Interpretazione dei dati di monitoraggio di composti …...Interpretazione dei dati di monitoraggio...

Interpretazione dei dati di monitoraggio di composti organici volatili

Renato Baciocchi, Iason Verginelli

Università degli studi di Roma “Tor Vergata”

Laboratorio di Ingegneria Ambientale

Dipartimento di Ing. Civile e Ing. Informatica

Versalis spa

Direzione Qualità, Salute, Sicurezza e Ambiente - QHSE

Roberto Pecoraro

WorkshopWorkshop

LA FLUX CHAMBER DINAMICAPER IL MONITORAGGIO DEI SITI CONTAMINATILA FLUX CHAMBER DINAMICAPER IL MONITORAGGIO DEI SITI CONTAMINATI

Milano, 26 Novembre 2015Milano, 26 Novembre 2015

Baciocchi R., Percoraro R., Verginelli I. – Interpretazione dei dati di monitoraggio di composti organici volatili

Premessa

Come valutare il percorso di volatilizzazione da suoli o falde contaminate?


Come misurare il soil-gas?

Camera di flusso(dinamica o statica)

Campionamento con sondaggio e installazione

sonda soil-gas

Sorgente profonda

Sorgente superficiale

Analisi aria ambiente


Tecniche di campionamento

Campionamento Pro Contro

Sonde Soil-gas • Meno soggetta a fluttuazioni del

dato

• Richiede metodiche analitiche

meno sensibili (ad es. si possono

usare fiale adsorbenti)

• Per la stima dei rischi è

necessario applicare un modello

di ripartizione e trasporto

Camere di flusso • Fornisce una stima del flusso

effettivamente emesso da suolo

(utilizzabile solo per

campionamenti outdoor o

ambienti indoor senza

pavimentazione)

• Permette di valutare emissioni da

sorgenti superficiali

• Non esiste metodica standard

• Per molti analiti, alcuni metodi di

campionamento (ad es. fiale)

possono essere non sufficienti a

discriminare i valori di rischio

accettabile

Misure in aria ambiente • Fornisce direttamente la stima

della concentrazione da

confrontare con i limiti risk-based

• Valore di fondo

• Fortemente influenzato dalle

condizioni di campionamento (ad

es. apertura/chiusura

porte/finestre)


Dove installare le sonde soil-gas/camere di flusso?

Campionamento sistematico

(ad es. a maglia regolare)

Campionamento sistematico

(ad es. a maglia regolare)

x x x x

x x x x

x x x x

x x x x

x

x

xx

x

x

x

xx

x

x

x

xx

x

x

Campionamento ragionato

(sorgenti)

Campionamento ragionato

(sorgenti)

Nel caso di un sito poco caratterizzato (suolo e falda), si preferisce un

campionamento del soil-gas sistematico

Nel caso di un sito poco caratterizzato (suolo e falda), si preferisce un

campionamento del soil-gas sistematico

Se si hanno informazioni sullo stato di contaminazione nel suolo e in falda, èpreferibile un campionamento del soil-gas nelle zone effettivamente critiche

Se si hanno informazioni sullo stato di contaminazione nel suolo e in falda, èpreferibile un campionamento del soil-gas nelle zone effettivamente critiche

Sorgenti di contaminazione

Vista in pianta

Sondaggi soil-gas


Come posso calcolare i limiti di rilevabilità per poter discriminare le situazioni di rischio?

Posso usare lo Inhalation Unit Risk (IUR) e la Reference Concentration che trovo nella banca dati ISS-INAIl (2015)?

cancerogene

non cancerogenearia

TRCR IUR

RfC

=

Nel caso in cui il peso corporeo sia 70 Kg e il

tasso di inalazione sia 20 m3/giorno, è

possibile utilizzare la seguente equazione

Valore di riferimento per le misure in aria non per il soil-gas o le flux chamber!


