Discarica di rifiuti non pericolosi Rio della Busca – Cesena (FC) · ELABORATO 8 Quadro di...

Discarica di rifiuti non pericolosi

Rio della Busca – Cesena (FC)

Valutazione di Impatto Ambientale

L.R. 9/99 come integrata ai sensi del D. Lgs. 152/06 e s.m.i.

STUDIO DI IMPATTO AMBIENTALE Progetto di ampliamento

ELABORATO 8 Quadro d i r i fer imento ambienta le: SALUTE E BENESSERE DELL ’UOMO –

ANALISI DEL RISCHIO PER LA SALUTE UMANA

Approvato C. Dradi

Controllato M. Bartoli

Redatto S. Bagli

Rev. 00 Data 10/11/2011

Cod. Doc. DS 01 FC VA 00 SI SA 08.00 Pagine 1 di 155

Tecnolog ia e Ingegner ia

DS 01 FC VA 00 SI SA 08.00 Analisi del rischio per la salute umana 00 10/11/2011

Cod. Descrizione Rev. Data 2 di 155

SOMMARIO

A INTRODUZIONE ...........................................................................................................4

A.1 PROCEDURA DI HUMAN HEALTH RISK ASSESSMENT ............................................. 7

A.1.1 Hazard Assessment............................................................................................. 8

A.1.2 Exposure Assessment ......................................................................................... 9

A.1.3 Dose-Response Assessment............................................................................... 9

A.1.4 Risk characterization ........................................................................................... 9

A.2 RBCA: STANDARD ASTM E17935-95 E ASTM PS 104-98.......................................... 10

B ANALISI DI RISCHIO RBCA TIER II – DISCARICA HERAMBI ENTE SPA TESSELLO II........................................ .............................................................................15

B.1 DEFINIZIONE DEL MODELLO CONCETTUALE DEL SITO......................................... 15

B.1.1 Inquadramento territoriale dell’area di interesse ................................................ 18

B.1.2 Caratterizzazione della Sorgente (discarica) di Contaminazione........................ 23 B.1.2.1 Caratteristiche geometriche discarica ........................................................................ 24 B.1.2.2 Tipologia e caratteristiche dei rifiuti .......................................................................... 27 B.1.2.3 Caratterizzazione delle Emissioni (Percolato e Biogas) ............................................. 27 B.1.2.4 Stima Produzione del Percolato -Bilancio Idrologico col software HELP................. 28 B.1.2.5 Stima Emissioni di Biogas in atmosfera...................................................................... 44 B.1.2.6 Identificazione e caratterizzazione dei potenziali Chemical of Concerns (COCs) presenti nel percolato e nel biogas ................................................................................................. 44

B.1.3 Caratterizzazione dei Media Ambientali ............................................................. 54 B.1.3.1 Zona Insatura .............................................................................................................. 54 B.1.3.2 Parametri per la Zona Satura (Acquifero) .................................................................. 65 B.1.3.3 Acque Superficiali ....................................................................................................... 78 B.1.3.4 Atmosfera .................................................................................................................... 88 B.1.3.5 Conclusioni Modello Concettuale MCS ...................................................................... 91

B.1.4 Individuazione dei Potenziali Recettori............................................................... 93

B.1.5 Percorsi di Esposizione ..................................................................................... 95

B.1.6 Caratterizzazione dei Potenziali Recettori.......................................................... 98

B.2 MODELLISTICA DI FATE AND TRANSPORT – STIMA DEI FATTORI DI TRASPORTO (VALUTAZIONE RISCHIO AMBIENTALE/RISCHIO FALDA)............................................... 100

B.2.1.1 Modellizzazzione flusso e trasporto nell’insaturo .....................................................103 B.2.1.2 Modellizzazzione flusso e trasporto nella falda acquifera ........................................ 110

B.3 VALUTAZIONE DELL’ESPOSIZIONE ........................................................................ 123

B.4 VALUTAZIONE DELLA RELAZIONE DOSE-RISPOSTA............................................ 127




C CARATTERIZZAZIONE DEL RISCHIO...................... ..............................................130

C.1 RISCHIO PER LA SALUTE UMANA........................................................................... 130

C.1.1 Rischio Cancerogeno ...................................................................................... 131

C.1.2 Pericolo Tossico .............................................................................................. 132

C.2 RISULTATI ANALISI RISCHIO CANCEROGENO E PERICOLO TOSSICO............... 133

C.2.1 Criteri di calcolo del rischio per più vie di esposizione...................................... 141

C.3 CRITERI DI ACCETTABILITÀ..................................................................................... 145

C.4 RISCHIO DA INALAZIONE PER I LAVORATORI ONSITE......................................... 145

C.5 RISCHIO PER L’AMBIENTE: COMPONENTE AMBIENTALE ACQUIFERO .............. 146

CONCLUSIONI................................................................................................................149

BIBLIOGRAFIA....................................... ........................................................................151




A INTRODUZIONE

Il presente rapporto tecnico contiene le risultanze della Analisi di Rischio per la Salute Umana

(HHRA- Human Health Risk Assessment) di secondo livello (Tier II) condotta per il sito

rappresentato dalla discarica Controllata per Rifiuti non Pericolosi di Herambiente SpA denominata

TESSELLO 2 e localizzata in località Tessello, vallata del rio della Busca, in comune di Cesena in

provincia di Forlì-Cesena.

Tale rapporto è un aggiornamento dell'Analisi di Rischio presentato nel dicembre 2010 in

seguito al progetto di ampliamento della discarica Busca.

Tutte le ipotesi relative al percolato virtuale, ai fenomeni di trasporto ed ai processi di

esposizione risultano invariati.

Gli unici parametri che sono modificati dal progetto di ampliamento sono rappresentati dallo

spessore di abbancamento dei rifiuti e dalla superficie del fondo della discarica che passa da 11,1

ha a 11,7 ha. Il primo non determina la variazione del bilancio idrologico e della stima del battente

di percolato mentre il leggero aumento di superficie non influisce sui rilasci e sulle concentrazioni

attese nei POE e nel POC in quanto la superficie del fondo discarica a contatto con la potenziale

falda acquifera era già sovrastimata e conservativa (rettangolo 370mX300m) nella versione 2010 e

risulta essere rappresentativa nella versione di progetto ampliamento 2011. Pertanto i risultati

dell'AR sono identici a quelli presenti nello studio datato Dicembre 2010.

L’obiettivo dell’analisi di rischio condotta è quello di verificare l’accettabilità del rischio connesso

alla possibilità di ammettere in discarica rifiuti, comunque non pericolosi, per i quali le

concentrazioni di determinati parametri possano risultare superiori ai rispettivi limiti fissati in via

generale per le discariche per rifiuti non pericolosi.

In particolare si intende verificare, attraverso l’analisi di rischio di seguito illustrata, se sia

accettabile l’ipotesi di operare in deroga ai limiti generali ammettendo la possibilità di smaltire rifiuti

che presentano sostanze nell’eluato del test di cessione in concentrazioni superiori ai limiti definiti

per l’ammissibilità in discarica per rifiuti non pericolosi.

In relazione al limite fissato in Tabella 5 “Limiti di concentrazione nell'eluato per l'accettabilità in

discariche per rifiuti non pericolosi” di cui all’art. 6 del DM 03/08/2005 recante “Definizione dei

criteri di ammissibilità dei rifiuti in discarica”, i parametri per i quali si è inteso valutare l’ipotesi di




operare in deroga sono Arsenico, Cadmio, Cromo, Mercurio, Nichel, Rame, Selenio, Zinco,

Piombo, Antimonio, Cianuri, Cloruri, Solfati e DOC (Carbonio Organico Disciolto).

Va tuttavia sottolineato che il DM 03/08/2005 risulta abrogato dall’art. 11 del DM 27/09/2010,

recante “Definizione dei criteri di ammissibilità dei rifiuti in discarica, in sostituzione di quelli

contenuti nel decreto del Ministro dell'ambiente e della tutela del territorio 3 agosto 2005”,

pubblicato in G. U. n. 281 del 1 dicembre 2010.

Il DM 27/09/2010 definisce nuovi criteri di ammissibilità dei rifiuti in discarica, introducendo

sostanziali novità in particolar modo per quanto riguarda le discariche per rifiuti non pericolosi.

Alla luce delle intervenute innovazioni normative, l’elenco dei parametri per i quali si valuta

l’ipotesi di operare in deroga rispetto ai nuovi criteri generali, riportati nella Tabella 5 “Limiti di

concentrazione nell'eluato per l'accettabilità in discariche per rifiuti non pericolosi” di cui all’art. 6

del DM 27/09/2010, risulta essere il seguente: Arsenico, Cadmio, Cromo, Mercurio, Nichel,

Rame, Selenio, Zinco, Piombo, Antimonio, Cloruri, D OC (Carbonio Organico Disciolto).

In merito all’ultimo parametro preme sottolineare come la Tabella 5 dell’art. 6 del DM

27/09/2010 prevede tipologie di rifiuti non pericolosi per le quali non si applica il limite di

concentrazione altrimenti definito (100 mg/l).

La discarica Busca è classificata quale sottocategoria di discarica per rifiuti non pericolosi ai

sensi del comma 1, lettera c), dell’art. 7 del DM 03/08/2005, “discariche per rifiuti misti non

pericolosi con elevato contenuto sia di rifiuti organici o biodegradabili che di rifiuti inorganici, con

recupero di biogas” (sottocategoria rimasta immutata nel DM 27/09/2010).

L’analisi di rischio viene quindi condotta in conformità a quanto disposto dall’art. 7, comma 2),

del DM 27/09/2010 che, in analogia con quanto già previsto dal DM 03/08/2005, prevede appunto

che i criteri di ammissibilità per le sottocategorie di discariche “sono stabiliti, caso per caso,

tenendo conto delle caratteristiche dei rifiuti, della valutazione di rischio con riguardo alle emissioni

della discarica e dell'idoneità del sito e prevedendo deroghe per specifici parametri”.

Si ritiene opportuno fin d’ora sottolineare come la valutazione del rischio sia stata effettuata

tenendo conto di un percolato virtuale definito in relazione alle deroghe richieste ed a valutazioni

circa le concentrazioni di ulteriori sostanze individuate quali Chemicals Of Concerns (COCs) sulla

base dei dati derivanti dal monitoraggio delle caratteristiche del percolato svolto nel corso della

gestione della discarica.




In tal senso il percolato virtuale definito può essere assunto quale marker per il controllo dei

possibili impatti della discarica sulla salute umana e sull’ambiente.

Qualora infatti la valutazione del rischio condotta ne dimostri l’accettabilità per la salute umana

e per l’ambiente, i valori di concentrazione definiti per il percolato virtuale, utilizzati

nell’applicazione del modello e della successiva valutazione del rischio, possono essere assunti

quali limiti con cui confrontare le concentrazioni di sostanze rilevate nell’eluato del test di cessione

dei rifiuti conferiti in discarica o nel percolato stesso: nel caso in cui tali valori limite non siano

superati, il rischio legato al conferimento di rifiuti in deroga ai criteri generali di ammissibilità sarà

quindi da ritenersi accettabile.

Con tali presupposti e sulla base di tali motivazioni, è stata pertanto sviluppata un’analisi di

rischio considerando i composti chimici pericolosi per la salute umana presenti nel percolato e nel

biogas, le cui caratteristiche chimico-fisiche - sia del percolato che del biogas - risultano

pienamente rappresentative delle tipologie di rifiuto per le quali si intende prevedere di operare in

regime di deroga.

L’analisi di rischio di TIER II viene redatta facendo riferimento ai seguenti standard

internazionali:

� D.Lgs 152/2006 e successive modifiche (Parte IV);

� ASTM E1739-95 “Standard Guide for Risk-Based Corrective Action Applied at Petroleum

Release Sites”, comunemente noto come RBCA (Rebecca) ed ampiamente utilizzato

nell’ambito dei siti contaminati di origine industriale con contaminazioni da idrocarburi;

� ASTM PS-104-98 “Standard Provisional Guide for Risk-Based Corrective Action”;

� ISPRA “Criteri metodologici per l’applicazione dell’analisi assoluta di rischio alle discariche”,

Revisione 0, Giugno 2005 (ISPRA 2005);

� ISPRA “Criteri metodologici per l’applicazione dell’analisi assoluta di rischio ai siti

contaminati”, Revisione 1, Agosto 2006 (ISPRA 2006);

� ISPRA “Criteri metodologici per l’applicazione dell’analisi assoluta di rischio ai siti

contaminati”, Revisione 2, Marzo 2008 (ISPRA 2008);

� Banca dati ISS;

� IRIS (Integrated Risk Information System);

� HEAST (Health Effects Assessmant Summary Tables);

� IUS EPA 1999. IRIS (Integrated Risk Information System) database;

� US EPA 1997. HEAST (Health Effects Assessment Summary Tables);




� OMS 1993. Drinking Water Quality Guidelines;

� Total Petroleum Hydrocarbons Criteria Working Group, 1996;

� NCEA (National Center for Environmental Assessment), US EPA;

� Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR), 1999;

� McClure, 1966. Evaluation of a Component-Based Relative Potency Approach to Cancer

Risk Assessment for Exposure to PAHs. Poster Presentated at the Annual Meeting of the

Society of Toxicology, Anaheim, California, March 11, 1996;

� US EPA 1997. TRI (Toxics Release Inventory);

� Californian EPA Office of Environmental Health Hazard Assessment;

� Criteria for Carcinogens 11, 1994;

� Risk Assessment Program – Superfund.

La procedura di Analisi di Rischio per la Salute Umana (HHRA) descritta nel documento

procede nella quantificazione del rischio cancerogeno (Cancer Risk) e del pericolo tossico (Hazard

Quotient) determinato dai potenziali rilasci di percolato dal corpo di discarica.

Si tratta di una analisi di tipo multi-percorso di esposizione (ingestione, inalazione e contatto

dermale) e multi-contaminante per diversi recettori umani che si trovano o si troveranno ad essere

esposti nell’area limitrofa al comparto della discarica in esame.

La quantificazione del rischio secondo la metodologia RBCA Tier II viene condotta utilizzando il

Software RBCA ToolKit Chemical Releases (Licenza GECOsistema srl) sviluppato e

commercializzato da Grounwater Service Inc.

Il software RBCA ToolKit Chemical Releases (v. 2.5) è indicato come uno dei software di

riferimento per l’analisi di rischio di secondo livello dalle linee guida ISPRA citate in precedenza.

La valutazione del rischio ambientale viene condotta a valle degli studi di fate & transport degli

inquinanti nei media ambientali falda attraverso il confronto delle concentrazioni attese dei COCs e

i relativi standard di qualità vigenti.

A.1 PROCEDURA DI HUMAN HEALTH RISK ASSESSMENT

Per analisi del rischio, Risk Assessment, in generale si intende il processo di determinazione

della magnitudo e della probabilità di accadimento degli effetti negativi in seguito ad esposizione

ad attività antropiche od ad eventi naturali.




Nell’ambito specifico della valutazione del rischio per l’ambiente e la salute umana

(Environmental and Human Health Risk Asessment EHHRA), denominato anche come rischio

sanitario, il rischio è definito come la frequenza attesa del manifestarsi di eventi indesiderati che

determinano danni agli ecosistemi ed alla salute umana risultati dall’esposizione a determinate

dosi di agenti chimici, ovvero il rischio é funzione della quantità di sostanza chimica in contatto con

l’individuo esposto.

L’obiettivo della procedura è la stima della probabilità che un evento avverso di data magnitudo

si manifesti sull’uomo, sugli ecosistemi e sull’ambiente ad un fissato livello d’esposizione di una

sostanza chimica.

L’applicazione della procedura di valutazione del rischio per l’ambiente e per la salute umana

(EHHRA Environmental and Human Health Risk Assessment) all’interno dei processi di decision-

making è stata formalizzata per la prima volta negli Stati Uniti attraverso la pubblicazione da parte

del National Academy of Science del documento Risk Assessment in the Federal Governament:

Managing the Process, (NRC, 1983).

In questo rapporto il NRC definisce una metodologia (Risk Assessment Paradigm) strutturata in

quattro step ai fini di valutare quantitativamente i rischi cancerogeni ed i pericoli tossici per le

popolazioni imputabili ai rilasci (sorgenti antropiche e naturali) e alla presenza di composti chimici

cancerogeni e tossici nell’ambiente.

A.1.1 Hazard Assessment

La prima fase della procedura ha i seguenti obiettivi:

� identificazione dei contaminati che potenzialmente possono determinare pericoli per la

salute umana, definiti come Chemicals of Concerns (COCs),

� quantificazione delle concentrazioni dei COCs presenti nelle diverse matrici ambientali,

� descrizione delle forme specifiche di tossicità (neurotossicità, cancerogenicità) dei

composti,

� valutazione delle condizioni sotto cui tali forme possono manifestarsi nelle popolazioni

esposte.

Le principali informazioni necessarie in questa fase sono reperibili da banche dati, da

monitoraggi ed analisi in sito, e da studi epidemiologici e tossicologici.




A.1.2 Exposure Assessment

Riguarda la valutazione quantitativa dell’esposizione (dose) umana alle sostanze tossiche o

cancerogene presenti nell’ambiente. La dose è funzione di una serie di fattori che riguardano l’età,

lo stile di vita, attività, la durata, i percorsi di esposizione, e le caratteristiche delle popolazioni

esposte.

A.1.3 Dose-Response Assessment

Analizza ed interpreta le informazioni disponibili sulle potenzialità dei composti chimici di

causare effetti negativi sulle popolazioni esposte, valutando la relazione esistente tra la probabilità

di avere effetti negativi e i livelli di esposizione quantificati. Gli effetti negativi sulla salute sono

distinti in effetti cancerogeni e tossici.

Si tratta di studiare approfonditamente le condizioni sotto cui le proprietà tossiche di un

composto potrebbero manifestarsi negli organismi, con particolare enfasi alla determinazione della

relazione quantitativa tra la dose e la risposta tossica. Lo sviluppo di tale relazione coinvolge

l’utilizzo di modelli matematici necessari per l’estrapolazione dei dati tossicologici condotti su

animali da laboratorio.

A.1.4 Risk characterization

É la fase in cui sono integrate e analizzate tutte le informazioni degli step precedenti. I dati che

caratterizzano i pericoli sono integrati con le quantificazioni delle esposizioni e le analisi sulle

relazioni esistenti tra dose e probabilità di avere effetti negativi, si ottengono stime quantitative del

rischio cancerogeno e del pericolo tossico per le popolazioni esposte. Ai fini di trasferire i risultati

delle valutazioni del rischio nelle fasi di gestione e decisionali, è necessario includere anche una

completa descrizione e discussione delle ipotesi assunte e delle incertezze degli output.




Chemical RealeasesChemical Realeases

Exposure and EnviroExposure and Enviro-Media -Media ConcentrationsConcentrations

DOSE-DOSE-INTAKEINTAKE

Health-RISKHealth-RISK

ToxicityToxicity

Exposure

Transport

Figura 1 Risk Assessment Paradigm

Nell’ambito dei siti contaminati, si è affermata con successo la metodologia di valutazione del

rischio (Risk- Assessment) con l’obiettivo di quantificare chiaramente quale sia l'effettivo rischio

per le popolazioni esposte, e individuare le azioni di bonifica economicamente e tecnicamente più

efficaci secondo criteri risk-based, con il comune denominatore di proteggere la salute umana.

Numerose sono state le metodologie, le procedure e gli strumenti informatici sviluppati da

diverse figure, sia amministrative che scientifiche, nel corso dell’ultimo decennio, qui di seguito ne

sono descritte alcune.

La procedura di analisi di rischio sanitario ambientale (Human Health Risk Assessment)

applicata ai siti contaminati é stata introdotta negli USA alla fine degli anni ‘80 e successivamente

standardizzata nel 1995.

A.2 RBCA: STANDARD ASTM E17935-95 E ASTM PS 104-98

Tra le diverse procedure di Risk Assessment sviluppate specificatamente per i siti contaminati e

quindi anche per le discariche, nel presente studio si fa riferimento alla nota procedura RBCA

(Rebecca) ormai accettata come standard internazionale.




Lo standard E1739-95 “ Standard Guide for Risk-Based Corrective Action Applied at Petroleum

Release Sites” definito nel 1995 dalla American Society of Testing Materials (ASTM) delinea una

nuova filosofia per il Risk Assessment.

La Risk-Based Corrective Action (RBCA o Rebecca, come è amichevolmente indicata dagli

americani) è un processo di valutazione del rischio potenziale, presente e futuro, per l’uomo e

l’ambiente dovuto a siti contaminati.

La definizione formale di RBCA data dall’EPA é la seguente:

“A streamlined approach in which exposure and risk assessment practices are integrated with

traditional components of the corrective action process to ensure that appropriate and cost-

effective remedies are selected, and that limited resources are properly allocated”.

Gli obiettivi di una RBCA sono:

1. proteggere la salute umana e l’ambiente;

2. consentire una applicazione pratica e economicamente attuabile circa i processi di risk-

based decision-making;

3. garantire processi amministrativi difendibili dal punto di vista tecnico.

L’articolazione in fasi rappresenta lo sviluppo della procedura attraverso il percorso logico che

va dalle indagini per la valutazione del sito alle scelte di gestione del rischio.

Tale percorso può essere suddiviso nelle seguenti fasi:

� definizione del modello concettuale del sito;

� quantificazione della possibile percolazione in falda di inquinanti mediante tecniche di

bilancio idrologico;

� determinazione delle concentrazioni nel punto di esposizione;

� modellazione della percolazione attraverso la zona insatura;

� modellazione della dispersione in falda del contaminante;

� stima dell’esposizione e del rischio sui recettori.




L’analisi di rischio può essere approfondita a vari livelli, secondo un approccio graduale di

valutazione: in particolare, lo Standard ASTM PS 104 (ASTM, 1998), che ha perfezionato il

precedente ASTM E 1739, prevede una procedura, definita con l’acronimo RBCA (Risk-Based

Corrective Action), articolata in tre livelli di analisi di rischio.

Il primo livello consiste essenzialmente nel confrontare la contaminazione del sito con dei

valori di screening (Risk Based Screening Levels RBSL ) riportati stimati sotto ipotesi conservative.

È fondamentalmente finalizzato a determinare eventuali urgenze di intervento, ed in particolare di

messa in sicurezza provvisoria, e si concretizza in una raccolta dei valori di concentrazione già

esistenti sul sito, messi a confronto con i valori di concentrazione limite, individuati in maniera

conservativa come quei valori che non danno luogo a rischi per la salute umana e per l’ambiente.

Sulla base di questa impostazione sono stati determinati i Risk-Based Screening Levels (RBSLs)

dall’ASTM ed i Soil Screening Levels (SSLs) dall’USEPA; un approccio di questo tipo è stato

recentemente sviluppato anche in Italia dall’A.N.P.A. (Agenzia Nazionale per la Protezione

dell’Ambiente), che ha definito i così detti LAG (Limiti di Accettabilità Generici). I LAG sono derivati

nell’ottica di una validità a scala nazionale,in relazione ai diversi usi del territorio, al

comportamento ambientale e tossicologico delle sostanze, alle vie di esposizione più critiche

secondo i principi dell’analisi di rischio. Nel caso non si rilevi alcun superamento delle

concentrazioni limite previste, si può procedere ad un eventuale monitoraggio, ma non sono

richieste specifiche azioni di risanamento. Per contro, nell’eventualità che alcuni valori di

riferimento siano superati, il sito viene definito “inquinato” e si determina l’obbligo di intervento con

un approfondimento della procedura di valutazione del rischio.

In questo livello si ipotizza che il punto di esposizione (Point of Exposure POE) sia localizzato in

corrispondenza della sorgente di contaminazione.

Il secondo livello consiste in un’analisi di rischio con codici analitici semplificati, in cui i dati di

input sono in parte ricavati da indagini specifiche condotte sul sito, mentre per i parametri non noti

si ricorre a dati validati ed aggiornati da banche dati presenti in letteratura, massimizzando la

conservatività dei valori in gioco, in modo da sbilanciare, sempre in favore della tutela

dell’ambiente e della salute umana, qualsiasi elaborazione di calcolo. Oltre all’impiego di dati site-

specific, il livello 2 di analisi di rischio prevede di localizzare il punto di esposizione (o punto di

conformità) al di fuori della sorgente di inquinamento e non immediatamente al di sopra di essa,

come invece previsto nel livello 1.




Le concentrazioni limite derivanti da un analisi di rischio di secondo livello (Site Specific Target

Levels SSTL) saranno evidentemente meno conservative e più vicine alla realtà, grazie all’impiego

di dati propri dello scenario di rischio in esame.

Nella analisi di rischio di secondo livello si ipotizza che il POE sia localizzato in corrispondenza

dell’effettivo o potenziale punto in cui il recettore umano può entrare in contatto con le sostanze

contaminate.

Il terzo livello rappresenta uno stadio più approfondito di analisi di rischio, in cui vengono

utilizzati codici di calcolo più sofisticati (per lo più modelli numerici e probabilistici), la cui

applicabilità è consentita grazie alla disponibilità di dati chimici, fisici e biologici specifici del sito e

sufficienti ad una completa caratterizzazione sperimentale del sistema.

Oltre a definire il rischio conseguente alla presenza di una sorgente di rilascio, nel secondo e

terzo livello possono essere definiti i limiti di accettabilità, ossia la concentrazione massima

tollerabile di ciascun contaminante presente nella sorgente, affinché non venga superato il valore

di rischio ritenuto accettabile. In questo caso detti limiti di accettabilità, definiti all’interno della

procedura RBCA “Site-Specific Target Levels” (SSTLs), a differenza dei limiti di accettabilità definiti

nel primo livello (es. RBSLs), sono specifici del sito in quanto sono calcolati sulla base dei

parametri propri dello scenario di inquinamento in esame. Trattasi in definitiva dei valori di

concentrazione che definiscono gli obiettivi di bonifica di un sito contaminato. É chiaro che ulteriori

approfondimenti non possono essere esclusi e conseguono ad un progressivo miglioramento della

caratterizzazione sperimentale del sito, che può consentire una valutazione del rischio in termini

sempre meno conservativi e maggiormente vicini alla realtà.




Figura 2 Procedura RBCA ASTM

A livello normativo nazionale l’applicazione dell’analisi di rischio alle discariche risulta prevista

dai seguenti testi:

� D.lgs 152/2006 Titolo V in caso di contaminazioni del suolo/sottosuolo con livelli di

concentrazione superiori ai CSC (Concentrazioni Soglia Art.240);

� DM 27/09/2010 (art.10) valutazione del rischio finalizzata a consentire l’innalzamento dei

limiti di accettabilità dei rifiuti in discarica. Si deve verificare che non vi siano rischi per la

salute umana risultanti dalle discariche di rifiuti durante l’intero ciclo di vita della discarica

(art. 1 D.Lgs. 36/2003).

La presente analisi seguirà la metodica ed il grado di dettaglio di II°Livello.




B ANALISI DI RISCHIO RBCA TIER II – DISCARICA HERAM BIENTE SPA TESSELLO II.

In questo paragrafo sono descritte le diverse fasi della procedura di RBCA Tier II per il sito della

discarica Herambiente SpA TESSELLO II redatta prendendo in considerazione le recenti linee

guida ISPRA(2) e ISPRA(1) (ISPRA 2005, ISPRA 2008).

Come evidenziato nel capitolo 2 (pag 25) delle linee guida ISPRA(2) (ISPRA 2005) per l’AR

applicate alle discariche si osserva come tutte le fasi di applicazione dell’Analisi di Rischi che

vengono descritte in seguito debbano prendere in considerazione la variabile tempo in quanto la

sorgente primaria di rischio rappresentata dalla discarica è soggetta nel proprio ciclo di vita a

variazioni (geometriche, tipologia di emissioni, etc.) delle proprie caratteristiche che si riflettono sui

valori del rischio per i recettori.

Tuttavia dovendo in una analisi di rischio di secondo livello procedere nella definizione ed

assegnazione di parametri univoci e costanti per il sito, si procederà nel caso in esame ad una

caratterizzazione dei parametri che rappresentano la situazione maggiormente conservativa per il

ciclo di vita della discarica.

B.1 DEFINIZIONE DEL MODELLO CONCETTUALE DEL SITO

Il primo step di una Analisi di Rischio è rappresentato dalla definizione del modello concettuale.

Il modello concettuale del sito (CSM) non é altro che una rappresentazione semplificata che

descrive in modo chiaro e sintetico la situazione di contaminazione in esame e tutte le

caratteristiche necessarie per la procedura di valutazione del rischio.

In una analisi di rischio di secondo livello occorre procedere nella semplificazione della realtà

mediante la costruzione di un modello concettuale semplificato che permetta di descrivere e

simulare il trasporto dei contaminanti mediante modelli di tipo analitico.

Il CSM comprende quindi la descrizione del sistema:

� discarica (sorgente) –acquifero/atmosfera (trasporto) – recettori (pozzi, residenti):

� le sorgenti di contaminazione: geometria e volumi della discarica;

� l’ubicazione delle potenziali sorgenti di rilascio inquinanti;




� i percorsi di migrazione dei contaminanti (dispersione atmosferica, volatilizzazione,

percolamento, liscivazione, ruscellamento.);

� i soggetti recettori potenzialmente esposti all’azione del contaminante.

È possibile rappresentare graficamente il legame tra i dati necessari per la costruzione del CSM

nel modo seguente:

sorgente (discarica) ⇒ percorso del contaminante (insaturo e acquifero) ⇒ ricettore

(popolazioni che ingeriscono acqua contaminata)

Figura 3 Modello Concettuale (ISPRA 2006)

L’individuazione dei possibili soggetti recettori e delle vie di esposizione deve tener conto

dell’uso attuale del suolo come anche delle future destinazioni, essendo il fenomeno di rilascio di

contaminanti da una sorgente inquinante un fenomeno di tipo dinamico.

