...

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