Valori di riferimento e limiti di rilevabilità

Caria

cancerogene

non cancerogene

Ina Inaaria

InaIna

TR

SF EMCR

THIRfD

EM

⋅= ⋅

Flux-Chamber

α= aria

fcfc

CRCR

, α= aria

sg outdoorsamb

CRCR

1

1'

α δ= ⋅ ⋅+

⋅

sambair air sg

effs

U L

D W

Soil-gas

MISURE IN ARIA

SONDE SOIL-GAS

CAMERE DI FLUSSO

Concentrazioni di riferimento (CR)

1

'

α δ= ⋅ ⋅⋅

fcair air fc

in

U A

W Q

Fattore di Diluizione

(box model)

Fattore di Diluizione

(box model)


Concentrazioni di riferimento in aria, flux chambers e soil-gas

ContaminanteSFIna IUR RfDIna RfC CRaria CRfc CRsg,outdoor

(mg/kg-d) -1 (µg/m 3)-1 (mg/kg-d) (mg/m 3) (mg/m 3) (mg/m 3) (mg/m 3)

Mercurio - - 8,57E-05 0,0003 0,0007 0,04 22

Benzene 2,73E-02 7,80E-06 8,57E-03 0,03 0,0009 0,05 9

Cloruro di Vinile 1,54E-02 4,40E-06 2,86E-02 0,1 0,0015 0,08 13

Parametri di esposizione: Recettore = Lavoratore, Tasso di Inalazione = 1,5 m3/h; Frequenza = 8 h/day, 250 day/y

Caratteristiche sito: Terreno = Sand (ISPRA); Sorgente = 500 m; Uair = 2,25 m/s; δair = 2 m; Edificio industriale (ISPRA)

Sonda soil-gas: Profondità sonda = 1,5 m da p.c.

Camera di flusso: Area Camera = 0,5 m2, Qin = 5 L/min

Esempio di concentrazioni di riferimento

Si può notare come le concentrazioni limite in aria sono in questo caso circa 50-100 volte più basse di quelle nelle flux chambers e circa 1.000-10.000 volte più basse d i quelle limite nel soil-gas (differenze dovute ad attenuazione nel suolo e diluizione in aria).

Questo è un aspetto fondamentale da tener conto per individuare la metodica analitica che permette di d iscriminare tra situazioni di rischio accettabile e non accetta bile (ad es. metodi di campionamento che vanno bene per la misura nel soil-gas potrebbero non essere adatte pe r le flux chambers e ancor meno per la misura in ar ia).


Concentrazioni di riferimento in aria e soil-gas con Risk-net 2.0

Schermata «Confronto Concentrazioni»


Caso studio 1 - Sito Versalis, contaminanti target: Solventi Clorurati

Sito caratterizzato dalla presenza di

solventi clorurati in falda (1,1,2-

Tricloroetano, 1,1-dicoloroetilene,

cloruro di vinile, 1,2 dicloroetano).

In figura vengono evidenziati:

�in rosso i punti per cui la concentrazione

misurata in falda risulta >10 alla CSR;

�in arancione i punti in cui la concentrazione

misurata in falda è superiore alla relativa

CSR (nel range tra CSR < Cgw < 10 CSR);

� in verde le concentrazioni misurate che

risultano inferiori alle CSR.

Area più critica

(Superamenti CSR)

Rischio effettivo o sovrastima dei modelli di trasporto?

ContaminantiCSR falda

[mg/L]1,1,2-Tricloroetano 3.21,1-Dicloroetilene 5891,2-Dicloroetano 1.65Cloruro di vinile 1.46


Aspetti critici per il sito in esame

� L’area in esame presenta alcune criticità di carattere tecnico, che rendono complicata l’installazione di sonde per

il monitoraggio del soil-gas.

� In particolare la soggiacenza della falda nell’area di interesse risulta piuttosto modesta con valori compresi tra

un minimo di soli 22 cm e un massimo di 184 cm da p.c..

� Tale condizione quindi implicherebbe che le sonde di soil-gas andrebbero necessariamente posizionate nello

strato superficiale di suolo. Tale scenario di campionamento, così come indicato in diverse linee guida (ad es.

Cal/EPA, 2011), presenta diversi aspetti critici (forti oscillazioni spazio-temporali, problemi di corto-

circuitazione…). A livello nazionale, tali concetti vengono ad esempio ripresi nelle linee guida redatte da ARPAV

(2011) in cui viene sconsigliato di effettuare campionamenti del soil-gas a profondità da p.c. inferiori a 1 m.

Per questo motivo, si è deciso di procedere con l’installazione di Flux Chambers (Camere di Flusso) e di prevedere

in alcuni punti (se possibile) l’installazione di sonde soil-gas come ulteriore verifica dei dati misurati tramite le

camere di flusso.