Una volta individuati i soggetti recettori e le possibili vie di esposizione, il modello concettuale

richiede di definire tutte le vie (o percorsi) di effettiva migrazione, attraverso la quale gli inquinanti

possono raggiungere i punti di esposizione.




I percorsi di trasporto dei contaminati interessati da uno studio di analisi di rischio possono

essere sintetizzati nei seguenti: acque sotterranee, acque superficiali, aria, suolo e catena

alimentare.

In funzione del particolare contesto ambientale in cui il sito si colloca, non necessariamente tutti

i percorsi risultano di fatto “attivi”. Va osservato che lo scenario acque sotterranee-ingestione di

acqua potabile si presenta, nella maggioranza dei casi, come quello di maggior gravità, soprattutto

allorquando siano presenti rilasci di sostanze inquinanti mobili.

L’esecuzione di una dettagliata valutazione del rischio estesa a tutte le sostanze chimiche

comunque rinvenute su un’area potenzialmente contaminata richiederebbe un processo di

elaborazione dei dati molto oneroso, complicando inutilmente i risultati della valutazione.

Si ritiene pertanto opportuno focalizzare lo studio sui contaminanti indice, ovvero su un gruppo

di sostanze che si stima possano essere ritenute le responsabili dell’impatto totale della sorgente

inquinante, in termini di rischio tossico e cancerogeno.

La scelta dei contaminanti indice del sito costituisce uno degli aspetti fondamentali di una

metodica di valutazione del rischio, soprattutto quando la situazione di degrado nasce dalla

contemporanea presenza di più specie chimiche.

Generalmente la scelta tiene conto dei seguenti fattori:

� superamento della concentrazione limite accettabile definita dalla normativa vigente in una o

più delle matrici interessate del fenomeno di inquinamento;

� superamento dei valori di fondo naturali;

� presenza, in una o più delle matrici ambientali, di sostanze direttamente collegabili

� all’attività svolta sul sito;

� livello di tossicità;

� grado di mobilità e persistenza.

La costruzione del modello concettuale richiede la raccolta e l’analisi di tutti i dati e gli studi

disponibili per la discarica e nel caso siano necessarie la programmazione di piani di monitoraggio

ed investigazione specifici.

Nel caso della discarica in esame si sono reperite le seguenti fonti:




� Studi e relazioni allegati alla Autorizzazione Ambientale Integrata ex D.Lgs. 59/2005 e L.R.

21/2004 relativa all’impianto di Discarica in Località Tessello, Vallata Rio della Busca in

comune di Cesena (Anno 2006);

� Studi e relazioni predisposti in seno alla procedura di VIA per il progetto di completamento

della discarica (conclusasi positivamente con DGP Provincia di Forlì-Cesena n. 263/43376

del 10/06/2003).

IPOTESI CONSERVATIVA

Il modello concettuale MCS che verrà sviluppato per la discarica Herambiente Tessello 2

fa riferimento alle condizioni maggiormente conserv ative determinate dalla geometria della

discarica e dalle caratteristiche delle emissioni ( percolato e biogas).

Per quanto concerne la geometria e volume della dis carica si prende in esame la

condizione di massimo sfruttamento del sito mentre per le caratteristiche chimiche delle

emissioni si ipotizza che lo stato di coltivazione attuale della discarica determini emissioni

di percolato e biogas con concentrazioni che sono d a ritenersi altamente conservative

rispetto all’intero ciclo di vita dell’impianto.

Sebbene si proceda in valutazioni modellistiche di dettaglio in grado di prevedere l’andamento

delle concentrazioni nel tempo nei media ambientali interessati (aria, suolo, falda) si procede,

conformemente ai criteri ISPRA, nella stima dei parametri in ingresso alla procedura di AR

utilizzando un unico valore, così come richiesto dalle analisi di TIER II, corrispondente al valore

massimo o minimo che rende l’analisi di rischio maggiormente conservativo, ad es. valori massimi

di concentrazione contaminanti o valori minimi delle velocità di biodegradazione. In questo modo

l’analisi di rischio risulta essere maggiormente conservativa rispetto all’ipotesi di utilizzo delle

metodologie probabilistiche descritte in Appendice H dalla linea guida ISPRA (ISPRA 2008).

B.1.1 Inquadramento territoriale dell’area di inter esse

Il sito rappresentato dalla discarica Herambiente SpA TESSELLO 2 oggetto dello studio di AR è

localizzato nella zona alta della vallata del Rio della Busca nella vallecola calanchiva denominata

Tessello 2.

Si tratta di una modesta vallecola che si sviluppa tra i 150 e 260 metri s.l.m., avente direzione

media est-ovest. La vallecola è incisa nelle marne argillose del Messiniano, difatti i versanti

presentano questo materiale praticamente in affioramento.




Il sito destinato a discarica è completamente disabitato, l’utilizzazione del suolo nell’intera area

circostante è il pascolo, il seminativo semplice e il bosco, nelle aree circostanti sono presenti alcuni

allevamenti avicoli e suinicoli, ubicati rispettivamente lungo la strada provinciale Piani ed in

prossimità della vicinale Pianazze.

Nella vallecola gravita esclusivamente l’acqua meteorica che cade sul sito, inoltre non esistono

nel rio della Busca pozzi di uso pubblico o privato, né altri punti di prelievo per acque destinate

all’uso idropotabile.

La viabilità di accesso alla discarica si sviluppa partendo dallo svincolo di S. Carlo della la E45

lungo le strade comunali via San Mamante e via Rio della Busca fino alla viabilità di accesso alla

discarica.

Si riporta nella Figura 4 la localizzazione della discarica rispetto agli abitati di San Carlo e

Formignano.

Figura 4 Localizzazione sito della discarica Herambiente TESSELLO 2

La capacità complessiva autorizzata della discarica di Tessello è pari a 1.158.500 mc, il

presente progetto di ampliamento prevede un incremento di volumetria fino ad un volume

complessivo di 1.500.000 mc, con un incremento netto della volumetria utile pari a 342.000 mc.




Figura 5 Sezione Tipo discarica TESSELLO 2

La previsione di utilizzo della discarica, fino alla chiusura, deve necessariamente portare in

conto l’utilizzo dei volumi in termini di potenzialità reale, quantificando l’impiego dell’impianto nel

tempo in funzione delle quantità che saranno smaltite, calcolate tenendo conto dell’indice di utilizzo

finale.

Partendo dalle quantità di rifiuto già smaltite e dai programmi di smaltimento indicati da

Herambiente S.p.A, si espone di seguito la previsione di utilizzo in termini temporali.

Anno Previsione ton/anno da smaltire Previsione ton abbancate

2012 120.000 120.000

2013 120.000 240.000

2014 120.000 360.000

2015 80.000 440.000

Tabella 1 Piano di conferimento discarica Herambiente TESSELLO 2





Ai fini della procedura di Analisi di Rischio si ip otizza la sorgente discarica TESSELLO 2

caratterizzata da una estensione geometrica (superf icie e volume) corrispondente alla

condizione completamente esaurita (Scenario 2015) e da emissioni (biogas e percolato)

caratterizzate da parametri chimico-fisici scelti t ra i più conservativi sulla base delle

seguenti fonti:

� Analisi chimico-fisiche del percolato per il period o 1997 – 2010;

� Analisi chimico fisiche del biogas anno 2006;

� Valori di concentrazione per i contaminanti present i nel percolato pari alle deroghe

richieste;

� Valori di concentrazione di cui alla Tabella 5 del DM 27/09/2010 per i contaminanti

presenti nel percolato per i quali si non si richie dono deroghe e qualora superiori ai

valori desunti dalle analisi chimico-fisiche.

Secondo l’ipotesi descritta la sorgente primaria di rischio (discarica) risulta sicuramente

caratterizzata in modo conservativo per i parametri geometrici, mentre per quanto riguarda

l’entità delle emissioni, in particolare i valori d elle concentrazioni dei contaminanti nel

percolato, questi sono rappresentativi di un PERCOL ATO VIRTUALE determinato in modo

tale da presentare concentrazioni che possono esser e assunte quale limite

ragionevolmente non superabile nel percolato reale.

Per completare l’inquadramento territoriale si riporta la carta dell’uso del suolo




Figura 6 Carta uso reale del suolo

L'idrografia superficiale del territorio in esame, il cui pattern è evidente nella carta idrologica in

scala 1:5.000 (Figura 6), è strettamente legata al regime delle precipitazioni. Data la scarsa

permeabilità della quasi totalità dei terreni affioranti, nella zona non sussistono acquiferi sotterranei

in grado di alimentare sorgenti permanenti o temporanee significative. Ne consegue il carattere

torrentizio del rio della Busca, il cui il deflusso praticamente si annulla alla fine dei periodi

estivi, malgrado venga alimentato dal drenaggio del la falda freatica presente entro gli

accumuli di "rosticcio", solcati nella parte alta d el bacino, e nei modesti sedimenti

alluvionali terrazzati o di fondovalle presenti.




Figura 7 Carta idrografica

B.1.2 Caratterizzazione della Sorgente (discarica) di Contaminazione

Nell’ambito dell’analisi di rischio occorre distinguere tra sorgente primaria, ovvero l’elemento

che determina il rilascio (discarica, serbatoio), e la sorgente secondaria ovvero il comparto

ambientale oggetto della contaminazione (insaturo, saturo, aria, etc.).

In accordo con gli standard internazionali l’analisi di rischio va applicata caratterizzando

esclusivamente la sorgente secondaria pertanto tutti i parametri della sorgente si riferiscono al

comparto ambientale soggetto alla contaminazione.

Tuttavia nel caso specifico delle discariche occorre per potere caratterizzare i parametri dei

media ambientali interessati, in questo caso suolo profondo e falda acquifera, occorre disporre di

dettagliate informazioni circa la sorgente primaria ovvero la discarica.

Per una caratterizzazione dettagliata della discarica Herambiente TESSELLO 2 si rimanda ai

documenti consegnati in seno alle procedure di VIA (per il progetto di completamento della

discarica) e di Domanda di AIA (rilasciata con DGP Provincia di Forlì-Cesena n. 506/93103 del

19/12/2006) già in possesso delle autorità competenti in materia dove di riportano i seguenti

elementi fondamentali:

� Storia della discarica;




� Tipologie e caratteristiche dei rifiuti;

� Caratteristiche costruttive degli impianti e dei sistemi tecnologici.

Di seguito si procede invece nella caratterizzazione degli elementi fondamentali per l’AR che

riguardano la sorgente discarica.

L’analisi di rischio di secondo livello per la disc arica in esame viene condotta

ipotizzando come sorgenti secondarie il rilascio di percolato nel sottosuolo e l’emissione di

biogas in atmosfera prodotto dalla sorgente primari a discarica.

Nella Figura 8 si riporta la schematizzazione del MCS relativo alla presenza di una sorgente di

contaminazione nel suolo profondo.

Figura 8 Modello Concettuale MCS

Tutti gli elementi geometrici e fisici del modello concettuale verranno di seguito discussi.

B.1.2.1 Caratteristiche geometriche discarica

La caratterizzazione geometrica e dei volumi é di fondamentale importanza per le analisi

successive relative al bilancio idrologico della discarica e alla modellizzazione della dispersione

degli inquinanti nell’acquifero.

La discarica TESSELLO 2 viene caratterizzata nella condizione maggiormente conservativa

ipotizzando lo scenario di conferimento dell’anno 2015, dove si prevede l’esaurimento volumetrico

del sito. Per una descrizione dettagliata della geometria della discarica si rimanda alle tavole di

progetto, sezione longitudinale e trasversale.




Il leggero aumento della lunghezza del fondo della discarica previsto dal progetto di

ampliamento (da 370 m a 390 m) non determina un aumento della superficie della potenziale

sorgente di rilascio a contatto con la potenziale falda acquifera. Infatti l'ampliamento del fondo

discarica interessa la parte più a monte dove non è presente la falda acquifera.

La superficie di potenziale rilascio considerata nella versione 2010 prevedeva una sorgente

rettangolare che risultava molto conservativa rispetto alle reali condizioni dove si presuppone la

presenza di una falda esclusivamente al piede della discarica.

La superficie del fondo della discarica viene descritta utilizzando le medesime ipotesi del 2010

mediante un rettangolo con le dimensioni dei lati corrispondenti alla massima lunghezza (370 m)

ed alla massima larghezza (300m).

Figura 9 Planimetria fondo discarica




Figura 10 Sezione Longitudinale

Figura 11 Sezione trasversale


La sorgente primaria discarica nelle condizioni di ampliamento viene semplificata

mediante un rettangolo di estensione 370X300 m con superficie pari a 11,1.

La discarica costituisce la sorgente primaria di emissione e rilascio dei contaminanti

nell’ambiente, la sua estensione superficiale e volumetrica è utile per la stima quantitativa dei

rilasci (sorgenti secondarie) di percolato e biogas.




B.1.2.2 Tipologia e caratteristiche dei rifiuti

La discarica per rifiuti non pericolosi TESSELLO 2 viene esercita in virtù dell’Autorizzazione

Integrata Ambientale rilasciata dalla Provincia di Forlì-Cesena con Delibera prot.n. 93103/06 del

19/12/2006 e s.m.i..

Il presente progetto prevede di portare la coltivazione di una discarica per rifiuti non pericolosi

ad un volume complessivo utile di 1.500.000 mc.

I rifiuti conferibili sono rifiuti urbani e speciali non pericolosi individuati da specifici Codici C.E.R.

appartenenti ai Capitoli 02, 03, 04, 07, 08, 09, 10, 12, 15, 16, 17, 18, 19 e 20.

Sono inoltre ammessi, per operazioni di copertura giornaliera dei rifiuti (operazione di recupero),

compost fuori specifica (190503) e residui della pulizia stradale (200303), per un quantitativo

massimo del 20% rispetto ai rifiuti urbani conferiti annualmente.

Per determinati rifiuti, individuati sia tramite il C.E.R. che per provenienza, è ammesso il

conferimento in discarica senza preventiva caratterizzazione analitica o con modalità di

caratterizzazione ridotte rispetto a quelle generalmente previste. Tali rifiuti sono i rifiuti inerti di cui

alla Tabella 1 del DM 03/08/2005, fanghi biologici, residui di sgrigliatura primaria e rifiuti da

dissabbiatura provenienti dal ciclo di depurazione delle acque reflue urbane svolto in impianti Hera

ed il sovvallo (191212) proveniente dall’impianto di selezione sito presso l’inceneritore di Forlì.

Con Delibera prot. 49085/07 del 22/05/2007 la Provincia di Forlì-Cesena ha modificato

l’Autorizzazione Integrata Ambientale concedendo deroghe ai parametri di cui alla tabella 5, art. 6,

del DM 03/08/2005.

In particolare sono state concesse deroghe per i parametri Cloruri (4.500 mg/l), Solfati (6.000

mg/l) e DOC (240 mg/l) per determinate tipologie di rifiuti tra quelli autorizzati.

B.1.2.3 Caratterizzazione delle Emissioni (Percolato e Biogas)

Come noto le principali emissioni della sorgente discarica sono il percolato ed il biogas, che

sono definiti come sorgenti secondarie in quanto sono potenzialmente presenti in essi sostanze

chimiche con effetti tossici e cancerogeni per l’uomo e l’ambiente.

La determinazione delle quantità e caratteristiche chimico fisiche del percolato e del biogas

prodotti dal corpo della discarica viene affrontato analizzando in dettaglio i numerosi dati a

disposizione provenienti dai monitoraggi ed analisi condotte periodicamente dal gestore sul sito

della discarica.




B.1.2.4 Stima Produzione del Percolato -Bilancio Idrologico col software HELP

Le linee guida ISPRA indicano per la stima delle portate di percolato in uscita dalla discarica

una metodologia basata sul bilancio idrologico secondo l’equazione 4.15 (pag 79)

Lprod = Ief + ∆Ur + ∆URSU – Lf – vap - b

Dove:

� Lprod è la quantità di percolato prodotto all’interno della discarica;

� Ief è l’infiltrazione efficace che entra nella discarica;

� ∆Ur è la variazione del contenuto di umidità dei ricoprimenti intermedi presenti tra i rifiuti

abbancati;

� ∆URSU è la variazione del contenuto di umidità dei rifiuti;

� Lf è la quantità di percolato che fuoriesce dal fondo della discarica;

� vap rappresenta le perdite di umidità dei rifiuti sotto forma di vapore;

� b è il consumo di acqua dovuto ai processi biologici di trasformazione della materia

organica presente nel rifiuto.

Simulare il bilancio idrologico del corpo di una discarica controllata è però operazione quanto

mai complessa a causa dell’incertezza esistente su quasi tutte le componenti di tale bilancio.

In particolare, è estremamente difficile caratterizzare le proprietà idrologiche del corpo

discarica, come ad es. la porosità e la conducibilità idraulica in condizioni di parziale saturazione.

In letteratura sono disponibili vari esempi di approccio al bilancio idrologico di una discarica; ad

oggi uno fra i più diffusi e condivisi, nonché completi nel considerare i diversi aspetti del ciclo

dell’acqua attorno alla discarica, è implementato nel software HELP 3.07 (Hydrologic Evaluation of

Landfill Performance, Schroeder et al., 1994a, b)1.

1 Schroeder, P. R., Dozier, T.S., Zappi, P. A., McEnroe, B. M., Sjostrom, J.W., and Peyton, R. L. (1994). "The hydrologic Evaluation of Landfill Performance (HELP) Model: Engineering Documentation for Version 3," EPA/600/R-94/168b, September 1994, U.S. Environmental Protection Agency Office of Research and Development, Washington, DC., 1994a Schroeder, P. R., Aziz, N. M., Lloyd, C. M. and Zappi, P. A. (1994). "The Hydrologic Evaluation of Landfill performance (HELP) Model: User’s Guide for Version 3," EPA/600/R-94/168a, September 1994, U.S.Environmental Protection Agency Office of Research and Development, Washington, DC., 1994b




Questo modello svolge un bilancio idrologico del corpo discarica a passo giornaliero,

considerando virtualmente tutti i fenomeni di rilievo ai fini della formazione del percolato, e cioè:

� precipitazione (piogga e neve)

� evapotraspirazione (valutata con la formula di Penman), tenendo conto del ciclo vegetativo

della copertura della discarica

� runoff (valutato con il metodo del SCS Curve Number, corretto con accorgimenti che

tengono conto della pendenza della superficie della discarica e della distanza fra i collettori

delle acque meteoriche)

� infiltrazione tanto in campo saturo, quanto a saturazione variabile descrivendo il

comportamento idrologico delle diverse componenti della discarica mediante le curve

tensiometriche di Brooks-Corey e la curva di conducibilità idraulica relativa di Campbell)

� drenaggio laterale del percolato negli strati appositamente progettati a tale scopo

� formazione di un battente idraulico sopra gli strati poco permeabili di suolo e sui manti

artificiali (geomembrane)

� diffusione in fase vapore e percolazione attraverso difetti dei manti artificiali dovuti alla posa

e a imperfezioni di fabbrica.

La quantità di infiltrato verso la falda è valutata nelle ipotesi di lavoro del modello riguardo ai

meccanismi di superamento delle barriere di fondo (rotture e diffusione in fase vapore), che

verranno descritte in maggiore dettaglio nel seguito a proposito delle valutazioni speditive del

percolato condotte.

I dettagli inerenti gli algoritmi impiegati, i dati di default e le limitazioni e opportunità di impiego

del modello possono essere reperiti nella documentazione tecnica citata.

l modello è stato ampiamente testato ed è considerato uno standard di riferimento negli USA.

Per utilizzarlo è necessario specificare le grandezze inerenti la meteorologia, idrologia,

caratteristiche del ciclo vegetativo, e caratteristiche stratigrafico/strutturali della discarica. Una

significativa limitazione del modello è quella di riferirsi a una condizione stazionaria della struttura

della discarica, che lo rende particolarmente adatto per la gestione post-operativa ma non per

quella operativa di tali impianti.




L’utilità di un modello come HELP è soprattutto nella simulazione del comportamento idrologico

della discarica nel lungo periodo, alcuni anni o decine di anni, in cui si manifestano o possono

manifestarsi fenomeni di saturazione e formazione di battenti persistenti sugli strati impermeabili, e

la creazione di condizioni tali per cui siano plausibili i meccanismi, peraltro corrispondenti a ipotesi

cautelative, di efflusso di percolato attraverso gli strati impermeabili e i manti artificiali che il

modello considera.

L’output del modello è costituito dalle diverse voci del bilancio idrologico, ovvero dai flussi ed

accumuli nei diversi strati della discarica, riferiti ai diversi passi temporali che l’utente decide di

simulare.

Al livello al quale il modello viene utilizzato nella presente applicazione, che corrisponde al

planning level descritto in Schroeder et al., 1994b, non è importante la caratterizzazione di

dettaglio dei materiali di discarica, che peraltro richiederebbe costose e lunghe valutazioni sul

campo, quanto la produzione di scenari rappresentativi.

L’interesse è cioè nel calcolare condizioni cautelative, ma plausibili in base alle ipotesi di lavoro

del modello HELP, di formazione del percolato nel corpo discarica e di conseguenza di possibile

loading di inquinanti alla falda.

Pertanto, il modo che si è ritenuto più appropriato per utilizzarlo è quello di produrre una

simulazione su un orizzonte temporale molto lungo (100 anni).

Dati meteoclimatici

Per quanto riguarda i dati meteoclimatici relativi al sito in esame, non è stato possibile reperire

serie storiche che consentissero valutazioni riferita ad un orizzonte temporale quale quello della

simulazione in oggetto (centennale); si è a questo punto preferito ricorrere a una serie di

precipitazione, temperatura e radiazione solare generata sinteticamente.

All’interno del software HELP vers. 3.07 (la versione qui impiegata) è compreso un generatore

sintetico dei dati meteo necessari alla simulazione; benché tale simulatore sia calibrato per gli

USA, è possibile forzare il generatore a riprodurre parametri medi mensili specificati dall’utente e

pertanto è possibile adattarlo a riprodurre serie climatologiche in prima approssimazione accettabili

per la realtà oggetto di studio.

Si è pertanto proceduto individuando, fra le situazioni standard degli USA per le quali il

simulatore climatologico è stato calibrato, una situazione che mostrasse una distribuzione delle




temperature e delle piogge simile a quella attesa nel sito di interesse, e affinando successivamente

i valori di temperatura media e precipitazione totale mensili con i valori definiti che

corrispondessero allo stesso sito in base ai dati disponibili.

La serie storica utilizzata raccoglie i dati di pioggia e di temperatura su scala giornaliera

registrati dalla stazione interna al sito della discarica (distante pochi chilometri dalla discarica in

esame), e comprendenti il periodo dal gennaio 2005 al gennaio 2007; tali dati sono stati mediati su

scala mensile, come richiesto dal software e sono riassunti nella tabella seguente. Per la

generazione di una serie di radiazione solare viene specificata soltanto la latitudine del sito, che è

assunta pari a 44° 05’ N.

Figura 12 dati meteoclimatici – stazione meteo

La scelta di un tale approccio è del resto da motivare non solo in relazione alla scarsità, e

scarsa rappresentatività nel lungo periodo, dei dati locali disponibili come precedentemente

mostrato, ma anche alle incertezze sui trend climatici in atto, rimanendo sconsigliabile comunque -

al presente livello di indagine- avviare ulteriori complesse e costose valutazioni sulla climatologia.

0

5

10

15

20

25

30

gen feb mar apr mag giu lug ago set ott nov dic

°C

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

mmprec (mm)

temp (°C)




Analisi di sensitività

Oltre alla semplificazione ora detta sui dati climatologici, che ha consentito di ottenere

rapidamente una lunga serie sintetica in prima approssimazione del tutto accettabile di pioggia,

radiazione e temperatura, si è deciso di considerare il corpo discarica come omogeneo e di

simulare esplicitamente solo gli strati drenanti corrispondenti al sistema di raccolta del percolato e

all’impermeabilizzazione, oltre ai manti artificiali presenti.

Per la presente applicazione si è quindi sviluppata una sensitivity analysis volta ad individuare,

nel range plausibile per i vari parametri che controllano la simulazione, i valori più critici al fine

della formazione del percolato.

Il principale aspetto che può influenzare i risultati della simulazione, e sul quale esiste una

notevole incertezza, è il comportamento del materiale di riempimento della discarica. Questo

dipende da una molteplicità di variabili quali ad es. le caratteristiche merceologiche, il grado di

compattazione, la cassazione granulometrica ecc. del rifiuto e del materiale di riempimento, ed tali

variabili sono molto difficili da definire a priori, anche in relazione alla forte dispersione dei valori

che si riscontra in letteratura.

Per affrontare correttamente l’incertezza associata a tale aspetto, si è proceduto ad una analisi

di sensitività rispetto a ciascuno dei parametri che caratterizzano, dal punto di vista del modello

HELP, il materiale di riempimento.

La funzione obiettivo di cui si è verificata la sensitività a ciascun parametro è il risultato di output

del modello di maggiore interesse, ovvero il battente idrico che si forma sulla sommità della

barriera di fondo discarica.

Con semplici considerazioni sulla struttura dell’explanans di HELP 3.07, si è ritenuto che i

principali parametri di cui valutare l’effetto fossero la conducibilità idraulica dell’ammasso e la

capacità di campo del medesimo (ovvero il contenuto di umidità che corrisponde all’innesco della

percolazione anche se a saturazione non completa). Inoltre si è proceduto a valutare la sensitività

del modello anche al parametro di lunghezza del drenaggio (distanza media fra collettori di

drenaggio).




La tabella seguente riporta i risultati dell’analisi di sensitività condotta.

Tabella 2 – analisi di sensitività del modello HELP Configurazione di base assunta a riferimento: ammasso di rifiuti di spessore 17,5 m, K = 0.0001 cm/s, capacità di campo = 0.073, punto di appassimento = 0.019, lunghezza di drenaggio di 30 m, sistema di

protezione di fondo costituito da sabbia drenante (20 cm), manto HDPE 2,5 mm, argilla K=10E-8 m/s spess. 1 m

percolazione attraverso la barriera minerale (mm) D=50 m: tirante di percolato sul manto HDPE, mm 0.65±0.11 146.3±27.8

Sensitività alla lunghezza del drenaggio D (m) D=10 m: percolazione attraverso la barriera

minerale (mm)

D= 10 m: tirante di percolato sul manto

HDPE, mm

D=50 m: percolazione attraverso la barriera

minerale (mm)

D=50 m: tirante di percolato sul manto

HDPE, mm 0.23±0.03 47.4±7.04 1.64±0.55 397.2±138.5

Sensitività alla conducibilità idraulica K=10E-5 cm/s:

percolazione attraverso la barriera minerale (mm)

K=10E-5 m/s: tirante di percolato sul manto

HDPE, mm

K=10E-3 cm/s: percolazione attraverso la

barriera minerale (mm)

K=10E-3 cm/s: tirante di percolato sul manto

HDPE, mm 1.86±0.45 457.32±116.84 0.44±0.1 95.0±22.9

Sensitività alla capacità di campo con K=10E-3 cm/s CC=0.16: percolazione attraverso la barriera

minerale (mm)

CC=0.16: tirante di percolato sul manto

HDPE, mm

CC=0.02: percolazione attraverso la barriera

minerale (mm)

CC=0.02: tirante di percolato sul manto

HDPE, mm 1.67±0.34 405.98±86.65 2.09±0.36 517.1±92.6

L’analisi di sensitività sopra riepilogata ha mostrato innanzitutto che il modello è piuttosto

robusto al variare degli ordini di grandezza dei singoli parametri, con risposta lineare o quasi

lineare.

La lunghezza di drenaggio mostra un effetto di forte controllo sia dei tiranti di percolato sul

fondo, sia conseguentemente (ed in modo lineare) sulla percolazione attraverso le barriere

minerali.

Una conducibilità idraulica più elevata porta poi a tiranti di percolato e a infiltrazioni inferiori.

Analogo effetto mostra la capacità di campo.

È stato peraltro riscontrato che l’effetto sinergico di più parametri può portare a relativamente

forti variazioni della risposta del modello anche in presenza di modeste variazioni su ciascun

singolo parametro.

Dati geometrici

Per quanto riguarda i dati geometrici richiesti dal modello, sono state ricavate dalle planimetrie

dell’impianto le caratteristiche dei vari strati di abbancamento (spessore, permeabilità, capacità di

campo, punto di appassimento), oltre alla lunghezza di drenaggio (semidistanza tra i dreni)




dell’impianto di raccolta del percolato; ai fini conservativi, sono state evidenziate le condizioni più

sfavorevoli al fine del drenaggio del percolato (es. la lunghezza di drenaggio è stata considerata ai

fini del calcolo uniforme, e pari alla maggiore presente nell’intero abbancamento).

Il modello richiede che i dati geometrici vengano suddivisi al momento dell’input in quattro

macrocategorie, a seconda dei fenomeni di diffusione idraulica del liquido che in esso avvengono e

delle equazioni che li governano; questi quattro layer sono rispettivamente:

� vertical percolation layer

� lateral drainage layer

� flexible membrane liner

� barrier soil liner

Si rimanda al manuale di Help per una spiegazione dettagliata sulle differenze in termini di

comportamento idraulico dei diversi layer; nella tabella seguente sono invece riassunti i dati

geometrici di input per la modellazione effettuata, ricavati dalle sezioni fornite.