Monitoraggio con Flux-Chamber

Analiti ricercati

• 1,1-dicloroetilene

• 1,2-dicloroetano

• Cloruro di vinile

• 1,1,2-tricloroetano

6 Camere di flusso dinamiche

Campionamento ed analisi effettuate da

63

1

4

2

5

0 200 m50 100

Installazione

camere di flusso

+ Campionamento piezometri

Campionamento

piezometri

Area camera (m 2) 0,2Altezza camera (m) 0,2Portata azoto (l/min) 4Durata campionamento (h) 6


Approccio 1: Calcolo dei Rischi

fc conv camp

fc

C f QF

A

⋅ ⋅=

Dove

Cfc = concentrazione misurata nella camera di flusso (mg/m3)

fconv = Qin/Qcamp

Qin = Portata in ingresso (m3/min)

Qcamp = Portata di campionamento (m3/min)

Afc = la superficie della camera di flusso esposta al suolo (m2)

ariaair

F WC

v δ⋅=

⋅

Dove:

F = flusso di vapori emesso dal suolo (mg/m2/min)

W = estensione della sorgente nella direzione del vento (m)

v = velocità del vento (m/min)

δair = spessore della zona di miscelazione in aria (m)

Stima flusso emesso in atmosfera

Stima Concentrazione in aria outdoor (ASTM, 2000)

Interpretazione risultati

3

g ppbv MWP

R Tm

µ ⋅= ⋅⋅

Dove:

MW = Peso molecolare (g/mole)

R = costante ideale dei gas (R=0,0825 L*atm/mole/K)

T = Temperatura (K)

P = pressione (atm)

Conversione da ppbv a µg/m3

. = ⋅ InaOSP InaO aria

Ina

EMHI C

RfD

. = ⋅ ⋅SP InaO aria Ina InaOR C SF EMCalcolo Rischio

Calcolo Indice di Pericolo


Approccio 2: Confronto Concentrazioni flux chambers


Approccio 2: Confronto Concentrazioni flux chambersContaminanti Climite-flux

[mg/m 3]1,1,2-Tricloroetano 0.011,1-Dicloroetilene 121,2-Dicloroetano 0.0063Cloruro di vinile 0.037


Esiti monitoraggio con le Flux-Chamber

63

1

4

2

5

0 200 m50 100

Rischi accettabili

In tutte le campagne di monitoraggio finora effettuate i rischi per

volatilizzazione sono risultati per tutti gli analiti inferiori al limite accettabile

In tutte le campagne di monitoraggio finora effettuate i rischi per

volatilizzazione sono risultati per tutti gli analiti inferiori al limite accettabile

Esiti monitoraggio


Confronto dati misurati in estate ed in inverno

Concentrazioni in faldaConcentrazioni in falda Concentrazioni in ariaConcentrazioni in aria

Le concentrazioni in falda nelle campagne invernali ed estive sono risultate simili tra loro

Le concentrazioni in falda nelle campagne invernali ed estive sono risultate simili tra loro

Le concentrazioni misurate con le camere di flusso sono risultate più basse nella

campagna estiva. Perché?

Le concentrazioni misurate con le camere di flusso sono risultate più basse nella

campagna estiva. Perché?


Confronto dati misurati in inverno

Stratificazione contaminazione in faldaStratificazione contaminazione in falda Misure vs. ModelliMisure vs. Modelli

Usando i dati di concentrazione in prossimità della tavola d’acqua (30 cm da pelo libero) per la campagna invernale i risultati attesi da modello so no abbastanza allineati con i dati misurati con

le camere di flusso (sovrastima per CV)

Usando i dati di concentrazione in prossimità della tavola d’acqua (30 cm da pelo libero) per la campagna invernale i risultati attesi da modello so no abbastanza allineati con i dati misurati con

le camere di flusso (sovrastima per CV)

Campagna InvernaleCampagna Invernale


1,E-10

1,E-09

1,E-08

1,E-07

1,E-06

1,E-05

1,E-04

1,E-03

1,E-02

1,E-01

1,E+00

1,1-DCE 1,2-DCA CV

Car

ia(m

g/m

3 )

ModelloMisurato

< DL

Confronto dati misurati in inverno

Misure vs. ModelliMisure vs. Modelli

Nel caso di utilizzo delle camere di flusso, consid erati che i valori che permettono di discriminare le condizioni di rischio accettabile s ono molto bassi, bisogna prestare particolare

attenzione ad eventuali valori di background.

Nel caso di utilizzo delle camere di flusso, consid erati che i valori che permettono di discriminare le condizioni di rischio accettabile s ono molto bassi, bisogna prestare particolare

attenzione ad eventuali valori di background.

?

Per chiarire questa incongruenza, Theolab ha condotto delle prove di bianco evidenziando un contributo dei materiali del sistema di campionamento in concentrazioni comprese tra 0.015 e 0.30 ppb (15-30 ppt)

Campagna InvernaleCampagna Invernale


Confronto dati misurati in estate

Misure vs. ModelliMisure vs. Modelli

Anche usando i dati di concentrazione in prossimità della tavola d’acqua per la campagna estiva i risultati attesi da modello sono molto più alti de i dati misurati con le camere di flusso.

Anche usando i dati di concentrazione in prossimità della tavola d’acqua per la campagna estiva i risultati attesi da modello sono molto più alti de i dati misurati con le camere di flusso.

Campagna EstivaCampagna Estiva

Biodegradazione aerobica solventi?

(Patterson et al. EST 2013)

Biodegradazione aerobica solventi?

(Patterson et al. EST 2013)

? ?


Caso studio 2 - Sito Versalis, contaminanti target: Hg e Idrocarburi

Modello

Misure

Ad eccezione del Mercurio (non disponibili dati su speciazione) i dati stimati con i modelli di

ripartizione forniscono risultati più conservativi ma abbastanza in linea con i dati misurati nel

soil-gas in prossimità della sorgente

Ad eccezione del Mercurio (non disponibili dati su speciazione) i dati stimati con i modelli di

ripartizione forniscono risultati più conservativi ma abbastanza in linea con i dati misurati nel

soil-gas in prossimità della sorgente

Misure soil-gas a 3,75-4,35 m da p.c.Concentrazioni nel suolo a 3,5-4,5 m da p.c.

Soil-gas in prossimità della sorgenteSoil-gas in prossimità della sorgente Soil-gas 2 m sopra la sorgenteSoil-gas 2 m sopra la sorgente

Utilizzando i dati di concentrazione nel suolo con i modelli di trasporto il soil-gas 2m sopra la

sorgente sovrastimato anche di ordini di grandezza rispetto al misurato

Utilizzando i dati di concentrazione nel suolo con i modelli di trasporto il soil-gas 2m sopra la

sorgente sovrastimato anche di ordini di grandezza rispetto al misurato

Misure soil-gas a 1,1-1,5 m da p.c.Concentrazioni nel suolo a 3,5-4,5 m da p.c.

Con asterisco valori

inferiori al limite di

rilevabilità

Modello

Misure

Confronto modelli e dati misurati con sonde soil-gas su un sito Versalis


Caso studio 3 - Sito Versalis, contaminanti target: BTEX

Baciocchi R, Verginelli I, Capobianco O, Pecoraro R. Interpretation and Utilization of Soil-Gas Survey in Petrochemical Plants. Battelle 2015.

E’ ormai noto a livello nazionale ed internazionale che nella maggior

parte dei casi i modelli utilizzati nella procedura di Analisi di Rischio conducono a sovrastime delle

concentrazioni indoor di diversi ordini di grandezza

E’ ormai noto a livello nazionale ed internazionale che nella maggior

parte dei casi i modelli utilizzati nella procedura di Analisi di Rischio conducono a sovrastime delle

concentrazioni indoor di diversi ordini di grandezza

Usare delle camere di flusso invece che modelli o sonde soil-gas

permette di ottenere dei risultati meno conservativi ed avere un dato

più rappresentativo della reale emissione di VOC da suoli e falde

contaminate.

Usare delle camere di flusso invece che modelli o sonde soil-gas

permette di ottenere dei risultati meno conservativi ed avere un dato

più rappresentativo della reale emissione di VOC da suoli e falde

contaminate.


Biodegradazione durante la migrazione dei vapori

• La biodegradazione degli idrocarburi è un

processo noto da più di 100 anni.

• In letteratura viene testimoniata la presenza

di >30 specie batteriche e >25 funghi ed alghe

in grado di degradare idrocarburi

• Sebbene le finestre operative siano più

ristrette in letteratura sono stati dimostrati

processi di biodegradazione per le seguenti

condizioni:

� 0°< to 70°C

� Salinità fino al 25% NaCl

� pH da 6 a 10

• Diversi studi hanno dimostrato che i tempi di

acclimatamento sono molto rapidi

• Biodegradazione aerobica osservata per

concentrazioni di ossigeno disciolto tra 0,5 e

30 mg/L

• Alcuni studi riportano evidenze anche di

biodegradazione anaerobica

• Cinetiche aerobiche molto veloci

Alcuni studi di review sulla biodegradazione degli idrocarburi:

Zobell, C. E., Bacteriological Reviews, 1946, 10(1-2): 1–49.