Per la discarica Herambiente Tessello 2 sono stati simulati due scenari:

� scenario 1: copertura chiusura definitiva;

� scenario 2: copertura chiusura giornaliera.

Le tabelle seguenti riassumono i dati geometrici nella forma richiesta come input del modello;

sono stati modellati i vari strati componenti la sezione media della discarica.

Lo sviluppo areale della discarica copre una superficie di circa 11,7 ettari

SCENARIO 1

I rifiuti sono abbancati secondo strati della potenza massima di 5 metri, intervallati tra di loro da

strati di ghiaia con la funzione di compattazione e drenaggio dei fluidi. Il dettaglio della copertura e

dell’impermeabilizzazione di fondo è stato ricavato dalle relazioni tecniche e dalle stratigrafie

fornite. La sommità è stata considerata con una rada presenza erbosa (“poor stand of grass”,

secondo la definizione di HELP).

Dato che la conformazione della discarica non consente una definizione univoca riguardante lo

spessore complessivo da assegnare allo strato di rifiuto, è stata effettuata un’analisi di sensitività




nella quale si è verificata l’influenza dello spessore dello strato di rifiuto sulla formazione del

battente di percolato al fondo della discarica. I risultati dall’analisi sono riportati nella tabella

seguente:

N° pacchetti battente [mm]

1 42.72 2 42.687 3 42.535 4 42.479 6 42.371

Tabella 3: analisi di sensitività sulla conformazione geometrica della discarica


Come riportato nella Tabella 3, la situazione più s favorevole, ai fini della formazione di

percolato risulta essere quella relativa ad un sing olo strato di rifiuto, seppur le differenze

risultino essere minime; la configurazione relativa ad un unico “pacchetto” sarà quindi

quella scelta per la modellazione.

La tabella seguente riassume il dettaglio e le caratteristiche dei vari strati.

Chiusura definitiva Terreno vegetale

Spessore 100 Cm Porosità 0.5010 Vol/vol

Capacità di campo 0.2840 Vol/vol Punto di appassimento 0.1350 Vol/vol

Contenuto iniziale di acqua 0.3573 Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione 0.19 ·10-3 Cm/s

Sabbia Spessore 50 Cm Porosità 0.4370 Vol/vol



Argilla limosa Spessore 50 Cm Porosità 0.4520 Vol/vol


Contenuto iniziale di acqua 0.4520 Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione 1 ·10-6 Cm/s




Tessuto non tessuto Spessore 1 Cm Porosità 0 Vol/vol

Capacità di campo 0 Vol/vol Punto di appassimento 0 Vol/vol

Contenuto iniziale di acqua 0 Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione 1 ·10-4 Cm/s

Densità fori 1 Buchi/ha Difetti installazione 10 Buchi/ha

Qualità buona Ghiaia



Contenuto iniziale di acqua 0.0431 Vol/vol Conducibilità idraulica effettiva a saturazione 0.30 Cm/s

Rifiuto abbancato Spessore 500 Cm Porosità 0.6710 Vol/vol



Ghiaia Spessore 80 Cm Porosità 0.3970 Vol/vol



Strato di drenaggio laterale Spessore 50 Cm Porosità 0.4370 Vol/vol



pendenza 5.24 % Lunghezza di drenaggio 25 m

Geomembrana in PEAD Spessore 0.2 Cm Porosità 0.0000 Vol/vol



Densità fori 1 Buchi/ha




Difetti installazione 10 Buchi/ha Qualità buona

Terreno sottostante Spessore 100 Cm Porosità 0.4520 Vol/vol



Tabella 4 dati geometrici scenario 1

SCENARIO 2

Lo scenario 2 si riferisce alla situazione di chiusura giornaliera della discarica, cioè a

coltivazione in corso. È stato simulato uno strato di rifiuto con una copertura sommitale costituita

da terreno avente le caratteristiche di una argilla limosa (Silty Loam) senza presenza vegetale

(“Bare”).

È stata anche in questo caso effettuata l’analisi di sensitività sullo spessore dello strato di rifiuto,

al fine di individuare la situazione più sfavorevole riguardo alla variabile di interesse, la formazione

di un battente di percolato sulla geomembrana al fondo della discarica.

I risultati dell’analisi sono riassunti nella tabella seguente.

Spessore rifiuto [m]

battente [mm]

1 34.021 2 34.062 3 34.102 4 34.111 5 34.14

Tabella 5: analisi di sensitività sulla conformazione geometrica della discarica

Per quanto riguarda lo scenario 2, è stato pertanto simulato uno strato dello spessore di 5 metri

di rifiuto, coperto con uno strato di 20 cm di terreno spoglio.

Chiusura giornaliera Terreno


Capacità di campo 0.2840 Vol/vol




Punto di appassimento 0.1350 Vol/vol Contenuto iniziale di acqua 0.3573 Vol/vol

Conducibilità idraulica effettiva a saturazione 0.19 ·10-3 Cm/s Rifiuto abbancato




Ghiaia Spessore 80 Cm Porosità 0.3970 Vol/vol



Strato di drenaggio laterale Spessore 50 Cm Porosità 0.4370 Vol/vol



pendenza 5.24 % Lunghezza di drenaggio 25 m

Geomembrana in PEAD Spessore 0.2 Cm Porosità 0.0000 Vol/vol



Densità fori 1 Buchi/ha Difetti installazione 10 Buchi/ha

Qualità buona Terreno sottostante




Tabella 6 dati geometrici scenario 2




Risultati delle simulazioni

Il modello HELP è stato quindi impiegato per produrre una stima della perdita media verso la

falda in mm/anno e del tirante medio in mm sulla geomembrana al fondo della discarica, per

entrambi gli scenari.

Dal calcolo, svolto su serie meteoclimatiche sintetiche di 100 anni condizionate al rispetto dei

parametri medi specifici del sito, si sono desunti i risultati riportati nella seguente tabella.

Scenario 1

parametro valore medio

su 100 anni simulati – mm

dev st su 100 anni simulati –

mm

m3 totali %

precipitazione 938.01 143.298 79731 100

runoff 72.452 46.5813 6158.38 7.724

evapotraspirazione 540.734 51.8399 45962.4 57.647

percolato raccolto 325.88177 96.34959 27699.9534.74174

perdite attraverso l'impermeabilizzazione PEAD

mm/anno 0.0369 0.0099 3.136 0.00393

livello di percolato sulla geomembranamm

42.72 12.685

variazione di contenuto d'acqua -1.092 4.1918 -92.85 -0.116

Tabella 7 risultati della simulazione con HELP 3.07 – scenario 1

Nel grafico seguente è riassunta la distribuzione ponderale delle voci del bilancio idrologico

relativa alla discarica in esame. Si nota come l’impermeabilizzazione sia in grado di contenere alla

perfezione il percolato prodotto, riducendo al minimo le perdite (meno di 0.04 mm/anno come

valore medio risultante). Il tirante di percolato formatosi sulla geomembrana al fondo della

discarica risulta su un ordine di circa 4 cm.

Dal calcolo, fra l’altro, è evidente che la discarica raggiunge uno stato stazionario, evidenziato

dalla consistenza praticamente nulla delle variazioni di umidità.




Scenario 1

evapotraspirazione, 57.6470%

perdite attraverso l'impermeabilizzazione,

0.0039%runoff, 7.7240%

percolato raccolto, 34.7417% runoff

evapotraspirazione

percolato raccolto

perdite attraversol'impermeabilizzazione

Figura 13 risultati della simulazione con HELP 3.07 – scenario 1

Sono in seguito riportati i risultati riguardanti lo scenario n° 2.

Scenario 2

parametro valore medio

su 100 anni simulati – mm

dev st su 100 anni simulati –

mm m3 totali %

precipitazione 938.01 143.298 79731 100 runoff 139.527 62.8207 11859.78 14.875

evapotraspirazione 538.556 53.7731 45777.29 57.415

percolato raccolto 260.63461 66.37195 22153.9427.78584

perdite attraverso l'impermeabilizzazione

PEAD mm/anno

0.02989 0.00699 2.541 0.00319

livello di percolato sulla geomembrana 34.14 8.716

variazione di contenuto d'acqua -0.736 2.3503 -62.53 -0.078

Tabella 8 risultati della simulazione con HELP 3.07 – scenario 2

Nel grafico seguente è riassunta la distribuzione ponderale delle voci del bilancio idrologico

relativa allo scenario in esame.




Scenario 2

evapotraspirazione, 57.4150%

perdite attraverso l'impermeabilizzazione,

0.0032%

runoff, 14.8750%

percolato raccolto, 27.7858%

runoff

evapotraspirazione

percolato raccolto

perdite attraversol'impermeabilizzazione

Figura 14 risultati della simulazione con HELP 3.07 – scenario 2

Come emerge dal confronto fra i risultati di Tabella 7 e Tabella 8, la situazione peggiore

riguardo alla formazione del percolato ed alla perdita attraverso l’impermeabilizzazione è quella

riguardante lo scenario 1; a quest’ultima si riferirà quindi lo studio sui fenomeni di perdita del

percolato prodotto, riportata nel capitolo seguente.

Fenomeni di perdita del percolato prodotto

La simulazione condotta col software HELP sopra descritta ha permesso di ricavare i livelli del

battente di percolato sul fondo della discarica ed una stima delle perdite dello stesso nel terreno

sottostante.

La perdita totale viene valutata dal modello come somma di tre fenomeni distinti, la perdita

attraverso la geomembrana (qL1), la fuoriuscita attraverso i difetti di fabbricazione (qL2), e la

perdita attraverso le usure in fase di installazione(qL3); per avere un’analisi più dettagliata

dell’influenza di questi fenomeni complessi, è possibile effettuare un confronto con i risultati del

modello ricorrendo ai modelli di efflusso proposti da Giroud e Bonaparte (1989, cit. in Schroeder,




1994 a, b), in modo da avere uno spettro di variabilità più ampio dei possibili efflussi di percolato

dalla discarica in esame.

Si sono a tal fine implementate le singole relazioni alla base del modello HELP per avere una

descrizione più puntuale e stabilire così quale sia il fenomeno quantitativamente più rilevante,

almeno come ordine di grandezza, data la complessità dei fenomeni coinvolti. A tal fine si è preso

il dato del tirante idrico del percolato sulla geomembrana, ricavato dalla simulazione (Tabella 7),

come input dei vari modelli di perdita ed è stata ipotizzata una condizione di contatto buono

all’interfaccia geomembrana-argilla.

Di seguito sono riportati i risultati di questa analisi; per ulteriori dettagli si rinvia alle fonti

bibliografiche citate, oppure allo User Manual di HELP.

qL1 diffusione in fase vapore attraverso geomembrana i ntatta conducibilità idraulica equivalente della geomembrana, m/s 2E-15 tirante di percolato sulla geomembrana, m 0.0427 spessore della geomembrana, m 0.002 perdite dalla geomembrana, m/anno 1.41029E-06

qL2 diffusione attraverso difetti di fabbricazione numero di difetti, #/m2 0.0001 conducibilità idr. strato sotto("controlling layer"), m/s 1.00E-09 tirante di percolato sulla geomembrana, m 0.0427 spessore controlling layer, m 1 area del difetto, m2 7.84E-07 raggio del difetto nella geomembrana, m 0.000499555 raggio dell'area di flusso interfacciale attorno al difetto, m buon contatto (eq. 162 eng.Guide HELP 3.07) 4.61E-01 gradiente idraulico di calcolo buon contatto (eq. 162 eng.Guide HELP 3.07) 1.00313 perdita (m/anno) buon contatto (eq. 162 eng.Guide HELP 3.07) 1.85E-06

qL3 diffusione attraverso difetti di installazione numero di difetti, #/m2 0.0010 conducibilità idr. strato sotto("controlling layer"), m/s 1.00E-09 tirante di percolato sulla geomembrana, m 0.0427 spessore controlling layer, m 1 area del difetto, m2 1.00E-04 raggio del difetto nella geomembrana, m 0.005641896 raggio dell'area di flusso interfacciale attorno al difetto, m buon contatto (eq. 162 eng.Guide HELP 3.07) 5.87E-01 gradiente idraulico di calcolo buon contatto (eq. 162 eng.Guide HELP 3.07) 1.00460 perdita (m/anno) buon contatto (eq. 162 eng.Guide HELP 3.07) 3.01E-05

Tabella 9 calcolo perdite dell’impermeabilizzazione




Nel grafico seguente è riportata la distribuzione ponderale dei tre fenomeni considerati; come è

possibile notare, la perdita attraverso i difetti di installazione risulta essere il fenomeno più

rilevante, mentre sono quasi trascurabili la perdita attraverso i difetti di fabbricazione e la diffusione

in fase vapore attraverso la geomembrana, come è riassunto anche nella tabella seguente.

diffusione attraverso difetti di installazione

90.22%

diffusione attraverso difetti di fabbricazione

5.55%

diffusione in fase vapore

4.23%

Figura 15 distribuzione ponderale dei fenomeni di perdita considerati

Conclusioni relative al bilancio idrologico

Dalle simulazioni e valutazioni precedentemente riportate, si può assumere come condizione

cautelativa per la verifica degli effetti sulla falda il seguente:

� tirante di percolato massimo che si forma sul fondo della discarica:

o circa 4 cm

o lo spessore di percolato sul fondo della discarica viene assunto come spessore

dello strato di contaminazione del sottosuolo;




� quantità massima infiltrata di percolato che attrav ersa la membrana in PEAD e viene

a contatto con lo strato di argilla (spessore 1m) :

o le perdite massime considerabili si aggirano sull’o rdine di 3·10 -5 m/anno;

� i rilasci di percolato nel sottosuolo sono per la m aggior parte determinati dalla

perdita attraverso i difetti di installazione della membrana impermeabilizzante in

PEAD.

B.1.2.5 Stima Emissioni di Biogas in atmosfera

La discarica Herambiente Tessello 2 è dotata di un sistema di captazione del biogas, per una

sua dettagliata descrizione si rimanda alla documentazione di VIA ed AIA.

La quantità di Biogas che sfuggendo al sistema di captazione viene rilasciata in atmosfera è

stimata pari a 2.56 m3/m2-anno.

La composizione del Biogas in termini di concentrazione viene riportata nel prossimo paragrafo.

B.1.2.6 Identificazione e caratterizzazione dei potenziali Chemical of Concerns (COCs) presenti nel percolato e nel biogas

L’identificazione dei Chemical of Concerns COCs rappresenta una fase cruciale dell’approccio

risk-based occorre infatti valutare tutti i potenziali composti chimici presenti nel sito contaminato

che possono avere caratteristiche tossiche o cancerogene.

Ai fini dell’applicazione della metodologia HHRA si distinguono due classi di COCs sulla base

delle proprietà tossicologiche:

� Sostanze Tossiche;

� Sostanze Cancerogene.

Per quanto riguarda le sostanze tossiche va sottolineato che ciascun individuo può ben tollerare

l’esposizione in un intervallo che va da zero sino ad un valore finito di SOGLIA della dose assorbita

senza subire danni alla salute. Il valore di SOGLIA dipende dal tipo di composto e varia da

soggetto a soggetto a seconda della sensibilità.

In generale si osserva come le sostanze tossiche (non vale per le cancerogene) non

determinano nessun effetto se la loro concentrazione è inferiore ad un livello di soglia (NOEL No

Observed Effect Level, LOAEL lowest observed adverse effect levels).




Un significato importante riveste invece l’RfD (Reference Dose), che è la stima del livello di

esposizione giornaliera per la popolazione umana che non comporta rischi apprezzabili, essa

viene stimata mediante la seguente espressione:

MFUF

LOAELor

MFUF

NOAELdayBWkg

mgRfD**

)*( =−

Dove UF (Uncertainity Factor) ed MF (Modifying Factor) sono fattori di incertezza relativamente

all’estrapolazione dei dati dall’animale all’uomo ed alle incertezze legate agli studi tossicologici.

Per quanto riguarda le sostanze cancerogene, si utilizza la classificazione USEPA basata su

una metodologia a tre passi, sotto riportata, del grado di potenza cancerogena delle sostanze.

Gruppo Descrizione Esempio

A Cancerogeno per l’uomo, con sufficiente evidenza da studi

epidemiologici Benzene

B1 o B2

Probabile cancerogeno per l’uomo:

B1–con limitate evidenze da studi epidemiologici;

B2-con sufficiente evidenza da studi su animali e non adeguata

evidenza o in assenza di dati da studi epidemiologici

Benzo(a)pirene

C Possibile cancerogeno per l’uomo, con limitate evidenze da

studi su animali in assenza di studi sull’uomo PCE

D Non classificabile come cancerogeno per l’uomo, in possesso

di inadeguate evidenze sull’uomo e sugli animali

Etilbenzene

Toluene

Xileni

E Evidenze di non cancerogenicità per l’uomo.

Tabella 10 Classificazione cancerogenicità composti chimici

Per le sostanze cancerogene, a differenza delle tossiche, non esiste una SOGLIA al di sotto

della quale una esposizione anche prolungata non comporta effetti (avversi) sulla salute; in questo

caso la relazione dose-effetto si manifesta a qualsiasi concentrazione.

In pratica si può dire che non esiste una dose soglia; se la dose è maggiore di zero (anche

piccolissima) allora vi è una risposta sulla salute dell’organismo.

La relazione dose-risposta non è facilmente ottenibile da studi epidemiologici sull’uomo, mentre

la si può ricavare da studi su roditori pianificati a tre dosaggi, il più elevato dei quali è la dose

massima tollerabile dall’animale.




La relazione dose-risposta si ottiene pertanto per estrapolazione dai risultati ottenuti da studi

tossicologici sugli animali da cavia, dalle alte dosi somministrate alle basse dosi dell’esposizione

ambientale per l’uomo.

La scelta dei COCs nel caso in oggetto viene fatta analizzando lo storico delle analisi chimico-

fisiche dei campioni di percolato e biogas, in particolare si procede nella determinazione del valore

della concentrazione iniziale CL0 per ciascuna delle specie chimiche presenti nel percolato.


La definizione del valore di concentrazione rappres entativo per il biogas per ciascun

COC viene determinato scegliendo il valore massimo registrato nella serie storica di analisi

chimiche.

Per quanto riguarda il percolato viene invece defin ito un PERCOLATO VIRTUALE

contenente COCs, individuati sulla base della serie storica di analisi chimiche, dei parametri

richiesti in deroga e dei parametri previsti nella tabella 5 del DM 27/09/2010, in

concentrazioni tali da costituire un limite ragione volmente non superabile nel percolato

reale.

Tale PERCOLATO VIRTUALE viene quindi assunto quale marker con cui confrontare le

caratteristiche del percolato reale: qualora la val utazione del rischio indichi come

accettabili gli effetti connessi con il PERCOLATO V IRTUALE, il conferimento di rifiuti con

caratteristiche tali da determinare un PERCOLATO RE ALE con concentrazioni non superiori

a quelle del PERCOLATO VIRTUALE potrà essere consid erato accettabile.

Inoltre si ipotizza che il valore della concentrazi one iniziale CL0 per ogni COC sia

costante nel tempo trascurando la variazione tempor ale determinata dall’attraversamento

del corpo della discarica da parte del percolato (L inee guida ISPRA_1 pag 80-81).

In particolare i dati relativi alle caratterizzazioni chimico-fisiche dei contaminanti fanno

riferimento alle seguenti analisi:

� Analisi HERA/CSA Anno 1997/2010 del percolato;

� Analisi HERA/CSA Anno 2006 sul biogas.




La principale sorgente secondaria per una discarica di rifiuti è sicuramente rappresentata dalla

produzione e rilascio del percolato nell’ambiente.

Si procede nella identificazione dei Chemical of Concerns COCs attraverso il confronto delle

analisi chimiche con l’elenco dei composti potenzialmente tossici e cancerogeni pubblicati dai

diversi organismi internazionali.

Nella Tabella 11 si riporta il confronto tra i valori delle concentrazioni presenti nel percolato con i

valori delle Concentrazioni Soglia di Contaminazione (CSC Art. 240 Testo Unico Ambientale D.Lsg

152/2006 e successive modifiche) definiti per le falde acquifere nell’Allegato V della parte quarta

del decreto.

Le CSC sono definite come concentrazioni di soglia per i media ambientali che rappresentano

valori al di sopra dei quali occorre procede con una analisi di rischio ambientale.

Analizzando la Tabella 11 si rileva come i composti chimici presenti nel percolato della discarica

che hanno concentrazioni superiori ai CSC del D.lgs 152/06 e che possono pertanto essere

considerati come COCs (Chemical of Concerns) per l’AR, unitamente ad ulteriori parametri, sono i

seguenti:

� Arsenico

� Cadmio

� Cromo

� Mercurio

� Nichel

� Rame

� Selenio

� Zinco

� Manganese

� Fenoli

� Boro

� Alluminio

� TPH - Aliph >C05-C06

� TPH - Arom >C05-C07




� Piombo

� Ferro

� Molibdeno

� Antimonio

� Bario

� Fluoruri

� Cianuri

� Ammoniaca

� Etilbenzene

� Stirene

� Xilene

La conoscenza delle caratteristiche chimico-fisiche-tossicologiche dei COCs individuati é di

fondamentale importanza al fine delle successive analisi sia di Destino e Trasporto (Fate and

Trnsport) nei diversi media ambientali che per le quantificazione del rischio cancerogeno e del

pericolo tossico.

Per un dettaglio sulle caratteristiche chimico-fisiche e tossicologiche dei COCs selezionati si

rimanda all’appendice O del manuale ISPRA 2008 ed al database ISS/ISPELS

(http://www.apat.gov.it/site/_files/Suolo_Territorio/Banca_dati_ISS_ISPESL_Maggio_2009.xls).

In Allegato 1 si riportano i parametri chimico-fisici-tossicologici utilizzati per ciascun COCs.

Nella tabella che segue si riportano i valori massimi delle concentrazioni dei COC presenti nel

percolato nei periodi 1997-2007 e 2007-2010 e i limiti normativi vigenti.




Valore Valore Valore Limite CSC

Max Max Max Rilevabilità D.lgs 152/06 Parametro

U. M.

1997-2007 2007-2010 1997-2010 falda

pH unità pH 8.39 8.47 8.47 0.01 nd

BOD5 mg/L 13090 1987 13090 0.1 nd

COD mg/L 34700 6606 34700 5 nd

Azoto ammoniacale (ione ammonio) mg/L 3086 3672 3672 0.02 nd

TOC mg/L 13850 2342 13850 0.5 nd

Cloruri (ione cloruro) mg/L 3939 3480 3939 0.4 nd

Solidi sospesi totali (SST) mg/L 3900 715 3900 0.5 nd

Conducibilità elettrica a 20 °C µS/cm 25233 30900 30900 5 nd

Azoto totale (come N) mg/L 3100 4043 4043 1 nd

Azoto nitrico (N) mg/L 2.5 107 107 0.2 nd

Fosforo totale (P) mg/L 100 30 100 0.05 nd

Ortofosfati (ione fosfato) mg/L 291 73.9 291 0.15 nd

Alcalinità totale (CaCO3) mg/L 14250 13750 14250 0.5 nd

Solfuri (ione solfuro) mg/L 64 17 64 0.03 nd

Solfati (ione solfato) mg/L 125 117 125 1 250

Arsenico mg/L 0.104 0.127 0.127 0.0001 0.01

Cadmio mg/L 0.0072 0.0028 0.0072 0.0001 0.005

Cromo totale mg/L 1.58 2.07 2.07 0.0001 0.05

Cromo esavalente mg/L <0.01 0 0 0.01 0.005

Mercurio mg/L 0.00681 0.0373 0.0373 0.00005 0.001

Nichel mg/L 0.783 0.465 0.783 0.0001 0.02

Piombo mg/L 2.09 0.0223 2.09 0.0001 0.01

Rame mg/L 8.6 0.069 8.6 0.0001 1

Selenio mg/L 0.0203 0.0245 0.0245 0.0001 0.01

Zinco mg/L 8.48 0.415 8.48 0.0001 3

Alluminio mg/L 2.38 3.08 3.08 0.0001 0.2

Boro mg/L 13.8 10.9 13.8 0.0001 1

Ferro mg/L 26 8.66 26 0.005 0.2

Manganese mg/L 4.66 0.326 4.66 0.0001 0.05

Stagno mg/L 0.434 0.458 0.458 0.0001 nd

Aldeidi alifatiche (H-CHO) mg/L 7.25 4.34 7.25 0.01 nd

Fenoli totali (C6H5OH) mg/L 53.4 0.9 53.4 0.01 nd

Idrocarburi totali I.R. mg/L 5.17 29.8 29.8 0.005 0.35

Composti organici aromatici mg/L 0.17 0.14 0.17 0.001 0.001

Composti organici azotati mg/L 0.01 0 0.01 0.01 nd

Composti organoalogenati totali mg/L 0.085 0.01 0.085 0.001 nd

Pesticidi fosforati mg/L 0.01 0 0.01 0.01 nd




Valore Valore Valore Limite CSC

Max Max Max Rilevabilità D.lgs 152/06 Parametro

U. M.

1997-2007 2007-2010 1997-2010 falda

Composti organici dello stagno mg/L 0.1 0 0.1 0.1 nd

Fenoli e clorofenoli mg/L 26.6 0.47 26.6 0.01 0.0052

molibdeno (mg/l) mg/L 0.275 0.275

nd

antimonio (mg/l) mg/L 0.09 0.09

0.005

bario (mg/l) mg/L 0.969 0.969

nd

fluoruri (mg/l) mg/L 2.5 2.5

1.5

cianuri (mg/l) mg/L 0.56 0.56

0.05

Tabella 11– concentrazioni massime di inquinanti nel percolato e limiti CSC D.lgs 152/06

In aggiunta ai COCs precedentemente individuati, l’analisi prevede valutazioni anche in merito

alla presenza nel percolato di sostanze che non presentano effetti tossici e cancerogeni per la

salute umana, quali Solfati, Cloruri, DOC e TDS.

I valori dei COC rappresentativi nel percolato inseriti nel software RBCA toolKit V. 2.5 sono da

intendersi espressi direttamente in mg/L anche se nella interfaccia del software calcolo è possibile

inserire nell’insaturo solo valori di contaminazione espressi in mg/kg.

La conversione dei valori di concentrazione dei COC in mg/L avviene nel software attraverso la

moltiplicazione dei relativi fattori di diluizione per l’insaturo (Leaching Factor) espressi in

(mg/L)/(mg/kg) come indicato nella tabella che segue.

Si riportano di seguito i valori assunti nel PERCOLATO VIRTUALE che, secondo quanto già

indicato in precedenza, sono da ritenersi quali limiti massimi ragionevolmente non superabili dalle

concentrazioni di sostanze nel percolato reale, costituendo pertanto marker per il controllo indiretto

del possibile rischio indotto dalla discarica per la salute umana e per l’ambiente.

COC Conc. Percolato Virt. mg/kg

LF (mg/L)/(mg/kg)

Conc. Virt. mg/L Sulla tavola d’acqua POE1

Arsenic 0.4 0.000107086 4.28E-05

Cadmium 3 0.000107086 3.21E-04

Chromium (III) 5 0.000107086 5.35E-04

Mercury 0.05 0.000107086 5.35E-06

Nickel 3 0.000107086 3.21E-04

2 CSC in falda per il 2,4,6 Triclorofenolo ritenuto conservativamente il composto rappresentativo




Copper 15 0.000107086 1.61E-03

Selenium 3 0.000107086 3.21E-04

Zinc 20 0.000107086 2.14E-03

Manganese 10 0.000107086 1.07E-03

Fenoli e Clorofenoli 5 0.000107086 5.35E-04

Boro* 20 0.000107086 2.14E-03

Alluminio* 10 0.000107086 1.07E-03

TPH - Aliph >C05-C06 50 0.000107086 5.35E-03

TPH - Arom >C05-C07 50 0.000107086 5.35E-03

Piombo* 5 0.000107086 5.35E-04

FERRO 50 0.000107086 5.35E-03

Molybdenum 1 0.000107086 1.07E-04

Antimony 1 0.000107086 1.07E-04

Barium 10 0.000107086 1.07E-03

Fluorine (soluble fluoride)

15 0.000107086 1.61E-03

Cyanide 1 0.000107086 1.07E-04

SOLFATI 6000 0.000107086 6.43E-01

CLORURI 5000 0.000107086 5.35E-01

DOC 2500 0.000107086 2.68E-01

TDS 6000 0.000107086 6.43E-01

Tabella 12 conversione concentrazioni da mg/kg (software RBCA ToolKit V 2.5) in mg/L

L’altra potenziale sorgente secondaria presente nella discarica Herambiente Tessello 2 è

rappresentata dal rilascio in atmosfera del biogas.

La produzione del biogas è soggetta a monitoraggi mensili che prevedono l’analisi dei principali

parametri chimico-fisico riportati in Tabella 13.

Il Piano di monitoraggio della discarica (Punto 5 Allegato 2 del D.lgs 36/2003), presentato

insieme alla domanda di Autorizzazione Ambientale Integrata, prevede analisi chimicho-fisiche del

biogas con cadenza mensile. I parametri che vengono analizzati periodicamente riguardano la

determinazione delle concentrazioni di microinquinanti di origine organica presenti nel gas, tali

analisi si rendono necessarie al fine di monitorare e gestire il problema dell’odore per i recettori

vicini. In Tabella 13 sono elencati i parametri fisico-chimici monitorati per il biogas.




Parametro U. M. Parametro U. M. Parametro U. M. Materiale particellare totale mg/Nm³ Acetone mg/Nm³ p-Cimene mg/Nm³ Metano (CH4) % v/v Alchilbenzeni mg/Nm³ Stirene mg/Nm³ Ossigeno (O2) % v/v alfa-Pinene mg/Nm³ Tetracloroetene mg/Nm³ Anidride carbonica (CO2) % v/v alfa-Terpineolo mg/Nm³ Toluene mg/Nm³ Azoto (N2) % v/v Benzene mg/Nm³ Tricloroetene mg/Nm³ Idrogeno (H2) % v/v beta-pinene mg/Nm³ Triclorofluoroetano mg/Nm³ Acido solfidrico % v/v beta-Terpinene mg/Nm³ Xileni mg/Nm³

Ossidi di zolfo (espressi come SO2)

mg/Nm³ Canfene mg/Nm³ Composti organici del cloro (come HCl)

Calcolo nota 1

Ammoniaca mg/Nm³ Cicloesanolo mg/Nm³ Composti organici del fluoro (come HF)

Calcolo nota 1

Composti inorganici del cloro (HCl)

mg/Nm³ Cicloesanone mg/Nm³ Composti organici dello zolfo (come H2S)

Calcolo nota 1

Composti inorganici del fluoro (HF)

mg/Nm³ Cineolo mg/Nm³ Potere calorifico inferiore a 0°C

kJ/m³

1,2-Dicloroetano mg/Nm³ Cloroetene mg/Nm³ Somma cloro totale

Calcolo nota 1

1,2-Dicloropropano mg/Nm³ Cloruro di vinile monomero

mg/Nm³ Somma fluoro totale

Calcolo nota 1

1-Butanolo mg/Nm³ delta-3-Carene mg/Nm³ Somma zolfo totale

Calcolo nota 1

1-Cloro-1-fluoroetano mg/Nm³ Diclorofluorometano mg/Nm³ Somma SOV non alogenate e non solforate

Calcolo nota 1

1-Esanolo mg/Nm³ Etanolo mg/Nm³ 1-Etossi-2-propanolo mg/Nm³ Etilacetato mg/Nm³ 1-Metossi-2-propanolo mg/Nm³ Etilbenzene mg/Nm³

1-Pentanolo mg/Nm³ Idrocarburi alifatici fino a C10 mg/Nm³

1-Propossi-2-propanolo mg/Nm³ Isobutailacetato mg/Nm³ 2-(2-Butossi)etanolo mg/Nm³ Limonene mg/Nm³ 2-Butanolo mg/Nm³ Metilisobutilchetone mg/Nm³ 2- Butanone mg/Nm³ n-Butilacetato mg/Nm³ 2-Esanolo mg/Nm³ n-Propilacetato mg/Nm³ 2-Pentanolo mg/Nm³ o-Cimene mg/Nm³ 2-Pentanone mg/Nm³ 2-Propanolo mg/Nm³ 3-metil-1-butanolo mg/Nm³ 4-Metil-2-pentanolo mg/Nm³

Tabella 13 parametri chimico-fisici monitorati per il Biogas

La verifica della presenza di potenziali COCs associati alla emissione e rilascio in atmosfera di

biogas che sfugge ai sistemi di captazione, avviene confrontando le analisi chimiche con i valori

delle concentrazioni limite CREL (Chronic Inhalation REL) per le sostanze tossiche e le UR (Unit




Risk) per le sostanze cancerogene definite dall’agenzia californiana per la protezione dell’ambiente

(Office of Health Hazard Environmental Assessment).

I composti chimici rilevati nelle analisi di biogas della discarica Tessello 2 e presenti nell’elenco

CREL di OEHHEA e quindi aventi potenzialmente effetti tossici e cancerogeni nel caso di

inalazione sono i seguenti:

� Ammoniaca

� Etilbenzene

� Stirene

� Xyleni

Si osserva come essi siano tutti inquinanti con effetti potenzialmente tossici e non cancerogeni.

Nella tabella che segue si riporta il confronto tra i valori massimi rilevati ed i limiti per gli

inquinanti con effetti tossici e/o cancerogeni.

Parmetro U. M. Max Min Media

Chronic Inhalation

REL (µg/m3)

UR (µg/m3)

Ammoniaca mg/Nm³ 36.4 2.41 13.122222 200 Etilbenzene mg/Nm³ 42.6 6.34 25.308 2000

Stirene mg/Nm³ 13.7 0.861 5.509 900 Xileni mg/Nm³ 67.3 0.189 20.213222 700

Tabella 14 Confronto tra i COCs del biogas e gli standard internazionali

Confrontando i valori di concentrazione dei composti chimici individuati come potenziali COCs e

i limiti definiti da OEHHA per l’inalazione cronica si rileva il superamento per tutti i composti.

Pertanto si procede nella presente analisi di rischio per la discarica Herambiente Tessello 2

nella valutazione del pericolo tossico e del rischio cancerogeno associato alla inalazione di

Ammoniaca, Etilbenzene, Stirene e Xileni emessi con il biogas di discarica.


I valori di concentrazione dei COCs individuati nel biogas vengono assunti pari ai valori

massimi rilevati durante le campagne di monitoraggi o.




B.1.3 Caratterizzazione dei Media Ambientali

In questa fase della formulazione del modello concettuale si descrivono i media ambientali

interessati, sia direttamente che indirettamente, dal rilascio delle sorgenti definite al punto

precedente.

La caratterizzazione dei media ambientali si rende necessaria per potere procedere nelle

valutazioni modellistiche di Fate & Transport delle sostanze nell’ambiente.

In generale nel caso di una discarica i media ambientali interessati dalla contaminazione sono il

suolo (suolo superficiale e profondo), l’acquifero (zona satura) e l’atmosfera (indoor ed outdoor).

Analizzando le emissioni di percolato e biogas rilasciate dalla discarica Herambiente Tessello 2

in relazione al contesto territoriale in cui la discarica è collocata si procede nella descrizione e

caratterizzazione dei seguenti media ambientali potenzialmente interessati dalla contaminazione:

- Zona insatura di terreno al di sotto del corpo discarica;

- Zona satura acquifero;

- Corpo idrico superficiale (Rio Busca);

- Atmosfera.

Per ciascun media ambientale coinvolto vengono descritti di seguito tutti i parametri necessari

per il calcolo dei fattori di trasporto e quindi stimare le concentrazioni dei COCs in corrispondenza

dei punti di esposizione POE dove sono localizzati i bersagli/recettori.

B.1.3.1 Zona Insatura

La scelta dei valori rappresentativi per ciascun parametro caratteristico della zona insatura

viene condotta coerentemente con la procedura definita nel paragrafo 3.1 delle linee guida ISPRA

“Criteri metodologici per l'applicazione dell'analisi assoluta di rischio alle discariche” (ISPRA 2005).

Nella Tabella 15 del documento ISPRA sono elencati i parametri necessari per la

caratterizzazione della zona insatura.




Tabella 15 parametri per la caratterizzazione dell’insaturo

Si procede di seguito nella definizione di ciascun parametro e nella sua caratterizzazione

analizzando i dati sito specifici a disposizione per la discarica Herambiente Tessello 2.

Granulometria del terreno

La granulometria del terreno non entra direttamente nelle equazioni utili per il calcolo dei fattori

di trasporto. Nonostante ciò, la sua determinazione risulta spesso utile, per stimare i valori di molte

delle proprietà fisiche del suolo saturo e insaturo.




Nel caso dell’insaturo per il sito in esame la granulometria può essere derivata analizzando i

profili stratigrafici rilevati durante le indagini geognostiche.

La relazione geologica3 della discarica Herambiente Tessello 2 conferma che la formazione ( “a

colombacci”) sottostante la discarica è costituita essenzialmente da marne, marne argillose e

argille, grigie, grigio-scure, grigio verdastre e brune, in strati da sottili a medi, con subordinate

intercalazioni di siltiti e arenarie medio fini, come evidenziato nei paragrafi successivi si adottando,

ameno della disponibilità di misure specifiche, i parametri di letteratura per terreni del tipo silty

clay .

Soggiacenza della Falda (Lgw)

E’ definita dalla distanza tra il piano di campagna e la superficie piezometrica e viene espressa

in cm.

Essa viene ricavata analizzando le misure piezometriche condotte periodicamente sul sistema

di monitoraggio (piezometri) della falda presente nel sito della discarica.

Nel paragrafo successivo sono contenute le considerazioni sulla posizione presunta della

piezometria al disotto del piano campagna.

Tale dato è stimabile solo per il piede della discarica e conduce a stime di soggiacenza sotto il

piano campagna (piezometri N2-N1 nei paragrafi successivi) di 2-4 m.

La quota della falda rilevata a valle del piede di discarica coincide con quella del fondo della

discarica stessa.

La soggiacenza di falda in corrispondenza del piede discarica (esternamente all’argine di

contenimento di valle) può essere stimata conservat ivamente in -2 m dal pc.

Franco di Falda(dff)

Differenza tra la soggiacenza della falda Lgw e la profondità del piano di posa della discarica,

esso rappresenta la lunghezza verticale del percorso del percolato dal punto di rilascio (fondo

discarica) alla tavola d’acqua (inizio zona satura).

3 “PROGETTO DI AMPLIAMENTO DELLA DISCARICA DENOMINATA TESSELLO 2 FINO AD UNA POTENZIALITÀ COMPLESSIVA DI MC 1.200.000 STUDIO D'IMPATTO AMBIENTALE UNICA S.p.A. - RELAZIONE GEOLOGICA” a cura di GEOS – Studio Tecnico Associato Geom. Casini Ildo Geol. Ricci Alfredo e ANTONIAZZI – Studio Associato di Geologia Tecnica e Ambientale, allegata agli elaborati di SIA





Le informazioni riguardanti il livello della falda e di conseguenza il franco di falda tra il

fondo della discarica e la tavola d’acqua sono disp onibili solamente al piede della discarica.

Il franco di falda al piede della discarica è pari a zero ovvero il livello di falda si può

assumere direttamente in contatto con il fondo dell a discarica (limite esterno del pacchetto

di impermeabilizzazione).

Per il resto del fondo della discarica, non essendo disponibili informazioni specifiche

(piezometri dedicati), e come meglio dettagliato ne i paragrafi successivi, si considera il

caso peggiore, ovvero contatto con il fondo discari ca in continuità con ciò che si verifica al

piede.

Il franco di falda in questo caso si azzera.

Spessore della Frangia Capillare (h_cap)

Lo spessore della frangia capillare varia in funzione a seconda della tipologia di terreno non

saturo caratteristico del MCS in esame.

Tale parametro interviene nella stima del trasporto per volatilizzazione dei componenti volatili e

quindi nella stima delle concentrazioni atmosferiche outdoor ed indoor.

Per la stima indiretta si fa riferimento agli studi di Lohman (1972) e Fetter (1994) [EQM, 2003] i

quali stimarono la risalita dell’acqua nella zona della frangia capillare.

Si considera una spessore della frangia capillare p ari a 29 cm così come calcolato

utilizzando le equazioni proposte da Fetter.

Spessore della zona insatura (hs)

Lo spessore della zona insatura, in cm, rappresenta la distanza tra il piano di campagna ed il

top della frangia capillare.

Hs=Lgw-h_cap

Nel caso in esame esso corrisponde allo spessore di 1 m dello strato di Argilla Limosa che fa

parte del pacchetto finale di impermeabilizzazione posizionato immediatamente dopo la

geomembrana in PEAD.




Se il rilascio di percolato dal fondo della discarica avviene a valle della discarica lo strato

successivo di argilla con spessore 1 m rappresenta la zona insatura che deve essere attraversata

prima dell’arrivo in falda.

Densità del suolo ( ρs)

Per densità del suolo si intende la massa volumica apparente che rappresenta il rapporto

tra la massa del suolo essiccato (105° C) ed il suo volume totale.

Il valore sito specifico della densità del suolo ri sultato delle analisi fisiche condotte in

data 6/12/2007 hanno evidenziato un valore della de nsità del suolo pari a 1,4 g/cm3.

Porosità Totale ed Efficace del terreno non saturo (θT , θe)

La porosità è espressa come il rapporto tra il volume dei vuoti ed il volume totale del suolo.

A sua volta la porosità effettiva (θe) deriva dalla porosità totale (θT) escludendo da essa il

volume dei pori non interconnessi (θp) ed il contenuto volumetrico d’acqua residuo

(θr): θe = θT – (θp + θr ).

Non essendo disponibili misure dirette per il sito in esame si procede nella stima indiretta dei

due parametri utilizzando i dati riportati nella tabella successiva indicata dai criteri ISPRA 2006 che

raccoglie valori di letteratura (Carsel et al. 1988, Van Genuchten model 1980).

Il contenuto volumetrico di aria θa puo essere calcolato indirettamente come differenza tra la

porosità totale (assunta coincidente con la porosità effettiva) ed il contenuto volumetrico di acqua:

(θa)= θT – θw

Per la stima indiretta dei parametri θw,cap e θa,cap si fa riferimento ai valori riportati in Tabella

3.2-7 i quali sono stati desunti dalla integrazione dei dati forniti riferimenti bibliografici a cui si fa piu

comunemente riferimento [Van Genuchten model, 1976 e 1980] [Connor et al., 1996].




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




Per il sito in esame uno schema concettuale suffici entemente cautelativo potrebbe

considerare i valori indicati per silty clay

Contenuto Volumetrico di Acqua( θw)

Il contenuto volumetrico è dato dal rapporto tra il volume di acqua nel suolo ed il volume totale

del suolo. Non essendo disponibili per il sito in esame misure dirette si procede in accordo con le

linee guida ISPRA alla determinazione indiretta nota la tessitura del terreno e secondo la tabella

seguente.

Tabella 17 Tessitura del suolo e contenuto volumetrico acqua


considerare i valori indicati per silty clay.

Contenuto Volumetrico di Aria ( θa)

Il contenuto volumetrico di aria θa può essere calcolato indirettamente come differenza tra la

porosità totale (assunta coincidente con la porosità effettiva) ed il contenuto volumetrico di acqua:

θa = θT - θw

Anche in questo caso si procede nella stima indiret ta mediante la tabella precedente

utilizzando i valori indicati per silty clay.




Contenuto volumetrico di acqua ed aria nella frangi a capillare ( θwcap, θacap)

Per la stima indiretta dei parametri θw,cap e θa,cap, la procedura di analisi di rischio per i siti

contaminati [ISPRA, “Criteri metodologici per l'applicazione dell’analisi di rischio assoluta ai siti

contaminati” 2005], suggerisce di far riferimento ai valori riportati in tabella 27, i quali sono stati

desunti dalla integrazione dei dati forniti dai riferimenti bibliografici a cui si fa più comunemente

riferimento [Van Genuchten model, 1976 e 1980] [Connor et al., 1996].

Tabella 18 Tessitura del suolo e contenuto volumetrico acqua e aria nella frangia capillare


considerare i valori indicati per silty clay

Coefficiente di dispersività longitudinale

Il coefficiente di dispersività longitudinale descrive i fenomeni di dispersione a cui è soggetto il

contaminante durante il suo tragitto nel mezzo poroso insaturo, in questo caso trattandosi di flusso

nel mezzo insaturo si trascura il flusso nel piano orizzontale mentre si considera solo l’infiltrazione

verticale e quindi si caratterizza la dispersività del mezzo poroso solo nella componente

longitudinale.

Il coefficiente di dispersione (Dx) e quello di dispersività (αx_unsat) sono legati dalla seguente

equazione attraverso la velocità media effettiva del flusso liquido (ve):




Vista la difficoltà di stimare un valore diretto del coefficiente di dispersività, per l’applicazione

dell’analisi di rischio di livello 2, tale valore può essere stimato attraverso la seguente relazione [Xu

e Eckstein, 1995]:

dove L rappresenta la distanza del percorso e quindi lo spessore della zona non satura

attraversata, che nel caso delle discariche corrisponde al franco di falda.

Nel caso in esame L risulta pari ad 1 m ovvero corr ispondente alla distanza tra il punto

del rilascio del percolato (geomembrana impermeabil izzazione PEAD) e la fine dello strato

di argilla che costituisce l’ultima barriera prima dell’inizio dell’acquifero.

Conducibilità idraulica verticale a saturazione(Ksa t)

Nel modello concettuale del sottosuolo si ipotizza uno strato isotropo e pertanto quindi la

conducibilità idraulica a saturazione dello strato insaturo è pari alla conducibilità idraulica del

terreno saturo.


Il Modello concettuale per la discarica in esame ip otizza che lo strato di terreno insaturo

sia rappresentato dall’ultimo pacchetto di impermea bilizzazione costituito da 1 m di argilla

compattata con permeabilità pari 10-7 cm/s.

Ipotizzare come è stato fatto che esista una falda immediatamente a valle dello strato di

argilla appartenete al pacchetto di impermeabilizza zione è una ipotesi davvero conservativa

viste le bassissime permeabilità dei terreni presen ti in loco. Tuttavia in assenza di

specifiche informazioni si è optato per l’ipotesi a maggior sicurezza.




Figura 16 Carta delle permeabilità, estratto dalla relazione geologica




L’assunzione è ancora conservativa se si considera che nella relazione geologica è evidenziato

come “Durante gli studi per la realizzazione della discarica (perizia Prof. Dott. A. Bertoluzza, Prof.

Dott. F. Ciancabilla, Prof. Ing. F.P. Foraboschi, Prof. Dott. E. Tonelli – Luglio 1989), sono state

eseguite nel gennaio - febbraio 1989 prove di portata, sia di assorbimento a carico costante

oppure variabile, sia di pompaggio, in tre pozzi appositamente perforati nelle vallecole T1 e T2

(1/89, 2/89 e 4/89). Le prove di assorbimento hanno mostrato che in corrispondenza dei pozzi 1/89

e 2/89 il substrato, costituito da marne argillose ed argille marnose con poche vene sabbioso-

limose, ha valori di permeabilità media estremamente bassa sicuramente inferiore a 10-9 m/sec. La

copertura di detrito e rosticci è in gran parte di permeabilità molto scarsa, ma sono presenti lenti,

soprattutto di rosticci, con permeabilità elevata, come ha mostrato la perdita di circolazione

dell'acqua nello strato di "rosticcio" presente fra 6,50 e 10 metri nel pozzo 4/89.

Carta delle permeabilità, estratto dalla relazione geologica - legenda

Le prove di pompaggio eseguite hanno, inoltre, rivelato un'esigua portata dei pozzi 1/89 e 2/89

ed una lentissima risalita del livello dell'acqua, che in 12 giorni non è riuscita a ripristinare il livello

statico iniziale. Il calcolo della permeabilità media dei tratti di foro in prova, in base alle curve di

risalita, ha fornito valori di K prossimi a 10-9 m/sec.

Al paragrafo 8.2.6 della stessa relazione si evidenzia inoltre come “Si è inoltre provveduto al

prelievo di n. 10 campioni indisturbati e di n. 2 campioni disturbati da sottoporre a prove di

permeabilità in laboratorio. Per l’ubicazione dei punti di prelievo ed i risultati di prova si rimanda al

piano quotato 1:1.000 ed ai certificati di laboratorio riportati nell’allegato 4/99 della relativa

relazione. Il valore di permeabilità su campioni indisturbati varia da 3.7 * 10-9 a 1.8 * 10-8. Per

quanto riguarda i campioni disturbati, ricostruiti in laboratorio, si evidenzia che la permeabilità si

discosta di poco da quella dei campioni indisturbati assumendo valori minimi di 4.1 * 10-8. Tale

risultato può servire di riferimento nel caso si renda necessario l’utilizzo dei materiali in sito per la

creazione di argini e/o livelli impermeabili.“

B.1.3.2 Parametri per la Zona Satura (Acquifero)

Nella tabella sono elencati i principali parametri di caratterizzazione dell’acquifero utilizzati nei

calcoli di Analisi di Rischio.




Tabella 19 parametri caratterizzazione acquifero

Direzione di flusso dell’acquifero

La direzione del flusso prevalente dell’acquifero interessato dal rilascio di percolato dalla

discarica rappresenta un parametro fondamentale per la definizione del MCS. Tale parametro non

entra direttamente nei calcoli di AR ma risulta fondamentale per capire quali possono essere i

principali recettori umani ed ambientali (corpo idrico superficiale) che trovandosi i direzione del

flusso risultano interessati dalla contaminazione.

La determinazione della direzione del flusso viene ottenuta analizzando i dettagli relativi alle

misure dei livelli dei piezometri presenti nel sito in esame. In particolare si procede nella

interpolazione numerica dei valori registrati ricostruendo una mappa dell’andamento piezometrico

per il sito della discarica riportata nelle immagini seguenti.




Figura 17 Piezometria interpolata maggio 05

Figura 18 Piezometria interpolata aprile 05




Figura 19 Piezometria interpolata luglio 05

Figura 20 legenda piezometrie

Come già sottolineato risultano disponibili dati piezometrici solo a valle del piede della discarica,

in un’area che, procedendo verso il Rio Busca, è caratterizzata dalla presenza di spessori di alcuni

metri di materiali più permeabili, come riportato nella relazione geologica. I dati disponibili fanno

riferimento ad alcune misure effettuate tra gennaio e luglio 2005, interpolate eliminando i dati

incongrui (outlier) rispetto alle serie successive ed ai piezometri vicini. (Tabella 20)




Figura 21 Posizione Piezometri

NOME

Livello piezometrico

27/01/05 m


12/04/05 m


130705 m

Quota pc msl

Piezometria 270105 mslm



1 -5 -4,40 -5 162,80 157,80 158,40 157,80 N1 -4 -3,60 -4 164,88 160,88 161,28 160,88 N2 -2 -2,50 -2 165,69 163,69 163,19 163,69 N4 -12 -3,20 -4 162,60 150,60 159,40 158,60

P2A P2B -14 -14,00 -14 162,35 148,35 148,35 148,35 SA1 -4 -11,00 -12 165,30 161,30 154,30 153,30 SA2 -3 -3,00 -3 147,63 144,63 144,63 144,63

Tabella 20 Livelli piezometrici rilevati e outlier in giallo per le interpolazioni

Come immediato notare la direzione prevalente di deflusso risulterebbe sostanzialmente

parallela all’asse centrale della discarica, con pendenza media della piezometrica del 18%.

La presenza di acqua nei materiali permeabili è rilevata anche nella relazione geologica dove si

evidenzia “la presenza di falde freatiche (non confinate) in genere presenti entro le alluvioni, il

"rosticcio" e le coltri detritiche superficiali più permeabili. Si tratta in genere di falde acquifere

temporanee, rese tali dal drenaggio marginale, che si sviluppa dove la superficie topografica o




l'alveo torrentizio incidono questi depositi di limitata estensione e i sottostanti terreni

impermeabili.”.

L’area sottostante il corpo di discarica risulta invece sostanzialmente impermeabile (formazione

a Colombacci); in assenza di rilievi piezometrici per tale area non si può tuttavia escludere a priori

la presenza anche solo temporanea di acqua all’interno della formazione, ed in particolare negli

spessori di arenaria. Pare ancora adeguatamente conservativo, quindi, ipotizzare la presenza di

acqua sottostante (al disotto dello pacchetto di fondo) la discarica, in comunicazione idraulica

(condizione di carico imposto) con l’acqua rilevata al piede nelle formazioni più permeabili.

In base ai rilevamenti dei primi piezometri al piede della discarica (N2-N1) si può ipotizzare una

piezometria al piede della discarica media di 162 mslm.

Confrontando tale valore con la sezione longitudinale della discarica fornita (immagine

seguente) si nota come la quota risulti praticamente allineata al fondo della discarica stessa ( per

la parte al piede), ovvero in corrispondenza del limite inferiore del p acchetto di fondo (dopo

lo strato di argilla-limosa k 1E-07) .

Analizzando i valori delle altezze piezometriche si stima un valore del gradiente medio

(pendenza) della falda nella direzione longitudinale (verso valle) dell’ordine del 13-14%.

Senza ulteriori dati piezometrici risulta impossibile definire l’eventuale andamento della

piezometria a monte e quindi al di sotto del corpo di discarica.

IPOTESI CONSERVATIVA.

Tuttavia ai fini della presente analisi di rischio si ipotizza conservativamente uno

scenario in cui l’ipotetica superficie piezometria rimanga adiacente al fondo della discarica

anche in direzione monte per tutta la sua lunghezza .




Figura 22 Sezione longitudinale discarica e piezometria di valle presunta.

Estensione della discarica nella direzione del flus so di falda(W)

Il modello HELP ha evidenziato come la struttura del pacchetto di impermeabilizzazione

presente determini rilasci di percolato a valle della geomembrana impermeabilizzante pari a 0.036

cm/anno. Tale rilascio davvero minimo risulta essere determinato dalla presenza di difetti locali o

fori (11 fori per ettaro) che inevitabilmente possono essere presenti nella geomembrana.

Nel valutare la dimensione della sorgente di rilascio del percolato nell’acquifero occorre quindi

considerare come non tutto il fondo della discarica sia una sorgente di rilascio ma come essa sia al

massimo determinata dalla somma delle superficie dei singoli fori o difetti.

Nel caso in esame avendo una superficie del fondo di circa 11.1 he si ricava una superficie dei

fori e quindi una superficie netta/effettiva di rilascio del percolato, ipotizzando la presenza di 11 fori

per ettaro con area pari a 0.0001 mq, pari a 0.012 mq.


Nel caso in esame si considera una superficie di ri lascio pari all’intera area del fondo

della discarica nella condizione pre-ampliamento 20 10. Come già discusso in precedenza

visto che il leggero aumento della lunghezza del fo ndo discarica riguarda la zona più a

monte si ipotizza che essa non sia a contatto con l a falda e che pertanto non si determini un

aumento della superficie della potenziale sorgente di rilascio.




Analizzando la geometria del fondo della discarica e la direzione principale del flusso di

falda si ricava una lunghezza W (sezione longitudin ale) massima pari a 370m.

Estensione della discarica nella direzione ortogona le al flusso di falda (Sw)

Utilizzando le ipotesi fatte in precedenza ed anali zzando la geometria del fondo della

discarica e la direzione principale del flusso di f alda si ricava una lunghezza W massima

pari a 200m.

Spessore dell’acquifero (dsw)

Spessore compreso tra la tavola d’acqua ed il letto dell’acquifero.

Analizzando i dati di caratterizzazione geologica, idrogeologica e stratigrafica del sito in esame

si può stimare un valore di spessore minimo dell’acquifero.

Per la sola porzione al piede della discarica, costituita da formazioni più permeabili , il valore è

desumibile dalle sezioni geologiche che mostrano uno strato permeabile sino a quote di fondo di

circa 150-155 m slm. immagini seguenti. Considerando la quota di fondo maggiore e la quota

piezometrica media al piede della discarica di 162 m slm si giunge ad una stima di spessore al

piede discarica dell’acquifero di circa 7 m.


In assenza di indicazioni di maggior dettaglio sul la presenza dei acqua nella formazione

sottostante la discarica si considererà cautelativa mente uno spessore di falda inferiore a

quello minimo stimabile al piede della discarica, o vvero dsw= 5m.




Figura 23 Posizione sezione geologica longitudinale

Figura 24 Porzione di valle della sezione longitudinale AA

Spessore della zona di mescolamento(sigma_sw)

Il percolato che arriva sulla tavola d’acqua dopo avere attraversato la zona insatura inizia a

diluirsi all’interno dell’acquifero in una zona definita come zona di mescolamento determinando

una diluizione delle concentrazioni che poi verranno propagate nella direzione del flusso di falda.

Tale parametro viene utilizzato per calcolare il coefficiente di diluizione del contaminante in

falda, una volta attraversato lo strato insaturo di terreno; le informazioni analitiche prescritte negli




standard ASTM E-1739-95 e PS 104-98 lo pongono infatti direttamente proporzionale a tale

coefficiente (UNICHIM, 2002).

Alternativamente, l’altezza dello strato di mescolamento può essere espressa come una

porzione dello spessore dell’acquifero, ma qualora sia possibile si consiglia una misurazione

diretta di tale strato.

La determinazione di tale parametro dovrebbe essere condotta mediante misure dirette in sito,

tuttavia al momento non sono disponibili e pertanto si ipotizza coerentemente a quanto definito

dalle norme ASTM PS 104-98 pari a allo spessore dell’acquifero ovvero pari a 5 m.


Si assume conservativamente lo spessore della zona di mescolamento pari a 200 cm

inferiori ai 500 cm indicati dalle equazioni dello standard ASTM

Gradiente idraulico della zona satura (i)

In un mezzo saturo, si definisce carico piezometrico h in un dato punto A la somma tra l’altezza

geometrica zA (distanza del punto considerato da un piano arbitrario di riferimento z = 0) e

l’altezza di pressione (risalita dell’acqua per effetto della sua pressione pA , dove ρ è la

densità del fluido e g è l’ accelerazione di gravità):




La differenza ∆h di livello piezometrico tra due punti è pertanto considerata una misura

rappresentativa della perdita di carico effettiva dovuta al flusso dell’acqua nel terreno. Il rapporto

tra la perdita di carico piezometrico ∆h e il tratto L in cui essa si verifica è definito gradiente

idraulico:

Nello scenario conservativo di falda adiacente il f ondo della discarica si adotta

l’inclinazione del fondo discarica come gradiente p iezometrico, pari al 14%

Conducibilità idraulica a saturazione del terreno s aturo (Ksat)

La conducibilità idraulica a saturazione (Ksat) è una misura che indica la capacità del terreno

saturo di trasmettere il flusso di acqua/contaminanti. In un terreno isotropo ed omogeneo essa è

costante.

La stima diretta della Ksat viene condotta generalmente mediante prove di pompaggio sui pozzi

o mediante prove di permeabilità (metodo Lefranc).