Atlas, R. M., Microbiological Reviews, 1981, 180-209.

Leahy, J. G.; Colwell, R. R., Microbiological Reviews, 1990, 305-315.



2

20

λ θ⋅⋅ − ⋅ =eff wd CD C

dx H

Equazione di trasporto

La lunghezza della zona di reazione (LR) è definita come:

1/2

λ θ ⋅= ⋅

vR

w

H DL

USEPA, 2013

In presenza di ossigeno si crea

una zona di reazione che

attenua i vapori di diversi

ordini di grandezza

In presenza di ossigeno si crea

una zona di reazione che

attenua i vapori di diversi

ordini di grandezza

Quanto deve essere la zona di

reazione per attenuare i vapori

in maniera significativa?

Quanto deve essere la zona di

reazione per attenuare i vapori

in maniera significativa?



Esempio lunghezza zona di reazione per Benzene:

1/2

15 cm λ θ

⋅= = ⋅

vR

w

H DL

• λ= 0.79 h-1 (costante di biodegradazione)

• H = 0.228 (costante di Henry)

• Deff = 5.0E-03 m2/h (coefficiente di diffusione)

• Θw = 0.05 (contenuto d’acqua nel suolo)

Bastano pochi cm per far

avvenire la reazione

Bastano pochi cm per far

avvenire la reazione

Quanto deve essere estesa la zona aerobica (La) per attenuare la concentrazione nel soil-gas del

99%?

In maniera semplificata si può assumere una cinetica di biodegradazione del primo ordine:

00

exp exp

= ⋅ − → = −

a a

R R

L LCC C

L C L

Con questa equazione si può calcolare la La che restituisce una C/C0 = 0.01 (attenuazione del 99%):

60 cm ≈aLCon λ=0.79 h-1 per il benzene sono sufficienti spessori della zona aerobica

<1m per attenuare le concentrazioni nel soil-gas del 99%

Con λ=0.79 h-1 per il benzene sono sufficienti spessori della zona aerobica

<1m per attenuare le concentrazioni nel soil-gas del 99%


Distanza di esclusione del percorso di volatilizzazione

DISTANZE VERTICALI DI ESCLUSIONE PER GLI IDROCARBUR I

Negli Stati Uniti e in Australia sono state introdo tte per gli idrocarburi delle distanze di screening al di sopra delle quali il percorso di volatilizzazione p uò essere escluso a priori in quanto ci si attende che i

vapori di idrocarburi si attenuano a livelli tali d a non comportare rischi per la salute e la sicurezz a.

DISTANZE VERTICALI DI ESCLUSIONE PER GLI IDROCARBUR I

Negli Stati Uniti e in Australia sono state introdo tte per gli idrocarburi delle distanze di screening al di sopra delle quali il percorso di volatilizzazione p uò essere escluso a priori in quanto ci si attende che i

vapori di idrocarburi si attenuano a livelli tali d a non comportare rischi per la salute e la sicurezz a.

In quali casi ci aspettiamo che il percorso

di intrusione di vapori per gli idrocarburi

sia critico e vada verificato con

campagne di monitoraggio soil-gas?


Stima delle distanze di esclusione verticale

Davis, 2013

Stima delle distanze di esclusione: distanze stimate sulla base delle evidenze di campo considerando la distanza dal sorgente che attenua i vapori al di sotto dei valori accettabili (ad es. R = 10-6 e HI = 1).

Stima delle distanze di esclusione: distanze stimate sulla base delle evidenze di campo considerando la distanza dal sorgente che attenua i vapori al di sotto dei valori accettabili (ad es. R = 10-6 e HI = 1).


Distanza di esclusione del percorso di volatilizzazione: Database U.S.EPA

U.S.EPA ha sviluppato un database in cui ha raccolto i risultati di campagne di monitoraggio soil-gas effettuate in

100 di siti negli Stati Uniti e in cui ha riportato la distanza di esclusione in funzione della C in sorgente.

Database scaricabile da:

www.epa.gov/oust/cat/pvi

DISTANZE DI SCREENING FISSATE PER GLI IDROCARBURI SULLA

BASE DELLE EVIDENZE EMPIRICHE

U.S.EPA (2013)

- TPH disciolti: 1,6 m

- LNAPL: 4,1 – 4,6 m

Australia (CRC care, 2013)

- TPH disciolti: 2 m

- LNAPL: 8 m

DISTANZE DI SCREENING FISSATE PER GLI IDROCARBURI SULLA

BASE DELLE EVIDENZE EMPIRICHE

U.S.EPA (2013)

- TPH disciolti: 1,6 m

- LNAPL: 4,1 – 4,6 m

Australia (CRC care, 2013)

- TPH disciolti: 2 m

- LNAPL: 8 m

Tali valori di screening sono sempre applicabili pe r qualsiasi condizione sito-specifica?Tali valori di screening sono sempre applicabili pe r qualsiasi condizione sito-specifica?


Caso studio 4 - Sito Versalis, contaminanti target: BTEX e Idrocarburi

Anche in un sito di proprietà Versalis gli esiti del le campagne soil gas evidenziano condizioni di accettabilità nel caso di distanze sorgente-sonda so il-gas superiori a 5 m

Anche in un sito di proprietà Versalis gli esiti del le campagne soil gas evidenziano condizioni di accettabilità nel caso di distanze sorgente-sonda so il-gas superiori a 5 m

Sito caratterizzato dalla presenza di BTEX e Idrocarburi (40 sonde soil-gas)Sito caratterizzato dalla presenza di BTEX e Idrocarburi (40 sonde soil-gas)


Sviluppo di un modello per la stima della distanza di esclusione: concetti base

1. STIMA CONCENTRAZIONE INDOOR ACCETTABILE

Fisso la concentrazione limite all’interno dell’edificio che mi

garantisce un rischio accettabile (ad es. R = 10-6)

1. STIMA CONCENTRAZIONE INDOOR ACCETTABILE

Fisso la concentrazione limite all’interno dell’edificio che mi

garantisce un rischio accettabile (ad es. R = 10-6)

2. STIMA FATTORE DI ATTENUAZIONE NECCESSARIA PER

OTTENERE CINDOOR ACCETTABILE

Conoscendo la concentrazione in sorgente e la Cindoor* posso

calcolare l’attenuazione necessaria per ottenere delle

concentrazioni indoor accettabili

2. STIMA FATTORE DI ATTENUAZIONE NECCESSARIA PER

OTTENERE CINDOOR ACCETTABILE

Conoscendo la concentrazione in sorgente e la Cindoor* posso

calcolare l’attenuazione necessaria per ottenere delle

concentrazioni indoor accettabili

3. STIMA SPESSORE ZONA AEROBICA PER OTTENERE

ATTENUAZIONE NECESSARIA PER CINDOOR*

Sulla base dell’attenuazione necessaria ad ottenere delle

concentrazioni accettabili posso stimare lo spessore della

zona aerobica necessaria per ottenere l’attenuazione

desiderata

3. STIMA SPESSORE ZONA AEROBICA PER OTTENERE

ATTENUAZIONE NECESSARIA PER CINDOOR*

Sulla base dell’attenuazione necessaria ad ottenere delle

concentrazioni accettabili posso stimare lo spessore della

zona aerobica necessaria per ottenere l’attenuazione

desiderata

4. PROFONDITA’ SORGENTE PER OTTENERE SPESSORE ZONA

AEROBICA (= DISTANZA VERTICALE DI ESCLUSIONE)

Modellando il trasporto e la degradazione dei vapori con il

trasporto e il consumo stechiometrico di ossigeno posso

stimare la profondità della sorgente necessaria ad avere lo

spessore della zona aerobica desiderata.

4. PROFONDITA’ SORGENTE PER OTTENERE SPESSORE ZONA

AEROBICA (= DISTANZA VERTICALE DI ESCLUSIONE)

Modellando il trasporto e la degradazione dei vapori con il

trasporto e il consumo stechiometrico di ossigeno posso

stimare la profondità della sorgente necessaria ad avere lo

spessore della zona aerobica desiderata.