Stanti le prove specifiche in sito si considera come termine di confronto la determinazione

indiretta basata sulla tessitura del terreno secondo la tabella che segue:




Tabella 21 Conducibilità Terreno Saturo

Sulla scorta di quanto indicato nella relazione geologica fornita, valori conservativi di 10-6 cm/s

(vicine ai valori per silty clay secondo la classificazione precedente) per la formazione Colombacci

sottostante la discarica e, a partire dall’area esterna al piede di discarica sino al fiume, per

considerare le diverse coperture presenti, un valore di 10-3 cm/s, la scelta dei valori è stata

dettagliata nei paragrafi precedenti.


Dovendo scegliere un unico parametro per i calcoli dell’Analisi di Rischio di II Livello si

adotta il valore maggiormente conservativo pari a 1 0-3 cm/s uniforme ed isotropo per tutto

l’acquifero.

Porosità totale del terreno saturo (tetaT_sat)

Si rimanda a quanto detto per la porosità totale del terreno insaturo.

Velocità di Darcy (vgw)

Il moto dell’acqua in un mezzo poroso saturo è rappresentato dalla legge di Darcy, secondo cui

la velocità del flusso idrico o velocità di Darcy (vgw), data dal rapporto tra la portata Q defluente

attraverso una sezione ortogonale alla direzione di flusso e la sezione stessa A, è proporzionale al

gradiente idraulico i secondo la conducibilità idraulica del terreno Ksat:

La velocità darciana viene misurata in cm/anno e viene anche denominata velocità apparente

poiché la quantità di flusso è riferita alla sezione complessiva A ed a quella dei vuoti, quindi la vgw

risulta essere minore della velocità media effettiva (ve) attraverso i pori.

Sulla base dei parametri adottati per l’acquifero i n esame si ottiene un valore di Vgw =12

cm/giorno

Velocità media effettiva (ve)




La velocità media effettiva (ve) dell’acqua nella falda si ottiene dividendo la velocità di Darcy

con la porosità effettiva del terreno (θe). In base alle considerazioni fatte in precedenza sulla

porosità, è possibile porre θT = θe, da cui:

Sulla base dei parametri adottati per l’acquifero i n esame si ottiene un valore di Ve =42

cm/d

Coefficienti di dispersività longitudinale, vertica le e trasversale

Nello studio del trasporto e della diffusione di un contaminante in un mezzo saturo, si tiene

conto del fenomeno dispersivo a mezzo del coefficiente di dispersione idrodinamica o meccanica

Dh [cm2/s]. Tale coefficiente viene solitamente distinto secondo gli assi di riferimento x, y e z, a

mezzo dei coefficienti di dispersione longitudinale Dx, trasversale Dy e verticale Dz. Questi ultimi

possono essere rispettivamente stimati in base alle seguenti relazioni:

dove ve rappresenta la velocità media effettiva nella falda, e αx, αy e αz sono le così dette

dispersività longitudinale, trasversale e verticale (o coefficienti di dispersione intrinseca) del mezzo

poroso. Questi sono una caratteristica dell’acquifero e non dipendono dalla velocità di flusso.

I coefficienti di dispersione trasversale e verticale, consentono quindi di stimare la forma e le

dimensioni del pennacchio di contaminazione e quindi di progettare la realizzazione di una idonea

rete di piezometri di monitoraggio, che inizialmente consentirà di definire la reale estensione del

pennacchio di contaminazione e, nel seguito, permetterà di tenere sotto controllo l’evoluzione del

fenomeno.

Vista la difficoltà di stimare un valore diretto dei coefficienti di dispersività (espressi in m), per

l’applicazione dell’analisi di rischio di livello 2 la procedura di analisi di rischio per i siti contaminati

[ISPRA, “Criteri metodologici per l'applicazione dell’analisi di rischio assoluta ai siti contaminati”

2005], propone la seguente relazione [Xu e Eckstein, 1995] per la stima della dispersività

longitudinale αx:




dove L rappresenta la distanza del percorso e quindi tra la sorgente di contaminazione ed il

punto di conformità.

Noto il valore di dispersività longitudinale αx, si stimano i valori di dispersività trasversale αy e

verticale αz attraverso le seguenti relazioni [American Petroleum Institute’s Report, 1987]:

Nel caso del sito in esame si ipotizza una distanza L tra la sorgente di contaminazione, limite

lungo la direzione del flusso del fondo della discarica e il primo recettore/bersaglio, pari ai seguenti

valori:

- L2=POE2

- L3=POE3

B.1.3.3 Acque Superficiali

Le acque superficiali possono essere un bersaglio (recettore ambientale) della contaminazione

determinata dal rilascio di percolato nell’acquifero.

La contaminazione delle acque superficiali risulta possibile nel caso in cui si rilevi una

comunicazione tra la falda interessata dal rilascio del percolato di discarica ed un corpo idrico

superficiale limitrofo.

Nel caso in cui una falda contaminata si immette in un corpo idrico superficiale, si avrà un

processo di degrado della qualità delle acque superficiali, dovuto alla diluizione del plume

inquinato nel corpo idrico ricevente. La presenza di tale processo porta ad associare alla

valutazione del rischio una nuova via di migrazione. I meccanismi che regolano il trasporto di

contaminante attraverso questo comparto ambientale dipendono dai rapporti tra la falda di un

acquifero e un corpo idrico superficiale che in generale risultano essere molto complessi.

Esistono in generale 4 diversi tipi di scenario che descrivono l’interazione fra falda e corpi idrici

superficiali:




1. Nel caso di corsi d’acqua che alimentano la falda sotterranea si ha che il livello del pelo libero

del corpo idrico si trova ad una quota maggiore del potenziale idraulico dell’acquifero misurato in

prossimità del bordo del fiume (Figura 25a).

2. Nel caso in cui sia l’acqua di falda ad alimentare il corpo idrico superficiale, si ha che il

potenziale idraulico dell’acquifero è maggiore della quota del pelo libero del corpo idrico (Figura

25b).

3. Nel caso in cui il corpo idrico viene attraversato da una falda si ha che lungo una sponda il

potenziale idraulico della falda è maggiore della quota del pelo libero delle acque superficiali ( e il

fiume viene alimentato dalla falda), sull’altra sponda il potenziale idraulico ha una quota inferiore (il

corpo idrico è drenato dalla falda); questa situazione di solito si presenta quando il corso del fiume

cambia orientazione e scorre in direzione ortogonale al piano fluviale, e in generale anche alla

direzione del flusso di falda. (Figura 25c).

4. Quando la quota del letto del fiume e il potenziale idraulico sono uguali, si ha che il flusso del

fiume e quello della falda sono paralleli e non avvengono scambi idrico fra i due corpi. (Figura

25d).

Figura 25 Interazione falda – corpo idrico superficiale




Nell’ambito dell’analisi di rischio si farà riferimento esclusivamente al caso in cui sia l’acqua di

falda ad alimentare il corpo idrico superficiale, ovvero in cui il potenziale idraulico dell’acquifero sia

maggiore della quota del pelo libero del corpo idrico (Figura 25b).

Nel caso in esame si rileva la presenza di un corso d’acqua denominato Rio della Busca. Nella

relazione di SIA si riporta come “il carattere torrentizio del Rio della Busca, il cui il deflusso

praticamente si annulla alla fine dei periodi estivi, malgrado venga alimentato dal drenaggio della

falda freatica presente entro gli accumuli di "rosticcio", solcati nella parte alta del bacino, e nei

modesti sedimenti alluvionali terrazzati o di fondovalle presenti”.

La probabile alimentazione del Rio da parte della falda freatica in questione risulta tuttavia di

difficile quantificazione stanti i dati piezometrici attuali. La piezometria media interpolata a partire

dai dati puntuali nei paragrafi precedenti risulta, infatti, per il tratto di Rio che si affaccia sulla

discarica, al di sotto dell’alveo del torrente di 1-2m ,anche in corrispondenza dei piezometri di

subalveo più prossimi al corso d’acqua.


Cautelativamente si ipotizzerà in questa sede che l a piezometria interpolata sottostimi la

quota media di falda e che quest’ultima possa oscil lare al disopra del fondo alveo sino ad

1m (assunzione decisamente conservativa se si osser va che l’oscillazione massima dei

piezometri riportata nelle tabelle precedenti resta sempre al di sotto del metro)

Si riportano di seguito i parametri necessari per la determinazione dei fattori di trasporto dei

contaminanti nel corpo idrico superficiali.




Tabella 22 parametri caratterizzazione corpo idrico superficiale

Larghezza Corpo Idrico superficiale (Wsw)

Larghezza del fiume/corso d’acqua espressa in m.

Nel caso del Rio Busca, approssimando la sezione dell’alveo inciso rilevata e riportata negli

elaborati di SIA (tavola DS 01 FC DI 1.14_Rete monitoraggio completa) limitrofo alla discarica con

sezione rettangolare equivalente, la larghezza dell’alveo risulta di 10 m.

Sezione Trasversale Corpo Idrico superficiale (Ssw)

Sezione trasversale del corpo idrico superficiale in mq.

Per stimare l’area media occorre valutare il turante corrispondente alla portata media.

Adottando una pendenza media dell’1,5% ed uno schema di moto uniforme per la portata

media (150 l/s) di cui ai paragrafi successivi, utilizzando una scabrezza n di Manning pari a 0.05, si

otterrebbe un tirante per sezione rettangolare equivalente pari a 5 cm. E’ chiaro che una simile

valutazione sia idonea solo per stime di larga massima sull’entità del fenomeno (tirante idraulico e

sezione bagnata) entro l’alveo e conduce a stime di area bagnata di circa 0.5 mq.




Velocità della corrente del Corpo Idrico superficia le (vsw)

La velocità della corrente del corpo idrico superficiale in m/sec.

Per il torrente in esame si assume una velocità media (portata divisa per l’area bagnata) di 0,3

m/s.

Portata del Corpo Idrico superficiale (Qsw)

La portata volumetrica della corrente del corpo idrico superficiale in m3/sec.

La portata è definita, in funzione della velocità del corpo idrico superficiale e della sua sezione

trasversale, dalla seguente relazione:

La portata media annua viene stimata con alcune valutazioni idrologiche utilizzando i risultati

contenuti in uno studio recente dell’Autorità dei Bacini Regionali Romagnoli a cura del prof.

M.Franchini. Per la stazione di misura del Borello a Borello ( bacino drenato 124 km2), si riporta

una portata media per gli anni 1999-2004 di 1,84 mc/s. Il bacino drenato dal Rio busca all’altezza

della discarica risulta , su base ctr 1:5000, pari circa 1,5 km2.

Riscalando la portata media in base all’area del bacino drenato e adottando cautelativamente

una ulteriore riduzione del 30% circa si ottiene una stima della portata media annua di 150 l/s.

Portata della Falda che alimenta il Corpo Idrico su perficiale (Qgw)

Rappresenta la portata d’acqua che la falda immette nel volume di controllo del corpo idrico

superficiale nell’unità di tempo. Viene espressa in m3/d ed è possibile calcolarla attraverso la legge

di Darcy:

dove:

Agw è l’area attraverso cui l’acqua di falda affluisce nel corpo idrico recettore; è data dal

prodotto fra lo spessore (altezza) del plume di falda che scarica nel corpo idrico dsw, e la

larghezza del plume di falda lungo il bordo del corpo idrico superficiale (in direzione di scorrimento

dell’acqua) Lreach.




isw è la cadente piezometrica, data dal rapporto fra il dislivello esistente fra falda e pelo libero

del corpo idrico superficiale e la distanza (Lf) tra i punti in cui è misurato il dislivello:

Tale cadente può essere diversa dalla cadente che governa il moto della falda, sia perché la

presenza del corpo idrico modifica tale parametro, sia perché in prossimità di un corpo idrico la

granulometria del terreno può subire variazioni che influiscono sul moto della falda. La stima di

questo parametro può essere effettuata a mezzo di piezometri disposti in punti opportunamente

scelti. Nella figura successiva si riporta uno schema concettuale per la definizione dei singoli

parametri.

Figura 26 Interazione falda – corpo idrico superficiale

Nella relazione geologica si evince che “La parte terminale della limitrofa grande coltre detritica,

che raggiunge il rio della Busca ed è interessata dalla sezione, è rappresentata da un potente e

complesso deposito gravitativo di potenza variabile tra 11 e 19 metri, separato dal substrato

litologico lapideo da qualche metro di roccia alterata”; si può quindi stimare uno spessore medio

della coltre sede della falda freatica di 15 m. Considerando la soggiacenza media registrata nei

piezometro di subalveo S2 più prossimo al corso d’acqua (-3 m) si ottiene una stima di dsw= 12m.




Calcolare dsW in base alla quota del letto dell’acquifero freatico pare ancora decisamente

conservativo perché ipotizza un meccanismo di drenaggio (sul tipo di quello mostrato nella figura

precedente) completo dell’intero spessore di falda da parte del Rio.

La lunghezza de torrente che si affaccia all’area di discarica risulta pari a circa: Lreach= 250 m.

l’area contribuente Agw risulterebbe quindi pari a 3000 mq.

Il gradiente piezometrico medio isw va stimato a partire dalle ipotesi fatte in precedenza sulla

posizione della falda. Trascurando a favore di sicurezza i pochi centimetri di tirante idrico

corrispondenti alla portata media annua nel Rio busca si consideri il dislivello di 1m tra la falda ed il

fiume. La distanza a cui si adotta questo valore rispetto all’alveo inciso può essere approssimata

in prima battuta con la distanza media dall’alveo dei due piezometri di subalveo S1 ed S2, pari a

circa 10 m. si ottiene un gradiente piezometrico isw pari al 10%.

La portata complessiva, utilizzando la stima più conservativa di Ksat= 10-3 cm/s, che la falda

immetterebbe nel Rio risulta in questo modo pari a circa 3 l/s.

Volume del corpo idrico per la miscelazione (V)

Rappresenta il volume (espresso in m3) d’acqua del corpo idrico superficiale, all’interno del

quale si ipotizza che avvenga la miscelazione. E’, a tutti gli effetti, un volume di controllo.

Altezza idrometrica (bsw)

Rappresenta l’altezza, espressa in m, del pelo libero del fiume rispetto ad un livello determinato

(zero idrometrico), di solito coincidente con la base del letto del corpo idrico.

In base alle considerazioni idrologiche sopraesposte si può ipotizzare un tirante medio per

sezione rettangolare equivalente di 5 cm.

Spessore (altezza) della falda che interseca il cor po idrico (dsw)

Rappresenta lo spessore di falda che interseca il corpo idrico. E’ un parametro sito-specifico

non necessariamente pari all’intera profondità della falda, nel caso in cui la falda penetri solo

parzialmente il corpo idrico. Viene espresso in m.

In base alle valutazioni conservative dei paragrafi precedenti si può adottare un tirante della

falda al di sopra del fondo alveo dsw= 12m.




Larghezza del plume (Lreach)

Rappresenta la larghezza, espressa in m, del plume di falda nel punto in cui si interseca con il

corpo idrico. Lreach= 250 m.

Potenziale idraulico del corpo idrico (hsw)

Rappresenta il potenziale idraulico di un fiume o di un corso d’acqua e viene espresso

solitamente in cm.

Poiché le correnti a pelo libero sono soggette ad una pressione costante (p=patm), che viene

presa come riferimento, al calcolo del potenziale contribuiscono solo i termini relativi alla quota e

alla velocità media:

In base alle considerazioni sopra esposte si può, a favore di sicurezza, trascurare il potenziale

idrico del Rio ( dell’ordine di alcuni centimetri), considerando il caso peggiore e poco realistico di

falda freatica alta e Rio Busca praticamente in secca.

Potenziale idraulico della falda (hgw)

Il potenziale (o carico) idraulico associato ad una massa fluida viene determinato dalla

seguente relazione:

dove:

z è la quota della massa fluida rispetto ad un livello determinato;

p è la pressione cui è soggetta la massa fluida;

v è la velocità media del fluido;

g è l’accelerazione di gravità, espressa in m/s2.




Come precedentemente esposto, anche se le misure disponibili evidenziano un probabile

posizione della falda di sotto del fondo alveo, si adotterà cautelativamente una posizione di falda 1

m sopra il fondo alveo. Essendo al falda freatica e stanti le base velocità effettive si può

confondere il livello piezometrico con il potenziale idraulico; hgw = 1m.

Coefficiente di dispersione laterale (Dysw)

Il coefficiente di dispersione laterale (Dysw), espresso in m/s, fornisce una indicazione

quantitativa della efficacia del mescolamento laterale in un corpo d’acqua superficiale. Può essere

stimato dalla relazione:

dove:

d è la profondità del corpo idrico, espressa in m;

v’sw è la velocità trasversale del corpo idrico, espressa in m/s e calcolata come:

dove:

g è l’accelerazione di gravità, espressa in m/s2;

Sl è la pendenza del canale del corpo idrico, espressa in m/m;

In alternativa si usa porre la velocità trasversale pari al 10% della velocità media del fiume C è il

fattore che tiene conto delle irregolarità della sezione del canale in prossimità dello scarico. Risulta

pari a:

0,1 per canali rettangolari;

0,3 per canali in condotte;

0,6 per canali naturali poco tortuosi;

1,0 per canali naturali molto tortuosi;

1,3 per canali con angoli di 90º o più.




Nel caso del Rio busca si considera v’sw media delle stime con i metodi precedenti= 0.05 m/s e

Dy=0.6*0.05* v’sw= circa 0.0015.

Concentrazione della specie chimica nel corpo idric o superficiale (C0)

Per il bilancio di massa occorrerà determinare la concentrazione della specie, selezionata quale

indicatore della contaminazione, nel corpo idrico superficiale a monte del punto di immissione delle

acque sotterranee.




B.1.3.4 Atmosfera

Il rilascio di contaminanti in atmosfera da parte della discarica Herambiente Tessello 2 può

essere classificato in: rilascio diretto di biogas, rilascio indiretto di sostanze volatili dal percolato.

Per quanto concerne il rilascio diretto di contaminanti mediante il biogas, come descritto in

precedenza si valuta il rischio associato alla potenziale inalazione dei COCs presenti nelle

emissioni di biogas che sfugge ai sistemi di captazione della discarica.

Il rilascio indiretto di contaminanti in atmosfera per effetto della volatilizzazione dei composti

presenti nel percolato rilasciato nel sottosuolo è da ritenersi trascurabile in quanto non sono

presenti nel percolato inquinanti COC caratterizzati da elevata volatilità.

Al fine di valutare i fattori di diluizione in atmosfera ADF (Air Dispersione Factor) si procede in

una simulazione modellistica con il codice gaussiano ISCST3 ipotizzando condizioni

meteodiffusive (velocità del vento, classi di pasquill) conservative definite come worst-case in

accordo con U.S. Environmental Protection Agency, 1995: Screening Procedures for Estimating

the Air Quality Impact of Stationary Sources, Revised. EPA-450/R-92-019. U.S. Environmental

Protection Agency, Research Triangle Park, NC).

Nella tabella che segue sono riportate le condizioni meteo diffusive da considerarsi come casi

conservativi, ovvero condizioni a cui corrispondono elevati valori delle concentrazioni al suolo

sono, in termini di classi di velocità del vento e classi di stabilità di Pasquill.

Velocita’ del Vento (m/s)

Classe di Stabilita’

0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.5 5 6 7 8 10 12 14 16 18 20

A * * * * * *

B * * * * * * * * * *

C * * * * * * * * * * * * * *

D * * * * * * * * * * * * * * * * * * *

E * * * * * * * * * *

F * * * * * *




Le simulazioni nelle condizioni meteo di worst-case sono state condotte ipotizzando i seguenti

dati di input:

- Sorgente Areale Discarica con estensione pari a 45000 mq

- Portata Specifica areale di Biogas pari a 2,56 Nmc/mq-anno

Nella figura che segue si riporta l’andamento delle concentrazioni massime orarie in funzione

della distanza sotto-vento dalla sorgente discarica.

Concentrazioni COC nei POE

0.00E+00

1.00E-05

2.00E-05

3.00E-05

4.00E-05

5.00E-05

6.00E-05

7.00E-05

8.00E-05

9.00E-05

1.00E-04

POE1 POE2 POE3

mg/

Nm

c Ammoniaca

Etilbenzene

Stirene

Xileni

Figura 27 Concentrazione dei COC in atmosfera in corrispondenza dei POE




ADF dei COC nei POE

0.00E+00

5.00E+05

1.00E+06

1.50E+06

2.00E+06

2.50E+06

3.00E+06

3.50E+06

4.00E+06

4.50E+06

POE1 POE2 POE3

mg/

Nm

c

ADF

Figura 28 ADFdei COC in atmosfera in corrispondenza dei POE




B.1.3.5 Conclusioni Modello Concettuale MCS

Sulla base delle ipotesi discusse nei capitoli precedenti si procede nella descrizione del Modello

Concettuale per il sito della discarica Herambiente Tessello 2 che sta alla base delle valutazioni

del rischio che seguono.

Il modello concettuale è così caratterizzato:

- Spessore insaturo pari ad 1 m di argilla con k= 1E-07 cm/sec

- Livello piezometrico costante su tutta la superficie del fondo discarica localizzato a -1m

dalla membrana impermeabilizzante in PEAD, l’acquifero è caratterizzato da una pendenza

del 14% in una formazione con k= 1E-03 cm/sec

- Flusso di percolato in uscita dalla geomembrana pari a 0.0036 cm/anno, tale flusso è per la

maggior parte determinato dalla presenza dei fori o difetti di installazione della

geomembrana, nei calcoli che seguono si considera tutto il fondo discarica come superficie

di rilascio e non solo la somma delle aree dei fori

- Battente di percolato pari a 4 cm, tale spessore corrisponde alla zona di terreno che viene

considerata come inquinata

- Parametri Sito Specifici determinati mediante specifiche analisi:

o Densità del suolo 1,4 g/cm3

o Frazione Carbonio Organico 1,3%

o PH 7,7


Dicembre 2010 Pag. 92 di 155




B.1.4 Individuazione dei Potenziali Recettori

In questa fase si procede nella identificazione e localizzazione di tutte le categorie di potenziali

recettori umani che attualmente o potranno in un futuro essere esposti alle contaminazioni

determinate dai rilasci di percolato in falda.

Occorre infatti valutare anche la presenza di future tipologie di recettori per effetto di potenziali

cambiamenti di destinazione d’uso del sito in oggetto.

Allo stato attuale il sito ha una destinazione d’uso del tipo industriale/discarica, inoltre non sono

presenti recettori di tipo residenziale in quanto l’area circostante e’ caratterizzata da un uso del

suolo di tipo misto agricolo e cespuglietti.

In Figura 29 è riportata la mappa relativa alla localizzazione di potenziali recettori sensibili per

l’area in esame.

Figura 29 Localizzazione recettori sensibili




Come si desume dalla Figura 30 nelle immediate vicinanze non sono presenti pozzi di

emungimento di qualsiasi tipo, il più vicino (di tipo agricolo) è localizzato ad oltre 4 km in direzione

di Cesena.

0 1,500 3,000 4,500 6,000750Meters

Legend

pozzi_anagrafe EventsUSO

!. AGRICOLO

!. ANTINCENDIO

!. CIVILE

!. DOMESTICO

!. INATTIVO

!. INDUSTR.LE

!. INDUSTRIALE

!. VARIO

!. ZOOTECNICO

!.

!.

!.!.

!.

!.

!.!.

!. !.

!.!.

!.

!.

!.

!.

!.

!.

!.

!.

!.

!.

!.

!.

!.

!. !.

!.

!.

!.

!.

!.

!. !.

!.!.

SITO HERA TESSELLO 2

Figura 30 Localizzazione pozzi

Allo stato attuale non esistono, sia per mancanza di pozzi (potabili, irrigui) che di centri abitati,

nelle immediate vicinanze del sito discarica Herambiente Tessello 2 dei Punti di Esposizione POE

dove possa avvenire un minimo contatto tra sostanze contaminanti rilasciate dal corpo della

discarica e recettori umani.


Tuttavia ai fini della analisi di rischio si ipotiz za virtualmente che dei recettori di tipo

residenziali possano essere esposti ai contaminanti in corrispondenza di tre Punti di

Esposizione POE localizzati nelle immediate vicinan ze del sito (Figura 31).

1. POE 1 localizzato al limite dell’area di coltiva zione




2. POE 2 localizzato a 150 m dall’area di coltivazi one

3. POE 3 localizzato a 250 m dall’area di coltivazi one in corrispondenza del Rio Busca

0 70 140 210 28035Meters

Legend

Point of Exposurenome

!. POE1 - Limite Discarica

!. POE2

!. POE3 Rio Busca

!.!.

!.

Figura 31 Localizzazione POE

B.1.5 Percorsi di Esposizione

L’identificazione dei potenziali Percorsi di Esposizione (Exposure Pathways) si articola nella

descrizione dei meccanismi che mettono in contatto la sorgente (Source Area) del COC con il

recettore umano.

Un percorso di esposizione è generalmente costituito da quattro elementi:

(1) una sorgente ed un meccanismo di rilascio del COC,

(2) un mezzo di ritenzione o trasporto,

(3) un punto di contatto (Point of Exposure POE) tra il ricettore e il mezzo contaminato,

(4) una via di esposizione (Exposure Route: Ingestione, Inalazione, Contatto Dermico).




In Figura 32 è raffigurato un esempio di percorso di esposizione dove il serbatoio (corpo

percolante discarica) è la sorgente del rilascio chimico, il suolo costituisce l’area sorgente, il

meccanismo di trasporto è il percolamento dal suolo alla falda mentre l’ingestione di acqua

contaminata rappresenta la via di esposizione per il ricettore umano.

Figura 32 Percorso di Esposizione (Exposure Pathway)

Le vie di esposizione (Exposure Route) sono rappresentate da tre principali meccanismi di

contatto tra ricettore e composto chimico:

1. Ingestione

2. Inalazione

3. Contatto dermale

I recettori residenziali ipotizzati in corrispondenza dei tre POE limitrofi al sito Herambiente

Tessello 2 sono potenzialmente esposti ai contaminanti rilasciati dal corpo della discarica per

effetto dei seguenti percorsi di esposizione:

1. Ingestione Diretta da Acqua Contaminata proveniente dalla falda o dal corpo idrico

superficale;

2. Contatto dermale con acqua superficiale contaminata;

3. Inalazione di vapori sia outdoor.




In Figura 33 si riporta il diagramma di flusso dei percorsi di esposizione per la discarica

Herambiente Tessello 2.

I recettori ipotizzati nei POE e di conseguenza i percorsi di esposizione selezionati sono del

tutto virtuali infatti nella realta’ essi sono del tutto da escludersi per le seguenti motivazioni:

- non esistono e non sono previsti prelievi idrici di acqua di falda per usi potabili o agricoli;

- non esistono recettori residenziali o industriali che consumano acqua proveniente dalla

falda in corrispondenza dei POE;

- le acque del Rio Busca non sono utilizzate per usi irrigui o idropotabili;

- non esistono recettori di alcun tipo in corrispondenza dei POE.




Figura 33 Exposure Routes RBCA

B.1.6 Caratterizzazione dei Potenziali Recettori

Come evidenziato in precedenza si sottolinea come i 3 POE (Punti di Esposizione) localizzati

nelle immediate vicinanze siano del tutto virtuali in quanto non esistono recettori, sia residenziali

che industriali, che possono essere esposti ai contaminanti rilasciati nella falda o nelle acque

superficiali.


Tuttavia ai fini del calcolo dell’AR si ipotizza ch e in corrispondenza dei POE sia presenti

recettori umani di tipo residenziale che utilizzano sia le acque sotterranee che superficiali

contaminante dalle perdite ipotetiche di percolato della discarica Herambiente Tessello 2.

Si sceglie come tipologia di recettore quella resid enziale in quanto la più sensibile alle

esposizioni da ingestione di acqua per uso alimenta re.

Nella Figura 34 sono riportati i valori di default suggeriti dalla procedura RBCA ASTM PS-104

per i recettori di tipo residenziale.




Site Name: Discarica RSU ConseliceLocation: Conselice

1. Exposure Compl. By: Ing. Stefano Bagli www.gecosistema.it

Parameters Residential Commercial Job ID: 1 Date: 15/12/2005

Age Adjustment? Adult (Age 0-6) (Age 0-16) Chronic Construc.

Averaging time, carcinogens (yr) 70 2. Risk Goal Calculation OptionsAveraging time, non-carcinogens (yr) 30 25 1 Individual Constitiuent Risk Goals Only

Body weight (kg) 70 15 35 70 Individual and Cumulative Risk Goals

Exposure duration (yr) 30 6 16 25 1Exposure frequency (days/yr) 350 250 180Dermal exposure frequency (days/yr) 350 250Skin surface area, soil contact (cm2) 5800 2023 5800 5800 Individual CumulativeSoil dermal adherence factor (mg/cm2/day) 1 Target Risk (Class A/B carcins.) 1.0E-6 1.0E-5Water ingestion rate (L/day) 2 1 Target Risk (Class C carcinogens) 1.0E-5Soil ingestion rate (mg/day) 100 200 50 100 Target Hazard Quotient 1.0E+0Swimming exposure time (hr/event) 3 Target Hazard Index 1.0E+0Swimming event frequency (events/yr) 12 12 12 4. Commands and OptionsSwimming water ingestion rate (L/hr) 0.05 0.5

Skin surface area, swimming (cm2) 23000 8100Fish consumption rate (kg/day) 0.025Contaminated fish fraction (unitless) 1

Use DefaultValues

Print Sheet

Help

Return to Exposure Pathways

Exposure Factors and Target Risk Limits

3. Target Health Risk Limits

Figura 34 Caratteristiche recettori




B.2 MODELLISTICA DI FATE AND TRANSPORT – STIMA DEI FATTORI DI TRASPORTO (VALUTAZIONE RISCHIO AMBIENTALE/RISCHIO F ALDA)

In questo paragrafo si procede nella stima modellistica del trasporto dei contaminanti nei media

ambientali interessati dalla contaminazione, che per il caso in esame sono l’atmosfera e la falda

acquifera.

Il confronto tra i valori delle concentrazioni di C OCs presenti in atmosfera e

nell’acquifero in corrispondenza dei POE con i limi ti normativi o gli standard internazionali

vigenti permette di valutare una sorta di Rischio A mbientale/Rischio Falda per ciascuna

delle componenti ambientali interessate dalla conta minazione.

Una sostanza rilasciata nell’ambiente è soggetta ai processi fisici, chimici e biologici che ne

definiscono la distribuzione spaziale e temporale nelle diverse matrici ambientali. Una delle fasi

fondamentali per giungere alla valutazione quantitativa dell’esposizione, riguarda la stima delle

concentrazioni degli agenti chimici nelle matrici ambientali in corrispondenza del punto spaziale e

dell’istante in cui avviene l’esposizione (Exposure Point Concentration).

Per potere quantificare le concentrazioni nei punti di esposizione è necessario conoscere e

valutare i meccanismi di destino e trasporto delle sostanze rilasciate nell’ambiente, attraverso il

ricorso a modelli matematici di Fate and Transport.

Assegnata la concentrazione delle emissioni in uscita dalla sorgente-discarica (CS_out), si

calcola la concentrazione nel punto di esposizione (CPOE) attraverso la seguente relazione:

dove con FT viene indicato il fattore di trasporto, che tiene conto dei fenomeni di attenuazione

che intervengono durante la migrazione dei contaminanti.

I processi simulati dai modelli di Fate and Transport riguardano sia meccanismi di trasporto che

i processi di trasformazione dei contaminati nei diversi media ambientali (Foster Wheeler

Environmental Corporation, http://www.epa.gov/oust/rbdm, 1998), in particolare:




• Convezione (Advection): trasporto delle sostanze in soluzione o del fine particolato

determinato dalla velocità della corrente del fluido (gas e liquido);

• Dispersione (Dispersion): Spreading tridimesionale dei costituenti disciolti nel fluido

(liquido, gas) in movimento per effetto delle forze d’attrito che costringono il fluido a

percorsi tortuosi attraverso i media ambientali (mezzi porosi), per effetto delle

eterogeneità sia alle piccole che alle grandi scale della matrice;

• Diffusione (Diffusion): flusso del soluto da una zona ad alta concentrazione ad una a

più bassa concentrazione per effetto dei moti Browniani molecolari, spreading della

massa del composto a causa dei gradienti di concentrazione;

• Partizionamento all’equilibrio dei costituenti tra le fasi solide e fluide del media

ambientale a causa dei fenomeni di adsorbimento, solubilità, e reazioni chimiche

all’equilibrio,

• Biodegradazione dei costituenti da parte di microrganismi indigeni, Fotolisi, Idrolisi.

I Meccanismi di Trasporto possono essere classificati in:

• In-Media Transport: processi di trasporto attraverso i media, ovvero il trasporto avviene

senza il cambiamento di fase della sostanza (dispersione, convezione, diffusione);

• Inter-Media Transport: processi di trasporto da un media all’altro con passaggio di fase

della sostanza (assorbimento, volatilizzazione, adsorbimento). Si tratta di processi che

determinano il trasferimento di massa (Equilibrium Partitioning) tra una fase e l’altra

nelle condizioni di equilibrio in corrispondenza dell’interfaccia (solido-liquido, liquido-

aria, solido-aria). Il trasporto di massa tra le fasi in condizioni di equilibrio è descritto

mediante un fattore di partizionamento specifico per ogni tipo di passaggio di fase, che

relaziona la concentrazione del COC presenti nelle singole fasi nelle condizioni di

equilibrio.

La metodologia ASTM PS-104 implementata nel software RBCA ToolKit consente di stimare il

destino e trasporto delle concentrazioni nei diversi media ambientali mediante alcuni modelli

matematici analitici.

I modelli implementati permettono di simulare sia i processi di trasporto inter-media che di tipo

in-media.




Nella Tabella 23 sono elencati i fattori di trasporto FT che intervengono in generale nella

procedura di analisi di rischio applicata alle discariche, distinti in base alle emissioni della

discarica, quali percolato e biogas, che corrispondono ai potenziali contaminanti trasportati nei

comparti ambientali.

Tabella 23– fattori di trasporto

Ciascun fattore di trasporto FT viene stimato applicando dei modelli analitici secondo lo

standard ASTM PS-104, si tratta di modelli matematici analitici che utilizzano come dati di input i

parametri descritti in precedenza per la caratterizzazione dei singoli media ambientali e dei

contaminanti oggetto delle valutazioni.

Per una descrizione e discussione completa delle equazioni utilizzate per la stima dei suddetti

fattori di trasporto, si rimanda alla norma tecnica ASTM PS-104 ed al manuale ISPRA “Criteri

metodologici per l'applicazione dell’analisi di rischio assoluta ai siti contaminati” (ISPRA 2006) ed

adattate al caso particolare delle discarica.

In generale, le principali assunzioni delle equazioni dei modelli descritti sono:




• concentrazione degli inquinanti uniformemente distribuita nelle matrici ambientali

interessate (suolo, acque sotterranee, aria) e costante per tutto il periodo di

esposizione;

• terreno omogeneo, isotropo e incoerente (si escludono quindi i suolo porosi per

fessurazione, i quali necessitano di modellistica specifica corrispondente ad un livello 3

di analisi);

• non si considerano fenomeni di biodegradazione (ad eccezione del DAF) o meccanismi

di decadimento/trasformazione delle sostanze inquinanti nel suolo, in soluzione

nell’acqua o in fase vapore.

Analizzando la componente ambientale acquifero si procede nella stima delle concentrazioni

dei diversi COCs rilasciati dalla perdite di percolato in corrispondenza dei POE stimando i fattori di

attenuazione che descrivono i fenomeni di percolazione nell’insaturo e di flusso e trasporto

nell’acquifero:

• LF Lisciviazione in falda attraverso la zona insatura (LF, LDF, SAM);

• DAF Attenuazione in falda.

B.2.1.1 Modellizzazzione flusso e trasporto nell’insaturo

Secondo la metodologia ASTM il fattore di trasporto LF viene stimato prendendo in

considerazione i seguenti fenomeni di attenuazione delle concentrazioni:

• Kws (soil leachate partition factor ksw) considera che l’inquinante presente nel suolo si

partiziona nelle diverse componenti aria, acqua e suolo. Esso è funzione delle

caratteristiche del suolo e del parametro ks (coefficiente partizione suolo) specifico per

ogni COC:

• LDF (Leachate Diluition Factor ksw) è la diluizione che il contaminante subisce una

volta raggiunto il piano di falda espressa a mezzo del coefficiente di diluizione in falda

LDF (Leachate Diluition Factor):




Dove Ief rappresenta l’infiltrazione efficace del percolato all’interno dell’acquifero, essa viene

stimata utilizzando il codice di calcolo HELP (Ief pari a 0,036 cm/anno per la discarica in esame)

• SAM (Soil Attenuation Model) questo fattore tiene conto della diluizione delle

concentrazioni nel percolato nel caso in cui il piano di falda non sia immediatamente al

di sotto della superficie di rilascio, ovvero che il percolato debba attraversare una

porzione di insaturo prima di giungere nell’acquifero.




dove Lf rappresenta la soggiacenza della falda e ds lo spessore della zona contaminata.

Riassumendo il fattore di diluizione totale LF può essere stimato secondo la seguente

espressione:


Nel caso della discarica in oggetto, si ipotizza la presenza di un battente di

percolato (4 cm) sul fondo della discarica con circa 1 m di franco rispetto alla falda

acquifera.

Le concentrazioni della contaminazione fanno riferimento direttamente all’eluato e

pertanto per il calcolo del LF non è necessario stimare il Ksw per ogni composto

chimico.

LF= SAM/LDF

Calcolo LDF

Applicando i seguenti dati sito specifici si stima LDF come segue:

• Ieff= 0.0036 cm/anno (stima HELP)

• Vgw = velocità darciana acquifero 4380 cm/anno




• W= larghezza discarica trasversale al flusso pari a 37000 cm

• b= spessore acquifero pari a 500 cm

• Sigmagw= spessore zona miscelazione satura pari a 200 cm (valore conservativo

rispetto a quanto stimato secondo le equazione ASTM)

LDF=6577

CALCOLO SAM

Il Soil Attenuation Model stima la diluizione delle concentrazioni di contaminanti presenti

nel percolato per effetto del trasporto avvettivo/d iffusivo nella percolazione verticale nello

strato di insaturo tra il battente e la tavola d’ac qua.

Nel caso della discarica in esame, ipotizzando che il pacchetto di impermeabilizzazione

(HDPE+argilla compattata), sia a diretto contatto c on la falda acquifera, lo spessore di

insaturo interessato dalla percolazione verticale c orrisponde allo spessore dello strato di

argilla compattata pari ad 1 m.

La stima del SAM viene in questo caso condotta medi ante una simulazione con modello

numerico in grado di determinare in modo più accura to il fattore di diluizione rispetto al

modello analitico proposto nello standard ASTM E-17 39 (J.A. Connor http://www.gsi-

net.com/files/papers/Connor_SoilAttenModel_pa.pdf )

Secondo lo standard ASTM il fattore di diluizione r isulta facilmente stimabile dal rapporto

tra lo spessore della zona contaminata (pari a 4 cm – spessore battente percolato sul fondo)

e la soggiacenza della falda rispetto al fondo dell a discarica (100 cm). In questo caso SAM

risulterebbe pari a 4.0E-2.




Al fine di quantificare il fattore di diluizione SAM (Soil Attenuation Model) che permette di

stimare il valore della concentrazione in falda di ogni COC presente nel battente di percolato sul

fondo della discarica, si è proceduto mediante la simulazione con modello numerico FEFLOW4 al

fine di stimare l’andamento temporale e verticale dei profili di concentrazione nello strato di

insaturo.

Il percolato che potenzialmente può uscire attraverso i difetti della impermeabilizzazione della

discarica entra in contatto con la falda acquifera dopo avere attraversato lo spessore di insaturo,

costituito da terreno sabbioso. In questo percorso di infiltrazione i valori delle concentrazioni di

COC subiscono una diluizione per effetto dei fenomeni di trasporto (avvettivo e diffusivo).

La simulazione numerica condotta con il codice FEFLOW agli elementi fini ha come obiettivo la

stima dell’andamento sia temporale che lungo il profilo verticale di insaturo delle concentrazioni di

COC presenti nel percolato.

La simulazione è stata condotta secondo le seguenti ipotesi conservative:

• Schematizzazione 1-D monodimensionale;

• Battente di percolato sul fondo della discarica pari a 4 cm per un periodo di rilascio pari

a 100 anni (durata molto maggiore rispetto alla vita della discarica);

• Concentrazione di un ipotetico contaminate pari a 100 mg/l;

• Stratigrafia costituito da 1 m di argilla compattata;

• Parametri idrogeologici dell’insaturo secondo tabella:

θθθθr θθθθs A n k [m/s] argilla (clay) 0.304 0.38 0.8 1.8 1E-09

acquifero (silty clay) 0.274 0.36 0.8 1.8 1E-05

• Presenza di 1 acquifero (5 m di spessore) a quota -1 m dal battente di percolato;

4 Diersch 2005 http://www.feflow.info/uploads/media/feflow_reference_manual_03.pdf




• Percolazione verticale (equazioni di Richards) secondo la formulazione di Van

Genuchten;

• Simulazione con durata 1000 anni;

• Discretizzazione dominio di calcolo: mesh triangolare formata da 5426 nodi e 10089

elementi, con dimensioni comprese tra 0,7 e 2,8 m;

• Si trascurano i fenomeni di adsorbimento dei contaminanti.

Si riportano di seguito i risultati della simulazione condotta relativamente al profilo verticale delle

concentrazioni ed agli andamenti temporali delle concentrazioni in 3 punti di controllo localizzati a

diverse profondità come riportato in tabella.

La concentrazione massima rilevata in corrispondenza dell’osservatore n.1 localizzato sulla

tavola d’acqua della prima falda a 1 m di profondità rispetto al p.c. corrisponde a 71 mg/L, ovvero

al 71% della concentrazione iniziale per un generico COC presente nel battente di percolato sul

fondo della discarica. Il valore massimo raggiunge la falda dopo circa 101 anni.

Si osserva come il valore del fattore di diluizione nell’insaturo stimato con FEFLOW (pari a 0,71)

sia nettamente conservativo rispetto al valore ottenuto mediante il semplice modello SAM (4,0E-2).

Il fattore di diluizione massimo SAM suolo saturo viene quindi fissato pari a 0,71 alla quota della

tavola d’acqua del primo acquifero.

Nella tabella che segue si elencano i punti di controllo localizzati a diverse profondità di sui

vengono graficati i risultati della simulazione con codice FEFLOW.

punti Profondità m da p.c.

1 1 base discarica 2 0 tetto formazione acquifera 3 -5 Fondo acquifero




Nella tabella che segue si riportano i valori dei COCs presenti nel PERCOLATO VIRTUALE in

corrispondenza della falda ed utilizzati come concentrazione iniziale per la diluizione nella falda.

Il fattore di diluizione LF complessivo per il trasporto nell’insaturo risulta pertanto pari a:

LF=SAM/LDF=1.0709E-4




COC Conc. Percolato Virt.

mg/L

Conc POE1

Water Table (LF)

mg/L

Arsenic 0.4 4.28E-05

Cadmium 3 3.21E-04

Chromium (III) 5 5.35E-04

Mercury 0.05 5.35E-06

Nickel 3 3.21E-04

Copper 15 1.61E-03

Selenium 3 3.21E-04

Zinc 20 2.14E-03

Manganese 10 1.07E-03

Fenoli e Clorofenoli 5 5.35E-04

Boro* 20 2.14E-03

Alluminio* 10 1.07E-03

TPH - Aliph >C05-C06 50 5.35E-03

TPH - Arom >C05-C07 50 5.35E-03

Piombo* 5 5.35E-04

FERRO 50 5.35E-03

Molybdenum 1 1.07E-04

Antimony 1 1.07E-04

Barium 10 1.07E-03

Fluorine (soluble fluoride) 15 1.61E-03

Cyanide 1 1.07E-04

Tabella 24 Concentrazione in falda POE1 onsite

B.2.1.2 Modellizzazzione flusso e trasporto nella falda acquifera

Il parametro DAF (Diluition Attenuation Factor) esprime il rapporto tra la concentrazione di un

contaminante in corrispondenza della sorgente secondaria in falda Cs(falda) e la concentrazione al

punto di esposizione CPOE(falda) situato a distanza x dalla sorgente nel verso di flusso:

Il DAF viene calcolato mediante il modello analitico di Domenico (Domenico e Schwartz, 1998)

in coerenza a quanto riportato in Appendice C delle linee guida ISPRA 2006 e secondo quanto

descritto nel manuale utente del software RBCA ToolKit.




Nella Figura che segue sono riepilogati i valori dei parametri di input utilizzati per i modelli LF e

DAF dedotti dalle analisi condotte durante la definizione del modello concettuale.

Figura 35 Modelli Fate&Transport procedura RBCA

Nelle figure che seguono si riportano i parametri di input utilizzati per le quantificazioni

modellistiche relative al destino e trasporto delle sostanze inquinanti nei diversi media di

esposizione.

Tra i principali dati di input si evidenziano i seguenti:

• Estensione area contaminazione pari a 11.1 ha;

• Profondità della falda a circa 100 cm dal fondo della discarica;

• Lunghezza dell’area contaminata nella direzione del flusso dell’acquifero pari a 370

m;

• Gradiente idraulico falda sospesa pari a 0.14;

• Dispersività longitudinale calcolata secondo Xu e Eckstein.




Figura 36 Input LF Transport Model procedura RBCA

Figura 37 Input DAF Transport Model procedura RBCA

Sulla base dei parametri indicati nella figura che segue è possibile stimare i valori del fattore di

diluizione in falda DAF a diverse distanze dalla sorgente per un generico inquinante solubile in

condizioni di assenza di fenomeni di biodegradazione e ritardo.




Nella tabella e figura che segue si riportano valori dei DAF a diverse distanze dal confine del

corpo della discarica.

Le distanze vanno considerate in direzione di valle dei gradienti piezometrici ovvero in direzione

NNE.

Nella figura che segue si riporta l’andamento del DAF in funzione della distanza dai confini della

sorgente discarica Tessello.

Il fattore di diluizione Groundwater to Surface Water viene stimato attraverso la seguente

espressione

Dove:

Qsw = Portata del corpo idrico superficiale pari a 150 l/sec (cm3/sec)

Sigma_sw = Spessore del plume in corrispondenza dello scarico nel fiume 1200 cm




Vgw = velocità di darcy della falda pari a 4380 cm/anno (

Wgwsw = larghezza del plume in corrispondenza del punto di immissione pari a 250000cm

DFgwsw = 0.951841

Nella tabella che segue si riporta il riepilogo dei fattori di diluizione in corrispondenza dei diversi

POE per la falda e per il corpo idrico superficiale oggetto dell’analisi di rischio.

m 50m POE2 150m POE3 GW

250m

POE3 SW

250m

DAF 0.995868 1.274016 1.634626 1.717330103

DFgwsw 1 1 1 0.95184136

LF 0.000107 0.000107 0.000107 0.0001070

NAF=DAF*LF*DFgwsw 9299.706 11897.14 15264.62 16848.327

Tabella 25 Natural Attenuation Factor

Si riportano i valori delle concentrazioni di COC in falda nei POE considerati POE1=PSC e

POE2 e POE3 localizzati rispettivamente a 150 m e 250 m a valle idraulica dal confine del corpo

della discarica in oggetto.

COC Conc. Percolato

Virt. mg/L

POE1 Conc

Water Table (LF) mg/L

Conc POE2 GW

150 m mg/L

Conc POE3 GW 250m mg/L

Conc POE3 SW 250m mg/L

Arsenic 0.4 4.28E-05 3.36E-05 2.62E-05 2.49E-05

Cadmium 3 3.21E-04 2.52E-04 1.97E-04 1.87E-04

Chromium (III)

5 5.35E-04 4.20E-04 3.28E-04 3.12E-04

Mercury 0.05 5.35E-06 4.20E-06 3.28E-06 3.12E-06

Nickel 3 3.21E-04 2.52E-04 1.97E-04 1.87E-04

Copper 15 1.61E-03 1.26E-03 9.83E-04 9.35E-04

Selenium 3 3.21E-04 2.52E-04 1.97E-04 1.87E-04

Zinc 20 2.14E-03 1.68E-03 1.31E-03 1.25E-03

Manganese 10 1.07E-03 8.41E-04 6.55E-04 6.24E-04

Fenoli e Clorofenoli

5 5.35E-04 4.20E-04 3.28E-04 3.12E-04

Boro 20 2.14E-03 1.68E-03 1.31E-03 1.25E-03

Alluminio 10 1.07E-03 8.41E-04 6.55E-04 6.24E-04

TPH - Aliph >C05-C06

50 5.35E-03 4.20E-03 3.28E-03 3.12E-03




TPH - Arom >C05-C07

50 5.35E-03 4.20E-03 3.28E-03 3.12E-03

Piombo 5 5.35E-04 4.20E-04 3.28E-04 3.12E-04

FERRO 50 5.35E-03 4.20E-03 3.28E-03 3.12E-03

Molybdenum 1 1.07E-04 8.41E-05 6.55E-05 6.24E-05

Antimony 1 1.07E-04 8.41E-05 6.55E-05 6.24E-05

Barium 10 1.07E-03 8.41E-04 6.55E-04 6.24E-04

Fluorine (soluble fluoride)

15 1.61E-03 1.26E-03 9.83E-04 9.35E-04

Cyanide 1 1.07E-04 8.41E-05 6.55E-05 6.24E-05

SOLFATI 6000 6.43E-01 5.04E-01 3.93E-01 3.74E-01

CLORURI 5000 5.35E-01 4.20E-01 3.28E-01 3.12E-01

DOC 2500 2.68E-01 2.10E-01 1.64E-01 1.56E-01

TDS 6000 6.43E-01 5.04E-01 3.93E-01 3.74E-01

Tabella 26 Concentrazioni dei COC in falda (GW) e acque superficiale (SW) nei POE

Nella figura che segue si riporta il modello concettuale con i valori dei fattori di diluizione stimati

utilizzando i modelli descritti in precedenza.




Nelle figure che seguono sono riportati i valori delle concentrazioni (steady-state) dei COCs in

falda stimate nei POE (Point of Exposure) indiviuati a 0, 150 e 250 m dalla sorgente di

contaminazione dell’acquifero rappresentata dalla discarica.

I valori delle concentrazioni dei COCs stimati in c orrispondenza dei media ambientali

interessati: acquifero, atmosfera e corso d’acqua; possono essere confrontati con limiti e

standard nazionali ed internazionali al fine di ver ificare il rischio associato alla

contaminazione del media ambientale interessato.

Site Name: HERA TESSELLO2 2010Site Location: BUSCA 2010 Completed By: Stefano Bagli Date Completed: d-ott-yy 1 OF 2

DOMENICO GROUNDWATER MODELING SUMMARY

OFF-SITE GROUNDWATER EXPOSURE PATHWAYS � (CHECKED IF PATHWAY IS ACTIVE)

SOILS LEACHING TO GROUNDWATER:

INGESTION 1) Source Medium 2) Steady-state Exposure Concentration 3) POE Concentration Limit 4) Time to Reach POE Conc. Limit

Groundw ater: POE Conc. (mg/L) Groundw ater: POE Conc. (mg/L) Conc. limit reached? ("�" if yes) ; Time (yr)

Soil Conc.Off-s ite 1

(15000 cm)Off-site 2

(25000 cm)Off-s ite 1




(25000 cm)Constituents of Concern (mg/kg) Residential Surf. Water Residential Surf. Water Residential Surf. Water

Arsenic * 4.0E-1 3.4E-5 2.6E-5 4.5E-5 NC � NA � NACadmium * 3.0E+0 2.5E-4 1.9E-4 NC NC � NA � NAChromium (III) (total chromium) 5.0E+0 4.2E-4 3.2E-4 2.3E+1 NC � NA � NAMercury 5.0E-2 4.2E-6 3.2E-6 4.7E-3 NC � NA � NANickel 3.0E+0 2.5E-4 1.9E-4 3.1E-1 NC � NA � NACopper 1.5E+1 1.3E-3 9.7E-4 6.3E-1 NC � NA � NASelenium 3.0E+0 2.5E-4 1.9E-4 7.8E-2 NC � NA � NAZinc * 2.0E+1 1.7E-3 1.3E-3 4.7E+0 NC � NA � NAManganese 1.0E+1 8.4E-4 6.5E-4 2.2E+0 NC � NA � NAPhenol 5.0E+0 4.2E-4 3.2E-4 4.7E+0 2.4E+2 � NA � NABoron 2.0E+1 1.7E-3 1.3E-3 3.1E+0 NC � NA � NAAluminum 1.0E+1 8.4E-4 6.5E-4 1.6E+1 NC � NA � NATPH - Aliph >C05-C06 5.0E+1 4.2E-3 3.2E-3 9.4E-1 NC � NA � NATPH - Arom >C05-C07 5.0E+1 4.2E-3 3.2E-3 6.3E-2 NC � NA � NALead (inorganic) * 5.0E+0 4.2E-4 3.2E-4 5.5E-2 NC � NA � NAIRON 5.0E+1 4.2E-3 3.2E-3 4.7E+0 NC � NA � NAMolybdenum 1.0E+0 8.4E-5 6.5E-5 7.8E-2 NC � NA � NAAntimony 1.0E+0 8.4E-5 6.5E-5 6.3E-3 NC � NA � NABarium 1.0E+1 8.4E-4 6.5E-4 3.1E+0 NC � NA � NAFluorine (soluble fluoride) 1.5E+1 1.3E-3 9.7E-4 9.4E-1 NC � NA � NACyanide 1.0E+0 8.4E-5 6.5E-5 3.1E-1 NC � NA � NAAmmonia 3.6E+1 2.9E-52 2.2E-52 9.0E+99 9.3E+99 � NA � NAEthyl benzene 1.1E+1 8.6E-53 6.7E-53 1.6E+0 2.8E+1 � NA � NAStyrene 1.4E+1 1.1E-52 8.3E-53 3.1E+0 6.8E+1 � NA � NAXylenes (mixed isomers) 1.1E+1 8.6E-53 6.7E-53 3.1E+0 5.3E+1 � NA � NA

Figura 38 Concentrazioni COC in falda nei POE

Nella Tabella che segue si riportano i valori dei Fattori di Diluizione Totali (NAF=LF+DAF) per i

diversi COC nel percorso dal suolo insaturo alla falda in corrispondenza dei POE2 e POE3.

Si osserva come nel caso del recettore POE-OnSITE il fattore di diluizione NAF coincide con

LF.




TIER 2 EXPOSURE CONCENTRATION AND INTAKE CALCULAT ION

GROUNDWATER EXPOSURE PATHWAYS � (Checked if Pathway is Complete)

SOILS (0 - 100 cm): LEACHING TO

GROUNDWATER INGESTION 1) Source Medium 2) NAF Value (L/kg) 3) Exposure MediumReceptor Groundw ater: POE Conc. (mg/L) (1)/(2)

Soil Conc.On-site (0 cm)

Off-site 1 (15000 cm)

Off-s ite 2 (25000 cm)

On-site (0 cm)



Constituents of Concern (mg/kg) None None None None None None

Arsenic * 4.0E-1 9.3E+3 1.2E+4 4.3E-5 3.4E-5Cadmium * 3.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 3.2E-4 2.5E-4Chromium (III) (total chromium) 5.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 5.4E-4 4.2E-4Mercury 5.0E-2 9.3E+3 1.2E+4 5.4E-6 4.2E-6Nickel 3.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 3.2E-4 2.5E-4Copper 1.5E+1 9.3E+3 1.2E+4 1.6E-3 1.3E-3Selenium 3.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 3.2E-4 2.5E-4Zinc * 2.0E+1 9.3E+3 1.2E+4 2.1E-3 1.7E-3Manganese 1.0E+1 9.3E+3 1.2E+4 1.1E-3 8.4E-4Phenol 5.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 5.4E-4 4.2E-4Boron 2.0E+1 9.3E+3 1.2E+4 2.1E-3 1.7E-3Aluminum 1.0E+1 9.3E+3 1.2E+4 1.1E-3 8.4E-4TPH - Aliph >C05-C06 5.0E+1 9.3E+3 1.2E+4 5.4E-3 4.2E-3TPH - Arom >C05-C07 5.0E+1 9.3E+3 1.2E+4 5.4E-3 4.2E-3Lead (inorganic) * 5.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 5.4E-4 4.2E-4IRON 5.0E+1 9.3E+3 1.2E+4 5.4E-3 4.2E-3Molybdenum 1.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 1.1E-4 8.4E-5Antimony 1.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 1.1E-4 8.4E-5Barium 1.0E+1 9.3E+3 1.2E+4 1.1E-3 8.4E-4Fluorine (soluble fluoride) 1.5E+1 9.3E+3 1.2E+4 1.6E-3 1.3E-3Cyanide 1.0E+0 9.3E+3 1.2E+4 1.1E-4 8.4E-5Ammonia 3.6E+1 1.0E+53 1.3E+53 3.6E-52 2.9E-52Ethyl benzene 1.1E+1 1.0E+53 1.3E+53 1.1E-52 8.6E-53Styrene 1.4E+1 1.0E+53 1.3E+53 1.4E-52 1.1E-52Xylenes (mixed isomers) 1.1E+1 1.0E+53 1.3E+53 1.1E-52 8.6E-53* = Chemical with user-specified data

Tabella 27 Fattori di diluizione TOTALI NAF in Falda per POE1 e POE2




TIER 2 EXPOSURE CONCENTRATION AND INTAKE CALCULAT ION

SURFACE WATER EXPOSURE PATHWAYS �

SOILS (0 - 100 cm): LEACHING TO GW/

DISCHARGE TO SURFACE WATER / DERMAL 1) Source Medium 2) NAF Value (L/kg) 3) Exposure MediumCONTACT & INGESTION VIA SWIMMING Receptor Surface Water: POE Conc. (mg/L) (1)/(2)

Soil Conc. Off-site 2 (25000 cm) Off-site 2 (25000 cm)Constituents of Concern (mg/kg) Surface Water Surface Water

Arsenic * 4.0E-1 1.6E+4 2.5E-5Cadmium * 3.0E+0 1.6E+4 1.9E-4Chromium (III) (total chromium) 5.0E+0 1.6E+4 3.1E-4Mercury 5.0E-2 1.6E+4 3.1E-6Nickel 3.0E+0 1.6E+4 1.9E-4Copper 1.5E+1 1.6E+4 9.4E-4Selenium 3.0E+0 1.6E+4 1.9E-4Zinc * 2.0E+1 1.6E+4 1.3E-3Manganese 1.0E+1 1.6E+4 6.3E-4Phenol 5.0E+0 1.6E+4 3.1E-4Boron 2.0E+1 1.6E+4 1.3E-3Aluminum 1.0E+1 1.6E+4 6.3E-4TPH - Aliph >C05-C06 5.0E+1 1.6E+4 3.1E-3TPH - Arom >C05-C07 5.0E+1 1.6E+4 3.1E-3Lead (inorganic) * 5.0E+0 1.6E+4 3.1E-4IRON 5.0E+1 1.6E+4 3.1E-3Molybdenum 1.0E+0 1.6E+4 6.3E-5Antimony 1.0E+0 1.6E+4 6.3E-5Barium 1.0E+1 1.6E+4 6.3E-4Fluorine (soluble fluoride) 1.5E+1 1.6E+4 9.4E-4Cyanide 1.0E+0 1.6E+4 6.3E-5Ammonia 3.6E+1 1.7E+53 2.1E-52Ethyl benzene 1.1E+1 1.7E+53 6.4E-53Styrene 1.4E+1 1.7E+53 8.0E-53Xylenes (mixed isomers) 1.1E+1 1.7E+53 6.4E-53

(Checked if Pathway is Complete)

Tabella 28 Fattori di diluizione TOTALI NAF in Acque Superficiali per POE3

I fattori di diluizione sono stati calcolati per i punti POE1, POE2 e POE3 localizzati

rispettivamente a 0 m, 150 m (in falda) e 250 m (acque superficiali) dai confini del corpo della

discarica lungo la direzione del flusso della falda.