Cindoor *

αindoor *

La*

L*

1

2

3

4


Validazione modello: confronto con modello numerico 3-D

Rispetto al modello di J&E (1991), il modello sviluppato fornisce risultati allineati a modelli numerici 3-D con biodegradazione Rispetto al modello di J&E (1991), il modello sviluppato fornisce risultati allineati a modelli numerici 3-D con biodegradazione

Fonte: Verginelli, I., Baciocchi, R. (2014). Vapor Intrusion Screening Model for the Evaluation of Risk-Based Vertical Exclusion

Distances at Petroleum Contaminated Sites. Environmental science & technology, 48(22), 13263-13272.

Confronto con modello numerico 3-D. Dati presi da: Abreu, L.D.; Ettinger, R.; McAlary, T. Simulated soil vapor intrusion attenuation

factors including biodegradation for petroleum hydrocarbons. Ground Water Monit. Rem. 2009, 29, 105-117.

Modello di J&E rispetto a

modello 3-D sovrastima le

concentrazioni indoor di

diversi ordini di grandezza

Modello sviluppato

fornisce risultati

allineati al modello

numerico 3-D


Confronto con dati misurati

λ = 0.25 h-1

λ = 1 h-1

λ = 0.1 h-1

• Il modello sviluppato risulta allineato ai dati stimati sul campo.

• Tutti i dati misurati sul campo ricadono al di sotto di quelli stimati usando delle cinetiche di degradazione «lente» (λ = 0,25 h-1)

• Gran parte dei dati ricadono al di sotto dei valori stimati utilizzando una cinetica di degradazione relativamente alta (λ = 1 h-1)

• Il modello sviluppato risulta allineato ai dati stimati sul campo.

• Tutti i dati misurati sul campo ricadono al di sotto di quelli stimati usando delle cinetiche di degradazione «lente» (λ = 0,25 h-1)

• Gran parte dei dati ricadono al di sotto dei valori stimati utilizzando una cinetica di degradazione relativamente alta (λ = 1 h-1)

Le costanti di biodegradazione utilizzate nel modello sono state scelte sulla base della review di

DeVaull (2007).

Le costanti di biodegradazione utilizzate nel modello sono state scelte sulla base della review di

DeVaull (2007).

Costanti di biodegradazione

Confronto tra il modello sviluppato (ipotizzando uno scenario di

contaminazione conservativo) e dati stimati sul campo




Analisi di Montecarlo

TPH disciolti

Nel >99% dei casi simulati le distanze di esclusione fissate da EPA e CRCcare (≈ 2 m) sono confermate anche dal modello

LNAPL

Nel 90% dei casi le distanze di esclusione fissate da EPA (4,1 – 4,6 m) sono confermate dal modello.

Nel 100% dei casi il valore fissato da CRCcare (=8 m) è confermato dal modello.

TPH disciolti

Nel >99% dei casi simulati le distanze di esclusione fissate da EPA e CRCcare (≈ 2 m) sono confermate anche dal modello

LNAPL

Nel 90% dei casi le distanze di esclusione fissate da EPA (4,1 – 4,6 m) sono confermate dal modello.

Nel 100% dei casi il valore fissato da CRCcare (=8 m) è confermato dal modello.

Analisi di Montecarlo con il modello sviluppato variando i parametri di input

nei range tipicamente riscontranti in campo (n = 1000 simulazioni)Parametro U.M. Range

η - 10-5 - 10-3

Ab m2 100 - 2500

Qs L/min 1 - 10

Lbuilding m 0.2 - 3

foc g/g 0.001- 0.01

θw - 0.03 – 0.1

αcap - 0.05 - 0.2

CH4 % v/v 0.001 - 1

λ h-1 0.1 - 1

Range considerato per analisi MC




Un approccio integrato in cui le misure di campo sono supportate dall’utilizzo di un modello

possono condurre ad una maggiore consapevolezza dei diversi processi che possono

intervenire durante il trasporto e accumulo di vapori all’interno degli ambienti confinati

Solo modelli?

Solo misure?

Approccio Integrato:Misure + Modelli

Approccio Integrato:Misure + Modellicon quantificazione incertezze (ad es. Analisi di M ontecarlo)

Considerazioni finali


Nobody believes in simulation models except their d evelopers…Everybody believes in experimental data except who collected them .Gaylon S. Campbell

Essentially, all models are wrong, but some are use ful…George E. P. Box

Grazie per l’attenzione

Interpretazione dei dati di monitoraggio di composti …...Interpretazione dei dati di monitoraggio...

Documents

Transcript of Interpretazione dei dati di monitoraggio di composti …...Interpretazione dei dati di monitoraggio...