Si può assumere conservativamente che per i punti di controllo localizzati a 150 m o 250 m dai

confini della discarica lungo la direzione del flusso della falda si abbiano i medesimi valori del

fattori di diluizione e di conseguenza delle concentrazioni dei COCs stimate nei POE.

Per i contaminanti presenti nel percolato, come ad esempio SOLFATI, TDS, DOC e

CLORURI, che non sono consideranti nella Analisi di Rischio per la salute umana, in quanto

non considerati come tossici o cancerogeni, è possi bile arrivare a stimare il valore della




concentrazione in corrispondenza dei POE moltiplica ndo la concentrazione C0 presente nel

percolato per il fattore di diluizione totale (NAF) in corrispondenza dei POE.

COC Conc. Virt.

mg/L

Conc POE1

Water Table (LF)

mg/L

Conc GW

POE2_150m

mg/L

Conc GW

POE3_250m

mg/L

Limite CSC

Dlgs 152/06

e s.m.i

Dlgs 152/2006

Tabella 1A

SOLFATI 6000 6.43E-01 5.04E-01 3.93E-01 2.50E+02 1.50E+02

CLORURI 5000 5.35E-01 4.20E-01 3.28E-01 Nd 2.00E+02

DOC 2500 2.68E-01 2.10E-01 1.64E-01 Nd nd

TDS 6000 6.43E-01 5.04E-01 3.93E-01 Nd nd

Tabella 29 Confronto tra valori attesi in falda nei POE e limiti normativi vigenti per solfati, cloruri, DOC e

TDS

Come ulteriore criterio di accettabilità del rischio stimato si può procedere attraverso la semplice

verifica della concentrazione stimata nel punto di esposizione con i valori delle concentrazioni

limite fissate dagli standard internazionali oppure dalla normativa vigente.

In questo caso si fa riferimento ai valori limite di concentrazione in falda ritenuti accettabili dal

Dlgs 152/2006 e s.m.i. sia per quanto concerne i limiti definiti per le acque di falda contaminate sia

per i limiti definiti per le acque idonee al consumo umano.




COC Conc. Virt.

mg/L

Conc Water

Table (LF)

mg/L

Conc GW

POE2_150

mg/L

Conc GW

POE3_250

mg/L

Conc SW

POE3_250

mg/L

CSC Dlgs

152/2006

mg/L

Surface Water

Critera

USEPA5

mg/L

Tab.5, D.M

03/08/2005

mg/L

Tab.5, D.M

27/09/2010

mg/L

Dlgs

152/2006

Tabella 1A

Arsenic 0.4 4.28E-05 3.36E-05 2.62E-05 2.49E-05 1.00E-02 0.05 2.00E-01 2.00E-01 1.000E-02

Cadmium 3 3.21E-04 2.52E-04 1.97E-04 1.87E-04 5.00E-03 0.005 2.00E-02 1.00E-01 1.000E-03

Chromium (III) 5 5.35E-04 4.20E-04 3.28E-04 3.12E-04 5.00E-02 - 1.00E+00 1.00E+00 5.000E-02

Mercury 0.05 5.35E-06 4.20E-06 3.28E-06 3.12E-06 1.00E-03 0.0000122 5.00E-03 2.00E-02 5.000E-04

Nickel 3 3.21E-04 2.52E-04 1.97E-04 1.87E-04 2.00E-02 0.61 1.00E+00 1.00E+00 nd

Copper 15 1.61E-03 1.26E-03 9.83E-04 9.35E-04 1.00E+00 1.3 5.00E+00 5.00E+00 2.000E-02

Selenium 3 3.21E-04 2.52E-04 1.97E-04 1.87E-04 1.00E-02 0.05 5.00E-02 5.00E-02 nd

Zinc 20 2.14E-03 1.68E-03 1.31E-03 1.25E-03 3.00E+00 9.1 5.00E+00 5.00E+00 5.000E-01

Manganese 10 1.07E-03 8.41E-04 6.55E-04 6.24E-04 5.00E-02 - nd nd 5.000E-02

Fenoli e Clorofenoli 5 5.35E-04 4.20E-04 3.28E-04 3.12E-04 5.00E-03 21 nd nd 1.000E-03

Boro* 20 2.14E-03 1.68E-03 1.31E-03 1.25E-03 1.00E+00 - nd nd 1.000E+00

Alluminio* 10 1.07E-03 8.41E-04 6.55E-04 6.24E-04 2.00E-01 - nd nd nd

TPH - Aliph >C05-C06 50 5.35E-03 4.20E-03 3.28E-03 3.12E-03 3.500E-01 - nd nd 5.000E-02

TPH - Arom >C05-C07 50 5.35E-03 4.20E-03 3.28E-03 3.12E-03 3.500E-01 - nd nd 5.000E-02

Piombo* 5 5.35E-04 4.20E-04 3.28E-04 3.12E-04 1.00E-02 0.00498 1.00E+00 1.00E+00 5.000E-02

FERRO 50 5.35E-03 4.20E-03 3.28E-03 3.12E-03 2.00E-01 - nd nd 1.000E-01

Molybdenum 1 1.07E-04 8.41E-05 6.55E-05 6.24E-05 nd - 1.00E+00 1.00E+00 nd

Antimony 1 1.07E-04 8.41E-05 6.55E-05 6.24E-05 5.00E-03 0.014 7.00E-02 7.00E-02 nd

Barium 10 1.07E-03 8.41E-04 6.55E-04 6.24E-04 nd 2 1.00E+01 1.00E+01 1.000E-01

Fluorine (soluble fluoride) 15 1.61E-03 1.26E-03 9.83E-04 9.35E-04 1.50E+00 4 1.50E+01 1.50E+01 1.000E+00

Cyanide 1 1.07E-04 8.41E-05 6.55E-05 6.24E-05 5.00E-02 0.2 5.00E-01 nd 5.000E-02

5 Texas Surface Water Quality Criteria, 30 TAC 307 Table 3, downloaded June 2003 e EPA Water Quality Criteria, downloaded June 2003




COC Conc. Virt.

mg/L

Conc Water

Table (LF)

mg/L

Conc GW

POE2_150

mg/L

Conc GW

POE3_250

mg/L

Conc SW

POE3_250

mg/L

CSC Dlgs

152/2006

mg/L

Surface Water

Critera

USEPA5

mg/L

Tab.5, D.M

03/08/2005

mg/L

Tab.5, D.M

27/09/2010

mg/L

Dlgs

152/2006

Tabella 1A

SOLFATI 6000 6.43E-01 5.04E-01 3.93E-01 3.74E-01 2.50E+02 - 2.00E+03 5.00E+03 1.500E+02

CLORURI 5000 5.35E-01 4.20E-01 3.28E-01 3.12E-01 nd 1.50E+03 2.50E+03 2.000E+02

DOC 2500 2.68E-01 2.10E-01 1.64E-01 1.56E-01 nd - 8.00E+01 1.00E+02 nd

TDS 6000 6.43E-01 5.04E-01 3.93E-01 3.74E-01 nd 6.00E+03 1.00E+04 nd

Tabella 30 Concentrazione Limite per la falda Dlgs 152/06 e Standard USEPA




Dalla analisi della tabella precedente si rileva co me i valori delle concentrazioni dei COCs

in corrispondenza dei punti di esposizione POE2 e P OE3 siano sempre inferiori ai

limiti/standard vigenti, e pertanto si può affermar e come il rischio per la componente

ambientale acquifero risulti minimo ed accettabile nelle immediate vicinanze del sito della

discarica.

Nella figura che segue si riporta l’andamento spazio-temporale delle concentrazioni di Arsenico

nell’acquifero in funzione della distanza dal rilascio e del tempo.

Si osserva come la velocità del flusso in falda sia molto limitata, dell’ordine di qualche decina di

centimetri al giorno, per tale ragione la contaminazione di inquinanti impiega per raggiungere i

POE2 e POE3 esterni al sito un tempo superiore ai 100 anni.

Site Name: HERA TESSELLO2 Completed By: Stefano Bagli Job ID: 39083Site Location: BUSCA Date Completed: 25/01/2007 1 of 16

Constiuent: Arsenic

Source Medium: Affected Soils Leaching to Groundwater

Biodegredation: None

Concentration vs. Distance from Source Time (yr) 10.0 FALSO 1E-05 0 Off-site1 Off-site2

(for given time) 1E-06 ### Residential Surf. Water

Distance (cm) 0 3000 6000 9000 12000 15000 18000 21000 24000 27000 30000 ### 15000 25000

t = 10.0 yr 6.3E-6 3.5E-9 4.9E-16 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 ### 0.0E+0 0.0E+0

Steady-state 6.3E-6 6.3E-6 6.2E-6 5.8E-6 5.4E-6 4.9E-6 4.5E-6 4.2E-6 3.9E-6 3.6E-6 3.4E-6 ##### 4.9E-6 3.8E-6

POE Concentration Limit (mg/L) 5.7E-5 1.1E-2

t = 10.0 yr

Concentration vs. Time Distance (cm) 25000 1E-06(for given distance from source) 0 0 2.0E-6 2E-06

Time (yr) 0 13.9 27.8 41.7 55.6 69.5 83.4 97.3 111.2 125.1 139 139 Time to Reach

x = 25000 cm 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 2.8E-19 1.3E-15 3.1E-13 1.4E-11 2.3E-10 1.8E-9 9.1E-9 ##### Conc. Limit (yr)

Off-site1 (15000 cm) 0.0E+0 0.0E+0 4.5E-19 1.9E-13 9.9E-11 3.6E-9 3.4E-8 1.5E-7 4.3E-7 8.9E-7 1.5E-6 Off-site1 NA

Off-site2 (25000 cm) 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 0.0E+0 2.8E-19 1.3E-15 3.1E-13 1.4E-11 2.3E-10 1.8E-9 9.1E-9 Off-site2 NA

x = 25000 cm

Con

c.

(mg/

L)C

onc.

(m

g/L)

1.0E-121.0E-111.0E-10

1.0E-91.0E-81.0E-71.0E-61.0E-5

0 5000 10000 15000 20000 25000 30000

Distance

Con

c. (

mg/

L) Steady-state

t = 10.0 yr

Off-site1 Conc.Limit


0.0E+0

5.0E-7

1.0E-6

1.5E-6

2.0E-6

0 20 40 60 80 100 120Time (yr)

Con

c. (

mg/

L)

x = 25000 cm

Off-site1 (15000 cm)

Off-site2 (25000 cm)



Figura 39 Distribuzione Spazio Temporale delle concentrazioni di arsenico in falda

Il fattore ADF viene stimato, per i POE2 e POE3, simulando mediante modello gaussiano 3D

(USEPA ISCLT3) l’emissione di biogas dalla superficie areale della discarica.




Le simulazioni modellistiche sono state condotte, per la sorgente areale discarica di estensione

11 he e con fattori di emissione dei COCs riportati in Tabella 31, mediante modello matematico

USEPA ISC3. Nella Tabella 32 si riportano sia i valori delle concentrazioni dei COC in

corrispondenza dei POE che i rispettivi valori degli ADF.

COCs U. M. Max Min Media

Chronic Inhalation

REL (µg/m3)

Flusso g/mq-sec

Ammoniaca mg/Nm³ 36.4 2.41 13.122222 200 2.95875E-09

Etilbenzene mg/Nm³ 42.6 6.34 25.308 2000 3.46271E-09

Stirene mg/Nm³ 13.7 0.861 5.509 900 1.11359E-09

Xileni mg/Nm³ 67.3 0.189 20.213222 700 5.47043E-09

Tabella 31 Flusso di emissione specifico areale dei COCs nel Biogas

COCs U. M. POE1 CONC. POE2 POE3 ADF1 ADF2 ADF3

Chronic Inhalation REL

(µg/m3)

Ammoniaca µg/Nm³ 5.02987E-05 2.781E-05 8.88E-06 723676.8 1308777 4100835 200

Etilbenzene µg/Nm³ 5.88661E-05 3.255E-05 1.04E-05 723676.8 1308777 4100835 2000

Stirene µg/Nm³ 1.89311E-05 1.047E-05 3.34E-06 723676.8 1308777 4100835 700

Xileni µg/Nm³ 9.29973E-05 5.142E-05 1.64E-05 723676.8 1308777 4100835 300

Tabella 32 Concentrazioni dei COC del biogas nei POE e ADF

Analizzando i valori di concentrazione in direzioni sottovento si osserva come essi siano

di alcuni ordini di grandezza inferiori ai limiti/s tandard già a partire da una distanza di 50 m

in direzione sottovento dal limite della discarica.

B.3 VALUTAZIONE DELL’ESPOSIZIONE

Nota la concentrazione nel punto di esposizione in corrispondenza dei media di esposizione

considerati (acqua, suolo, cibo) é possibile stimare la dose giornaliera con cui i potenziali recettori

vengono a contatto.

Per esposizione si definisce il contatto tra un organismo (umano nel caso del rischio per la

salute) ed un composto chimico o un’agente fisico (USEPA, 1988).

La valutazione della magnitudo dell’esposizione consiste nella quantificazione (misura o stima)

della dose, ovvero della quantità (massa nel caso di composto chimico) di agente che entra in




contatto con l’organismo umano attraverso i propri organi di scambio con l’ambiente (polmoni,

pelle, intestino, etc..) all’interno di uno specifico intervallo di tempo.

( )dttCEt

t∫=2

1

La stima quantitativa della magnitudo dell’esposizione, è espressa in termini di massa di

sostanza in contatto con l’organismo normalizzata nell’unità di tempo e per unità di peso corporeo

(mg COC per kg peso corporeo per giorno, mg/(kg*d).

Si osserva come l’intake rappresenti una stima conservativa rispetto alla massa che

effettivamente viene assorbita dagli organi dei ricettori, essa rappresenta la massa che entra in

contatto con il recettore.

Ipotizzando che la concentrazione nel media di esposizione e i parametri anatomici che

definiscono il contatto con esso rimangano costanti per l’intera durata dell’esposizione si ottiene:

ATBW

EDEFCRCI

em

••••

=

I=Intake quantità di COC in contatto con il ricettore in (mg/kg-giorno)

Cem=Concentrazione del COC mediata nel periodo di esposizione (mg/kg, mg/Nm3, mg/L)

CR= Massa di mezzo di esposizione contaminato ingerito, inalato o assorbito per unità di tempo

(mg/giorno)

EF= Frequenza Annua dell’esposizione (giorni/anno)

ED= Durata dell’esposizione (anni)

BW=Peso Corporeo del recettore (kg)

AT= Durata in cui viene effettuata la media dell’esposizione (giorni).

Il valore di AT definisce la durata temporale su cui viene normalizzata la dose assorbita, esso si

differenzia a seconda della tipologia di composti oggetto della stima.

Composti classificati come tossici

AT= durata del periodo di esposizione.




Intake I=Dose Media Giornaliera (Average Daily Dose ADD).

Composti Cancerogeni

AT= Life Time (durata media della vita del ricettore umano esposto).

Intake I= Dose Media Giornaliera nell’arco di durata della Vita (Lifetime Average Daily Dose

LADD ).

Di seguito si riportano i dettagli delle equazioni di stima degli Intake per i diversi percorsi di

esposizione selezionati:

INGESTIONE DI SUOLO

yrdayATBW

EDEFFCRCI soilsolsoil

soil /365••••••=

dove:

Csoil =Concentrazione del COC nel suolo(mg/kg)

CRsoil= Ingestione accidentale di suolo giornaliera (mg/day)

EF= Frequenza dell’esposizione (days/yr)

ED= Durata dell’esposizione (yr)

Fsoil= Frazione del exposure medium (suolo) contaminato

BW=peso corporeo (kg)

AT= Durata dell’esposizione o LifeTime

INGESTIONE DI ACQUA CONTAMINATA

yrdayATBW

EDEFFCRCI dwdwdw

dw /365••••••=

dove:

Cdw= Concentrazione del COC in acqua(mg/L)




CRdw=Consumo giornaliero (L/day)

EF= Frequenza dell’esposizione (days/yr)

ED= Durata dell’esposizione (yr)

Fdw= Frazione del exposure medium (acqua) contaminato

BW=peso corporeo (kg)

AT= Durata dell’esposizione o LifeTime

ASSORBIMENTO DERMALE CON COC nel SUOLO

Il parametro DAevent è stimato considerando:

• La concentrazione del COC nel suolo

• Il fattore di aderenza suolo pelle

• La frazione di absorption (% assorbita di COC dalla pelle)




INALAZIONE DI VAPORI E POLVERI OUTDOOR E INDOOR

Dove:

B0= tasso di inalazione outdoor

Bi= tasso di inalazione indoor

B.4 VALUTAZIONE DELLA RELAZIONE DOSE-RISPOSTA

La determinazione della curva dose-risposta nel caso della procedura di valutazione del rischio,

consiste nella stima della relazione esistente tra la dose di un agente chimico o il livello di

esposizione ad una sostanza, con la stessa probabilità di sviluppare degli effetti negativi sulla

specie animale test. Essa comprende una descrizione quantitativa di tale relazione dose-risposta,

ma anche una discussione sulle incertezze e sulla validità dei risultati ottenuti.

Per ottenere i dati necessari all’analisi di rischio vengono utilizzate due tipi di estrapolazione:

• Estrapolazione da specie a specie (animale – uomo);

• Estrapolazione dalle alte (nei test su animali) alle basse dosi (nell’ambiente).

Pertanto molto importante è il modello di estrapolazione utilizzato per ricavare i dati.

Come già detto è essenzialmente diversa la curva dose-risposta fra sostanze tossiche e

sostanze cancerogene; per le prime è prevista una soglia al di sotto della quale la risposta è nulla

(ossia per esposizioni anche prolungate non si manifestano risposte nel soggetto esposto), per le

seconde invece esiste sempre una risposta per qualsiasi dose non nulla.

Emerge quindi la necessità di utilizzare modelli matematici statistici per predire le risposte alle

basse dosi derivandole da quelle riscontrate alle alte dosi.




Per questo motivo viene definita la risposta come “Probabilità P(d) di sviluppo di un tumore nel

corso della vita di un individuo se esso è esposto ad un agente cancerogeno ad una dose d”

mentre la risposta di background è la “Probabilità P(d_bg) di sviluppo di un tumore nel corso della

vita di un individuo se esso è esposto ad un agente cancerogeno alla dose di background d_bg”.

Si ottiene il modello Dose-Response di Background:

)(*)1()( dFppdP −+=

Da cui la funzione eccesso di rischio:

)(1

)()( dF

p

pdPdR =

−−=

Definito come il rischio di sviluppare effetti avversi in seguito ad una dose d, oltre il rischio di

background.

Per quanto riguarda il caso in oggetto per quanto riguarda i parametri necessari alla valutazione

del rischio, si è fatto riferimento a due banche dati on-line ed in particolare:

OEHHA; Toxicity criteria database;

IRIS;Integrated Risk Information System (USEPA).

I parametri indicati all’interno di tale database sono estrapolati con diverse metodologie,

indicate sul database.

In questi modelli il fattore di potenza cancerogena viene stimato interpolando i dati degli studi

animali, utilizzando modelli LMS (Linear Multi-Stage):

)]2210 *..........**([1)(

nn dKdKdKKedP ++++−−=

Nel modello multistage, gli esponenti delle dosi sono prefissati mentre i coefficienti sono

calcolati, mediante elaboratore, sulla base dei coefficienti sperimentali.

Per linearizzare questo modello nell’ambito della zona delle dosi basse si utilizza il limite di

confidenza superiore (Upper Confidence Limit, UCL) della componente lineare (il coefficiente K1)

della formulazione matematica.

L’UCL è in pratica la potenza cancerogena o l’unità di rischio (UR-CPF).




Supponendo di stimare i coefficienti K con un livello di confidenza superiore del 95%

interpolando i dati sui saggi tossicologici sugli animali si ottiene dalla semplificazione:

)*( 1*

0*

1)( dKKedP +−−=

)*( 1*

1)0( dKeP −−=

da cui si ottiene l’Eccesso di Rischio:

)*( 1*

1)( dKedR −−=

Il parametro K1* stimato con un livello di confidenza all’estremo superiore del 95% (95-esimo

percentile), è definito come Cancer Slope Factor (CSF) o fattore di potenza cancerogena del COC.

Il CSF rappresenta dunque l’incremento del rischio da cancro per effetto di una dose unitaria

(Unità di Rischio).




C CARATTERIZZAZIONE DEL RISCHIO

C.1 RISCHIO PER LA SALUTE UMANA

I potenziali effetti nocivi sulla salute delle popolazioni, sottoposta all’esposizione di sostanze

contaminanti in corrispondenza del punto di esposizione, possono essere definiti utilizzando i dati

pubblicati dall’U.S. EPA Integrated Risk Information System (IRIS) e da altri centri di ricerca e

documentazione, essenzialmente statunitensi.

Lo studio di analisi di rischio sanitario ambientale prende in considerazione le sostanze tossiche

croniche, valutando i rischi che l’inquinamento dell’ambiente con tali sostanze può causare sulla

salute degli individui a seguito di un’assimilazione cronica. I parametri che caratterizzano la

tossicità e la cancerogenicità dei composti individuati sono i seguenti:

1) Chronic Reference Dose (RfD) per gli effetti tossici, non cancerogeni.

La dose di riferimento RfD rappresenta la dose media giornaliera soglia, al di sotto della quale

non si ha alcun effetto negativo sulla salute umana durante l’intera vita.

Per tener conto della sensibilità della popolazione, i valori di RfD sono significativamente più

bassi dell’effettivo livello di tolleranza determinato sulla base di studi sull’uomo o sugli animali

(NOAEL = No Observed Adverse Effect Level).

Il NOAEL viene convertito in RfD sulla base di un fattore di incertezza UF ed di un fattore di

modificazione MF. UF, in particolare, rappresenta il livello di incertezza e assume valori compresi

fra 10 e 10000.

Il valore di MF è invece compreso fra 0 e 10 e dipende dal grado di incertezza professionale

circa gli studi e le banche dati utilizzati nelle sperimentazioni; in mancanza di indicazioni puntuali,

si assume MF = 1.

Nel caso di esposizione ad Inalazione la Reference Dose può essere convertita nella Referece

Concentration attraverso la seguente espressione:




2) Slope Factor (SF) per gli effetti cancerogeni

Per le sostanze cancerogene, che coinvolgono il DNA e sono causa di effetti genotossici

(mutagenesi, teratogenesi, cancerogenesi, ...) si verifica invece una correlazione di tipo lineare nel

diagramma dose-risposta.

In realtà, l’assunzione della linearità per basse dosi costituisce un’ipotesi conservativa in

assenza di dati reali; in ogni caso, per tali sostanze si assume che non esista una soglia di non

effetto.

Il fattore SF è usualmente misurato in (mg/kg/d) -1 e corrisponde al limite superiore di

confidenza 95% del modello lineare dose-effetto, valido per le basse dosi.

In Allegato A sono specificati i valori delle RfD e SL per i COCs oggetto della valutazione

presenti nel DB del software RBCA ToolKit.

C.1.1 Rischio Cancerogeno

Il Rischio Cancerogeno Individuale è definito dalla misura dell’aumento di probabilità che un

singolo recettore umano ha di sviluppare il cancro nell’arco dell’intera durata della sua vita, in

seguito all’esposizione ad agenti chimici cancerogeni. In tal caso si parla anche di Eccesso di

rischio cancerogeno individuale oltre il valore di background.

TimeLifeATILADD

CSFLADDCancerRiskIndividual

ii

ii

−=⇔=•=_

dove:

iCSF= Fattore di Potenza Cancerogena (Cancer Slope Factor) del i-esimo COC (mg/kg-day)-1




iLADD =Intake Totale normalizzato nell’arco della durata della vita per ogni singolo ricettore e

composto i, ottenuto sommando il contributo di tutti i k percorsi di esposizione. (mg/kg-day).

L’utilizzo del coefficiente CSF è valido solo nell’ipotesi di esposizione alle basse dosi, che risulta

accettabile nell’ambito delle esposizioni a cancerogeni rilasciati nell’ambiente con rischi non

superiori a 10-2.

Nelle condizione tipiche della contaminazione ambientale è molto probabile che una

popolazione di individui sia esposta contemporaneamente a più agenti chimici cancerogeni, in

queste condizioni, sotto determinate ipotesi, la stima quantitativa del rischio cancerogeno

individuale si ottiene sommando i rischi individuali associati alle singole sostanze.

Le ipotesi riguardano:

• Indipendenza di azione dei composti chimici cancerogeni (non si considerano le

sinergie e gli effetti antagonisti),

• Indipendenza di distribuzione dei rischi relativi ai singoli composti,

si ha:

∑=i

iCancerRiskIndividualCancerRiskidualTotalIndiv __

Le limitazioni insite in questo approccio sono:

• Elevata conservatività;

• Impossibilità di considerare le interazioni tra le sostanze.

C.1.2 Pericolo Tossico

Le sostanze tossiche classiche non cancerogene hanno una relazione tra dose e risposta

(effetto sull’organismo) caratterizzata dalla presenza di una soglia di non effetto, ovvero gli effetti

negativi si manifestano sugli organismi esposti solo se la dose supera un certo valore di soglia. La

caratterizzazione del pericolo associato all’esposizione a sostanze tossiche avviene attraverso la

stima del Quoziente di Pericolo.

Il Quoziente di Pericolo non è una misura probabilistica come il rischio cancerogeno, ma

piuttosto, una misura della magnitudo dell’esposizione a sostanze tossiche classiche rispetto ai




rispettivi livelli di esposizione standard (RfD Reference Dose) a cui corrispondono effetti non

negativi anche per le popolazioni deboli.

Quoziente di Pericolo mediante un confronto tra il livello di esposizione standard relativo al

composto i e la dose totale assorbita da un generico individuo appartenente al recettore umano k

riferite entrambe rispetto al medesimo intervallo temporale di esposizione:

eEsposizionDurataATIADD

RfD

yxADDyxHQ

jkijij

i

ijij

_

),(),(

=⇔=

=

dove:

),( yxADDij = Dose media Giornaliera mediata nella durata dell’esposizione relativa al tossico i

per il ricettore j ottenuta sommando il contributo dei k percorsi di esposizione j (mg/kg-d)

iRfD= Dose di Riferimento (Reference Dose) per il COC i-esimo al di sotto della quale non si

hanno effetti (mg/kg-d)

Il Quoziente di Pericolo (HQ) è stimato singolarmente per ogni COC a cui i recettori sono

esposti, ed è quindi possibile stimare il Quoziente di Pericolo totale sommando gli HQi:

∑=i

ijji HQyxTotHQ ),(_

Una volta definiti le stime del rischio è necessario definire i criteri di accettabilità di un rischio

(Target Level).

Nel caso di esposizioni acute e croniche per inalazione a sostanze tossiche sono stati definiti in

letteratura (HWIR e OEHHA) alcune concentrazioni di riferimento che garantiscono la salvaguardia

della salute umana. La verifica del rispetto di tali standard stimati mediante approccio risk-based

garantisce la salvaguardia dei recettori più sensibili da possibili effetti negativi di tipo acuto.

C.2 RISULTATI ANALISI RISCHIO CANCEROGENO E PERICOL O TOSSICO

Nelle tabelle che seguono sono riportati i risultati delle valutazioni del rischio condotte secondo

la metodologia RBCA Tier II implementata nel software RBCA ToolKit.

I risultati dell’analisi sono esposti secondo la modalità diretta (forward mode) per il calcolo del

rischio sanitario causato dalle sorgenti di contaminazione nelle acque sotterranee. In particolare,




nota la concentrazione rappresentativa della sorgente, è stata stimata l’esposizione del recettore,

tenendo conto dell’attenuazione causata dai fattori di trasporto. Il rischio è stato calcolato

considerando la tossicità delle sostanze mediante i parametri RfD ( Reference Dose ) e SF ( Slope

Factor ).

I valori del rischio cancerogeno e del pericolo tossico sono quantificati analizzando il contributo

dei singoli COCs e dei diversi percorsi di esposizione rispetto al valore totale.

Il Rischio e pericolo tossico sono quantificati in corrispondenza dei 3 recettori ipotizzando come

percorsi di esposizione l’ingestione di acqua contaminata (percolato) e l’inalazione di aria

contaminata dal biogas e percolato.

Il recettore POE3 Off Site fa riferimento alla contaminazione del rio Busca pertanto il rischio

cancerogeno ed il pericolo tossico sono relativi alla sola ingestione di acqua contaminata.

POE1 ONSITE POE2

150 m OFFSITE

POE3

250 m

RIO BUSCA

HQ_TOT 1.84E-01 1.44E-01 1.96E-03

CR_TOT 9.60E-07 7.50E-07 1.10E-09

HQ_TOT 1.84E-01 1.44E-01 1.96E-03

CR_TOT 9.60E-07 7.50E-07 1.10E-09

HQ_INALAZIONE 0.00E+00 7.50E-07 1.17E-04

HQ_INGESTIONE 1.84E-01 1.44E-01 1.84E-03

CR_INALAZIONE 0.00E+00 0.00E+00 0.00E+00

CR_INGESTIONE 9.60E-07 7.50E-07 1.10E-09

Tabella 33 Risultati HQ e CR in corrispondenza dei POE




RBCA SITE ASSESSMENT Baseline Risk Summary-All PathwaysSite Name: HERA TESSELLO2 2010 Completed By: Stefano BagliSite Location: BUSCA 2010 Date Completed: d-ott-yy 1 of 1

BASELINE RISK SUMMARY TABLEBASELINE CARCINOGENIC RISK BASELINE TOXIC EFFECTS

Individual COC Risk Cumulative COC Risk Risk Hazard Qu otient Hazard Index ToxicityEXPOSURE Maximum Target Total Target Limit(s) Maximum Applicable To tal Applicable Limit(s)PATHWAY Value Risk Value Risk Exceeded? Value Limit Value Limit Exce eded?

OUTDOOR AIR EXPOSURE PATHWAYS

� NC 1.0E-6 NC 1.0E-5 � 2.7E-4 1.0E+0 3.7E-4 1.0E+0 �VERO

INDOOR AIR EXPOSURE PATHWAYS

� NA NA NA NA � NA NA NA NA �FALSO

SOIL EXPOSURE PATHWAYS

� NA NA NA NA � NA NA NA NA �FALSO

GROUNDWATER EXPOSURE PATHWAYS

� 9.6E-7 1.0E-6 9.6E-7 1.0E-5 � 8.6E-2 1.0E+0 1.8E-1 1.0E+0 �VERO

SURFACE WATER EXPOSURE PATHWAYS

� 1.1E-9 1.0E-6 1.1E-9 1.0E-5 � 8.6E-4 1.0E+0 1.8E-3 1.0E+0 �VERO

CRITICAL EXPOSURE PATHWAY (Maximum Values From Co mplete Pathways)

9.6E-7 1.0E-6 9.6E-7 1.0E-5 � 8.6E-2 1.0E+0 1.8E-1 1.0E+0 �

Groundwater Groundwater Groundwater Groundwater

RBCA SITE ASSESSMENT

Complete?

Complete?

Complete?

Complete?

Complete?

Return Print Sheet

Help

Tabella 34 Recettori On-Site - Valori del rischio cancerogeno e Pericolo Tossico (HQ) per i diversi percorsi

di esposizione




POE3 POE3 POE1 POE2 POE1 POE2 POE2 POE3 POE2 POE3

HQ_SW CR_SW HQ_GW HQ_GW CR_GW CR_GW HQ_AI HQ_AI CR_AI CR_AI

Arsenic * 9.20E-05 1.10E-09 9.10E-03 7.20E-03 9.60E-07 7.50E-07

Cadmium * 4.10E-04 0.00E+00 4.10E-02 3.20E-02 0.00E+00 0.00E+00

Chromium (III) (total chromium) 2.30E-07 2.30E-05 1.80E-05

Mercury 1.10E-05 1.10E-03 9.00E-04

Nickel 1.00E-05 1.00E-03 8.10E-04

Copper 2.60E-05 2.60E-03 2.00E-03

Selenium 4.10E-05 4.10E-03 3.20E-03

Zinc * 4.60E-06 4.60E-04 3.60E-04

Manganese 4.90E-06 4.90E-04 3.80E-04

Phenol 1.30E-06 1.10E-04 9.00E-05

Boron 6.90E-06 6.80E-04 5.40E-04

Aluminum 6.90E-07 6.80E-05 5.40E-05

TPH - Aliph >C05-C06 5.70E-05 5.70E-03 4.50E-03

TPH - Arom >C05-C07 8.60E-04 8.60E-02 6.70E-02

Lead (inorganic) * 9.80E-05 9.80E-03 7.70E-03

IRON 1.10E-05 1.10E-03 9.00E-04

Molybdenum 1.40E-05 1.40E-03 1.10E-03

Antimony 1.70E-04 1.70E-02 1.30E-02

Barium 3.40E-06 3.40E-04 2.70E-04

Fluorine (soluble fluoride) 1.70E-05 1.70E-03 1.30E-03

Cyanide 3.40E-06 3.40E-04 2.70E-04

Ammonia 2.70E-04 8.50E-05

Ethyl benzene 2.00E-54 7.00E-53 5.50E-53 8.10E-06 2.60E-06

Styrene 1.10E-54 4.40E-53 3.40E-53 1.00E-05 3.20E-06




POE3 POE3 POE1 POE2 POE1 POE2 POE2 POE3 POE2 POE3

HQ_SW CR_SW HQ_GW HQ_GW CR_GW CR_GW HQ_AI HQ_AI CR_AI CR_AI

Xylenes (mixed isomers) 1.10E-54 3.50E-53 2.80E-53 8.10E-05 2.60E-05

TOTALE 1.84E-03 1.10E-09 1.84E-01 1.44E-01 9.60E-07 7.50E-07 3.69E-04 1.17E-04 0.00E+00 0.00E+00

SW=Ingestione Acqua superficiale RIO BUSCA

GW= Ingestione di Acqua di Falda

AI= Inalazione aria contaminata dal biogas e volatilizzazzione falda

Tabella 35 Risultati AR




Il rischio cancerogeno è determinato unicamente dalla ingestione e contatto dermale con acqua

contaminata dall’Arsenico presente nel percolato della discarica.

Per quanto concerne il pericolo tossico, in Figura 40 si riporta il contributo percentuale di

ciascun COCs sull’Hazard Quotient Totale in corrispondenza dei Point of Exposure POE3 Torrente

Rio Busca.

Nella Figura 41 si riporta in contributo % di ciascun COC al pericolo tossico totale per il

recettore POE1 mentre nella Figura 41 contributo dei COCs sul HQ Ingestione acqua di Falda

POE1. Nella Figura 42 si riporta il contributo % dei COC sul HQ totale determinato dalla ingestione

ed inalazione di contaminanti.

Figura 40 Contributo dei COCs sul HQ Ingestione Acqua POE3 RIO BUSCA




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

Figura 42 Contributo dei COCs sul HQ Ingestione acqua di Falda POE1




Figura 43 Contributo dei COCs sul HQ Ingestione acqua di Falda+ Inalazione POE2

Nella Figura 44 si riporta il valore dell’Hazard Quotient associato a ciascun percorso di

esposizione (ingestione ed inalazione) in corrispondenza dei POE1, POE2 e POE3.

L’ingestione di acqua contaminati dalla falda costituisce il principale percorso di esposizione per

i recettori esposti.




Figura 44 HQ per Via di Esposizione e HQ Totale

C.2.1 Criteri di calcolo del rischio per più vie di esposizione

Per quanto concerne il criterio di cumulazione delle concentrazioni individuali dovute a più vie

d’esposizione, si fa riferimento all’approccio ISPRA 2008 simile a quello adottato nel documento

Standard Guide for Risk-Based Corrective Action Applied at Petroleum Release Sites [ASTM

,1995]. Il calcolo del Rischio per la salute umana viene svolto in funzione delle sorgenti di

contaminazione considerate, che sono: suolo superficiale, suolo profondo, falda e prodotto libero.

Per il suolo superficiale il rischio viene stimato scegliendo il valore più conservativo tra il rischio

derivante dalle modalità di esposizione che hanno luogo in ambienti confinati (indoor) e il rischio

derivante dalle modalità di esposizione che hanno luogo in ambienti aperti (outdoor).

Nella figura seguente vengono riportati i criteri di calcolo del rischio da suolo superficiale

derivante da più vie d’esposizione per l’ambito residenziale ed industriale.




Per il suolo profondo il rischio viene stimato scegliendo il valore più conservativo tra il rischio

derivante dalle modalità di esposizione che hanno luogo in ambienti confinati (indoor) e il rischio

derivante dalle modalità di esposizione che hanno luogo in ambienti aperti (outdoor). Nella figura

seguente vengono riportati i criteri di calcolo del rischio da suolo profondo derivante da più vie

d’esposizione per l’ambito residenziale ed industriale.




Per la falda il rischio viene stimato scegliendo il valore più conservativo tra il rischio derivante

dalle modalità di esposizione che hanno luogo in ambienti confinati (indoor) e il rischio derivante

dalle modalità di esposizione che hanno luogo in ambienti aperti (outdoor). Nella figura seguente

vengono riportati i criteri di calcolo del rischio da suolo profondo derivante da più vie d’esposizione

per l’ambito residenziale ed industriale.




Nel caso in cui vi sia anche l’esposizione da ingestione di acqua contaminata si somma al

rischio più conservativo da inalazione (outdoor e indoor) il rischio determinato dalla ingestione di

acqua contaminata.

Nel caso della discarica BUSCA in oggetto si hanno i seguenti risultati:

• CR TOTALE =CR Ingestione Acqua (falda POE1 e POE2 o acqua superficiale POE3)

+ max(CR Inalazione out + CR Inalazione Ind)

• HQ TOTALE =HQ Ingestione Acqua (falda POE1 e POE2 o acqua superficiale POE3)

+ max(HQ Inalazione out + HQ Inalazione Ind)

POE1 POE2 POE3

HQ_TOT 1.84E-01 1.44E-01 1.96E-03

CR_TOT 9.60E-07 7.50E-07 1.10E-09

Tabella 36 Risultati del Pericolo Tossico HQ e Rischio Cancerogeno CR presso i recettori




C.3 CRITERI DI ACCETTABILITÀ

I limiti di accettabilità del rischio cancerogeno e del pericolo tossico definiti dalla normativa

nazionale vigente (Dlgs 152/2006 e s.m.i.) prevede i seguenti limiti:

• Rischio cancerogeno singola sostanza < 1E-06

• Rischio cancerogene multipla sostanza < 1E-05

• Rischio tossico singola sostanza < 1

• Rischio tossico multipla sostanza < 1

I limiti di accettabilità del rischio cancerogeno e del pericolo tossico sono nettamente superiori

rispetto ai valori stimati nell’AR la discarica BUSCA.

C.4 RISCHIO DA INALAZIONE PER I LAVORATORI ONSITE

Per i recettori che si trovano On-Site si procede nella verifica del rispetto dei criteri di

salvaguardia della salute umana confrontando i valori delle concentrazioni dei COC attese nell’aria

outdoor con i limiti internazionali TWA.

Dall’analisi della tabella che segue si osserva come i recettori lavoratori on-site non sono

soggetti a concentrazioni in atmosfera dei COC determinati dal rilascio di BIOGAS con valori

superiori ai limiti TWA ad accezione per l’ammoniaca.

Si osserva tuttavia che per effetto della diluizione in atmosfera le concentrazioni attese a 50 m

dal confine della discarica risultano di diversi ordini di grandezza inferiori ai limiti TWA anche nel

caso dell’ammoniaca.

Per i lavoratori che si trovano ad operare in sito si suggerisce di dotarsi di idonee DPI al fine di

minimizzare il rischio per la salute umana.

COC Limiti Max Conc Max Conc

TWA On-SITE

WORKER

On-SITE

WORKER

50m

mg/Nmc mg/Nmc mg/Nmc

Ammonia 35 36.4 5.02987E-08

Ethyl benzene 435 42.6 5.88661E-08




COC Limiti Max Conc Max Conc

TWA On-SITE

WORKER

On-SITE

WORKER

50m

mg/Nmc mg/Nmc mg/Nmc

Styrene 426 13.7 1.89311E-08

Xylenes (mixed isomers) 435 67.3 9.29973E-08

Tabella 37 Confronto tra massima concentrazione in aria outdoor e i valori TWA di protezione della salute

dei lavoratori

C.5 RISCHIO PER L’AMBIENTE: COMPONENTE AMBIENTALE A CQUIFERO

Il rischio per la risorsa idrica sotterranea si calcola ponendo a confronto il valore di

concentrazione del contaminante in falda, in corrispondenza del punto di conformità. (GW POE C)

con i valori di riferimento per la falda (Concentrazioni Soglia di Contaminazione, CSCGW) previsti

dalla normativa vigente per i siti contaminati o proposti dall’ISS.

Il punto di conformità è definito come il punto “teorico” o “reale” di valle idrogeologico, in

corrispondenza del quale è richiesto il rispetto degli obiettivi di qualità delle acque sotterranee.

Tale punto deve essere posto coincidente con il più vicino pozzo ad uso idropotabile o, qualora

all’interno del sito non siano presenti pozzi ad uso idropotabile, in corrispondenza del limite di

proprietà dell’area o, nel caso di siti di grandi dimensioni, in corrispondenza del confine della

singola subarea identificata.

Il rapporto tra la concentrazione del contaminante in falda in corrispondenza del punto di

conformità. (GW POE C) e i valori di riferimento per la falda (Concentrazioni Soglia di

Contaminazione, CSCGW) previsti dalla normativa vigente per i siti contaminati o proposti dall’ISS

definisce numericamente il “rischio per la risorsa idrica sotterranea” (RGW) e per essere

accettabile deve assumere valori pari o inferiori all’unita:




Il calcolo del rischio per la risorsa idrica sotterranea si differenzia in funzione della possibile

sorgente di contaminazione (suolo insaturo, falda,) e le stime di rischio non vengono cumulate

(figura seguente). In tale ambito, come valore di concentrazione rappresentativa per il suolo

insaturo si assume il maggiore dei valori di concentrazione individuati per il suolo superficiale e

profondo.

Nella tabella che segue si riporta il calcolo del rischio per la falda secondo la metodologia

ISPRA 2008. Il calcolo viene condotto in corrispondenza del punto di conformità localizzato a 0m

(Onsite) dalla discarica BUSCA.

Si rileva come i valori delle concentrazioni dei COC attese nel punto di conformità POC

localizzato onsite siano sempre inferiori di diversi ordini di grandezza rispetto ai valori delle CSC

definite per la falda dal D.lgs 152/06.

Le concentrazioni attese in falda POE1 sono state confrontate anche con i limiti normativi

definiti nella Tabella 1A dell’Allegato 2 Parte Terza del Dlgs 152/2006 e s.m.i per le acque

superficiali destinate al consumo umano. Si osserva come sia i valori in falda al POE1 che i valori

attesi nelle acque superficiali al POE3 siano sempre inferiori a tali limiti.




COC

Conc. Percolato

Virt.

mg/L

Conc POE1

Water Table (LF)

mg/L

Dlgs 152/2006

CSC

Dlgs 152/2006

Tabella 1A

Arsenic 0.4 4.28E-05 1.00E-02 1.000E-02

Cadmium 3 3.21E-04 5.00E-03 1.000E-03

Chromium (III) 5 5.35E-04 5.00E-02 5.000E-02

Mercury 0.05 5.35E-06 1.00E-03 5.000E-04

Nickel 3 3.21E-04 2.00E-02 nd

Copper 15 1.61E-03 1.00E+00 2.000E-02

Selenium 3 3.21E-04 1.00E-02 nd

Zinc 20 2.14E-03 3.00E+00 5.000E-01

Manganese 10 1.07E-03 5.00E-02 5.000E-02

Phenol e Clorofenoli 5 5.35E-04 5.00E-03 1.000E-03

Boro* 20 2.14E-03 1.00E+00 1.000E+00

Alluminio* 10 1.07E-03 2.00E-01 nd

TPH - Aliph >C05-C06 50 5.35E-03 3.500E-01 5.000E-02

TPH - Arom >C05-C07 50 5.35E-03 3.500E-01 5.000E-02

Piombo* 5 5.35E-04 1.00E-02 5.000E-02

FERRO 50 5.35E-03 2.00E-01 1.000E-01

Molybdenum 1 1.07E-04 Nd nd

Antimony 1 1.07E-04 5.00E-03 nd

Barium 10 1.07E-03 Nd 1.000E-01

Fluorine (soluble fluoride) 15 1.61E-03 1.50E+00 1.000E+00

Cyanide 1 1.07E-04 5.00E-02 5.000E-02

SOLFATI 6000 6.43E-01 2.50E+02 1.500E+02

CLORURI 5000 5.35E-01 nd 2.000E+02

DOC 2500 2.68E-01 nd nd

TDS 6000 6.43E-01 nd nd

Tabella 38 Rischio per la falda – confronto concentrazioni in falda ONSITE con i limiti CSC del Dlgs

152/2006 e s.m.i.

Il rischio per la risorsa idrica sotterranea è semp re inferiori ai limiti.




CONCLUSIONI

I risultati della quantificazione del Rischio Per L a Salute Umana di secondo Livello per il

progetto di ampliamento della discarica Herambiente di San Carlo, condotta secondo lo

standard ASTM PS-104 implementato nel software RBCA ToolKit ed utilizzando i fattori diluizione

in nell’insaturo mediante modello numerico FEFLOW ed in coerenza con le linee guida ISPRA

(ISPRA 2005, ISPRA 2006, ISPRA 2008) e con il DLgs 152/06, evidenziano valori del rischio

cancerogeno e del pericolo tossico nettamente infer iori ai valori soglia degli standard

internazionali ed ai limiti di legge vigenti , per quanto applicabili in corrispondenza dei punti di

conformità/esposizione localizzati al confine ed a valle idraulica del sito oggetto di studio.

Il progetto di ampliamento non determina una variaz ione in termini di percolato virtuale,

estensione della sorgente di potenziale rilascio e quantità di percolato prodotto sul fondo

che possano determinare variazioni del rischio per l'ambiente e la salute umana rispetto a

quanto quantificato nello scenario di esercizio al 2010.

Il rispetto dei limiti normativi vigenti in materia di rischio per la salute umana sono

rispettati sia all’interno del sito BUSCA TESSELLO per quanto concerne i lavoratori e sia a

distanze comunque comprese all’interno dei confini del sito POE1/POC.

Il rispetto dei limiti normativi è garantito in cor rispondenza dei recettori localizzati

limitrofi al confine della discarica (POE2-POE3).

Per i recettori on-site rappresentati dai lavoratori addetti alla coltivazione della discarica esposti

all’inalazione di biogas emesso dal corpo della discarica, occorre prestare attenzione attraverso

l’adozione di opportuni DPI per l’ammoniaca che viene rilasciata alla sorgente in concentrazione

superiore ai limiti vigenti (TLV-TWA). Tale concentrazione si disperde e diluisce rapidamente a

brevissime distanze dal corpo della discarica rientrando ampiamente al di sotto dei limiti vigenti.

Le valutazioni condotte si basano su ipotesi altame nte conservative tra cui la più

rilevante concerne un rilascio di percolato in fald a con un battente di percolato pari a 4 cm

per 100 anni con valori delle concentrazioni dei CO C sempre pari ai massimi rilevati,

ipotizzando inoltre che l’intera superficie della d iscarica sia in coltivazione, senza copertura

e che contribuisca totalmente al rilascio di percol ato in falda




In relazione all’obiettivo di verificare l’accettabilità del rischio connesso al conferimento di rifiuti

con concentrazioni di Arsenico, Cadmio, Cromo, Mercurio, Nichel, Rame, Se lenio, Zinco,

Piombo, Antimonio, Cloruri, DOC (Carbonio Organico Disciolto) superiori ai limiti fissati in

Tabella 5 art. 6 del DM 27/09/2010, i risultati della quantificazione del rischio indu cono

senz’altro a ritenere accettabile il regime di dero ga ipotizzato in relazione alla specificità del

sito in cui è inserita la discarica, anche consider ando che tutti i calcoli sono stati condotti,

come descritto, secondo ipotesi fortemente conserva tive.

E’ pertanto da ritenere accettabile il regime di de roga ipotizzato per il conferimento di

rifiuti che presentano caratteristiche tali da dete rminare un percolato con concentrazioni di

sostanze non superiori a quelle definite nel percol ato virtuale.

I risultati ottenuti appaiono poi maggiormente rassicuranti se si considera che nella realtà l’area

in esame è priva di potenziali recettori residenziali, industriali e commerciali che possono risultare

esposti ai contaminanti presenti nel percolato della discarica.

Va inoltre sottolineato come l’attuazione costante del Piano di Sorveglianza e Controllo adottato

per la discarica Herambiente Tessello 2, ai sensi di quanto previsto dal D. Lgs. 36/2003, garantisca

senza dubbio la possibilità di rilevare in tempo utile eventuali perdite di percolato in falda così da

attivare le necessarie azioni di bonifica e di messa in sicurezza del sito con modalità e tempi

adeguati.

In conclusione si può affermare che, poiché dall’analisi di rischio condotta risulta che non

sussistono pericoli per i potenziali recettori presenti nell’area e per l’ambiente, il conferimento dei

rifiuti nella discarica Herambiente Tessello 2 seco ndo le deroghe richieste determina un

rischio che può essere ritenuto accettabile.




BIBLIOGRAFIA

ISPRA (2005) "Criteri metodologici per l'applicazione dell'analisi assoluta di rischio alle

discariche"

ISPRA (2006) "Criteri metodologici per l'applicazione dell'analisi assoluta di rischio ai siti

contaminati"

A.S.T.M. (1995) E-1739 Emergency standard guide for Risk-Based Corrective Action applied at

petroleum release sites, American Society for Testing and Materials, West Conshohocken, PA

19428.

A.S.T.M. (1998) PS.104 Standard provisional guide for Risk-Based Corrective Action, American

Society for Testing and Materials, West Conshohocken, PA 19428.

CONNOR J.A., BOWERS R.L., PAQUETTE S.M., NEWELL C.J. (1997) Soil attenuation model for

derivation of risk-based soil remediation standards, Groundwater Services Inc., Houston,

Texas, pagg. 1-34.

CONNOR J.A., BOWERS R.L., NEVIN J.P., FISHER R.T. (1998) Guidance manual for RBCA TOOL

KIT for Chemical Releases, Groundwater Services Inc., Houston, Texas. DI

MOLFETTA A., AGLIETTO I. (1999) “La procedura di analisi di rischio sanitario ambientale”

IGEA, Ingegneria e Geologia degli Acquiferi, n. 12, pagg. 67-78.

DOMENICO P.A. (1997) “An analytical model for multidimensional transport of a decaying

contaminant species”, Journal of Hydrology, v. 91, pagg. 49-58.

DOMENICO P.A., SCHWARTZ F.W. (1998) Physical and Chemical Hydrogeology, 2° ed., Wiley &

Sons, New York, 1998.

E.P.A. (1989) Risk assessment guidance for superfund (RAGS). Vol. 1 Human Health

Evaluation Manual, Office of Emergency and Remedial Response, Washington, DC.

E.P.A. (1996) Soil Screening Guidance. User’s Guide, Office of Solid Waste and Emergency

Response, Washington, DC 20460.

DTSC, (1993). “CalTOX, A Multimedia Total Exposure Model for Hazardous Waste Sites”;




Harbaugh, A.W. and M. G. McDonald, 1996a, User’s documentation for MODFLOW-96, an

update to the U.S. Geological Survey modular finite-difference ground-water flow model, USGS

Open-File Report 96-485.

Zheng, C., 1990, MT3D, a modular three-dimensional transport model, S.S. Papadopulos &

Associates, Inc., Rockville, Maryland.

Zheng, C. and P. P. Wang, 1998, MT3DMS, A modular three-dimensional multispecies

transport model for simulation of advection, dispersion and chemical reactions of contaminants

in groundwater systems. Documentation and user’s guide. Departments of Geology and

Mathematics, University of Alabama.

Xu, M., Eckstein, Y., Use of weighted least square method in evaluation of the relationship

between dispersivity and scale, Ground Water, vol 33 n 6 pp 905-908, 1995

Gelhar, LW, Welty, C., Rehfeldt, KR, A critical review of data on field scale dispersion in

aquifers WatResRes vol 28 n 7 pp 1955-1974, 1992

USEPA, Water quality assessment, a screening procedure for toxic and conventional pollutants

in surface and ground water, Part II, EPA600/6-85/002b, 444 pp, ERL Athens, GA, 1985

Marsily, G.de, Quantitative Hydrogeology – Groundwater Hydrology for engineers, Academic

Press, NY, 1986, 380 pp

US EPA, (1989). “Guidelines for Risk Characterization in Risk Assessment Guidance for

Superfund, Volume 1, Human Health Evaluation Manual (Part A)”, Interim Final.;

US EPA, (1992). “Dermal Exposure Assessment: Principles and Applications”;

USEPA (1997). “Healt Effects Assessment Summary Tables (HEAST)”: Annual Update, FY

1997. National Center for Environmental Assessment (NCEA), Office of Research and

Development and Office of Emergency and Remedial Response, Washington, DC.




USEPA (1998b). “Superfund Exposure Assessment Manual”, Office of Emergency and

Remedial, Response. Washington, D.C. 1988b;

USEPA (1999a). “Human Exposure Module for HWIR99 Multimedia, Multipathway, and

Multireceptor Risk Assessment (3MRA) Model”. Office of Solid Waste, Washington, DC.

USEPA, (1984). “Risk Assessment and Management: Framework for Decisionmaking”;

USEPA, (1986a). “Guidelines for Carcinogen Risk Assessment”. 51 Federal Register 33992;.

USEPA, (1986b). “Guidelines for Exposure Assessment”. 51 Federal Register 34042;.

USEPA, (1986c). “Guidelines for the Health Risk Assessment of Chemical Mixtures”. 51 Federal

Register 34014

USEPA, (1988). “Guidance for Conducting Remedial Investigations and Feasibility Studies

Under CERCLA. Interim Final. Office of Emergency and Remedial Response. (OSWER Directive

9355.3-01);

USEPA, (1989). “Exposure Factor Handbook”. Office of Health and Evironmental Assessment

USEPA, (1989). “Risk Assessment Guidance for Superfund: Environmental Evaluation Manual”.

Interim Final. Office of Emergency and Remedial Response. EPA/540/1-89/001A. (OSWER

Directive 9285.7-01);

USEPA, (1989). “Risk Assessment Guidance for Superfund”, Volume I, Human Health

evaluation Manual, part A, Washinghton DC, 1989;

USEPA, (1993), “MULTIMED: The Multimedia Exposure Assessment Model for Evaluating the

Land Disposal of Wastes-Model Thery – ProjectSummary”, USEPA Environmental Research

Laboratory, Athens GA.

USEPA, (1993). “Guidance for Assessing Health Risks of Emissions from Hazardous Waste

Incineration Facilities”, Attachment 9;




USEPA, (1994). “Estimating Exposure to Dioxin-Like Compounds, Volume III: Site-Specific

Assessment Procedures”. Review Draft;

USEPA, (1994a).”Methods for derivation of inhalation reference concentrations and application

of inhalation dosimetry”, Washington (DC): Office of Research and Development; 1994;

USEPA, (1995). “Exposure Factors Handbook”, Review Draft;

USEPA, (1995). “Identification and Listing of Hazardous Wastes: Hazardous Waste

Identification Rules (HWIR)”;

USEPA, (1995). “User’s guide for the Industrial Source Complex (ISC3) Dispersion Models”.

Office of Air Quality Planning and Standards..

USEPA, (1996). “Soil Screening Guidance: User's Guide, Attachment C: Chemical Properties for

SSL Development”, July 1996;

USEPA, (1997). “Exposure Factors Handbook”. Office of Research and Development. NCEA;

USEPA, (1998). “Framework for Ecological Risk Assessment”, 1998

USEPA, (1998). “Human Health Risk Assessment Protocol for Hazardous Waste Combustion

Facilities” - Peer Review Draft, dated July 1998,

http://www.epa.gov/epaoswer/hazwaste/combust/risk.htm;


Facilities”. Peer Review Draft 1998


Facilities”. Peer Review Draft;

USEPA, (1998). “Integrated Risk Information System (IRIS)”. Duluth, MN

USEPA, (1999). “Environmental Technology Verification Report Environmental Decision Support

Software”, Office of research and Development, October 1999;




USEPA. (1989). “Risk Assessment Guidance for Superfund: Volume I. Human Health

Evaluation Manual” (Part A). OERR. Washington, D.C. OERR 9200 6-303-894

USEPA. (1992a). “Dermal Exposure Assessment: Principles and Applications”. Interim Report.

EPA/600/8-91/011B. Office of Research and Development, Office of Health and Environmental

Assessment, Exposure Assessment Group, Washington, D.C. January.

USEPA. (1995b). “Health Effects Assessment Summary Tables” FY-1995 Annual. EPA/540/R-

95/036. 9200.6-303(95-1). PB95-921199. Office of Research and Development, Office of Solid

Waste and Emergency Response, Office of Emergency and Remedial Response, Washington,

D.C. May.

USEPA. (1996a). “Soil Screening Guidance: Technical Background Document”. EPA/540/R-

95/128. 9355.4-17A. PB96-963502. Office of Solid Waste and Emergency Response, Office of

Emergency and Remedial Response, Washington, D.C. May.

USEPA. (1998c). “Human Health Risk Assessment Protocol for Hazardous Waste Combustion

Facilities”, Volume Two. Appendix A. Peer Review Draft. EPA530-D-98-001B. Office of Solid

Waste and Emergency Response. July.

Discarica di rifiuti non pericolosi Rio della Busca – Cesena (FC) · ELABORATO 8 Quadro di...

Documents

Transcript of Discarica di rifiuti non pericolosi Rio della Busca – Cesena (FC) · ELABORATO 8 Quadro di...