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Schweizerischer Verein des Gas- und Wasserfaches SVGWSociété Suisse de l’Industrie du Gaz et des Eaux SSIGESocietà Svizzera dell’Industria del Gas e delle Acque SSIGASwiss Gas and Water Industry Association SGWA

W1015 i Edizione maggio 2015

Raccomandazione

Gestione di due sostanze in tracce di origine geogenica, arsenico e uranio, nell’approvvigionamento dell’acqua potabile

SSIGA, Grütlistrasse 44, casella postale 2110, 8027 ZurigoTelefono 044 288 33 33, fax 044 202 16 33, www.ssiga.ch

REGOLAMENTAZIONE

Schweizerischer Verein des Gas- und Wasserfaches SVGWSociété Suisse de l’Industrie du Gaz et des Eaux SSIGESocietà Svizzera dell’Industria del Gas e delle Acque SSIGASwiss Gas and Water Industry Association SGWA

Copyright by SVGW, ZürichComposizione: Multicolor Print AG, BaarEdizione maggio 2015

Riproduzione vietata

Ordinazione presso l’ufficio della SSIGA([email protected])

REGOLAMENTAZIONEW1015 i Edizione maggio 2015

Raccomandazione

Gestione di due sostanze in tracce di origine geogenica, arsenico e uranio, nell’approvvigionamento dell’acqua potabile

SSIGA, Grütlistrasse 44, casella postale 2110, 8027 ZurigoTelefono 044 288 33 33, fax 044 202 16 33, www.ssiga.ch

W1015 i, Edizione maggio 2015 3/41

SOMMARIO

Preface 5

1 Scopo e campo di applicazione 6

2 Struttura della Raccomandazione 6

3 Termini e definizioni 7

4 Indice delle abbreviazioni 9

5 Disposizioni legislative e prescrizioni normative 9

5.1 Leggi e ordinanze 95.2 Norme, direttive e linee guida 10

6 Situazione attuale 11

6.1 Revisione dell’OSoE 116.2 Autocontrollo 11

7 Sostanze in tracce di origine geogenica: nozioni di base 12

7.1 Arsenico 127.2 Uranio 147.3 Rimozione dell’arsenico e dell’uranio con gli attuali processi di trattamento dell’acqua 15

8 Procedura per la riduzione delle concentrazioni di arsenico e uranio nell’acqua 17

9 Analisi della situazione 19

9.1 Rilevamento dello stato di fatto 199.2 Valutazione dei dati di base 199.3 Valutazione delle concentrazioni di arsenico e/o uranio 209.4 Valutazione delle oscillazioni naturali delle concentrazioni 209.5 Definizione di misure correttive 20

10 Studi preliminari 22

11 Strategie per far fronte a concentrazioni eccessive di As e U nell’acqua 23

11.1 Possibili soluzioni 2311.2 Scelta del procedimento in caso di concentrazioni di uranio entro i limiti 23

4/41 W1015 i, Edizione maggio 2015

12 Valutazione di risorse idriche alternative 25

12.1 Abbandono di una fonte e sfruttamento di nuove risorse 2512.2 Uso stagionale 2512.3 Diluizione / miscelazione 25

13 Rimozione dell’arsenico e dell’uranio 26

13.1 Possibili metodi di rimozione dell’arsenico 2613.2 Possibili metodi di rimozione dell’uranio 2813.3 Sistema a due stadi per la rimozione dell’arsenico e dell’uranio 3013.4 Scelta di un procedimento ottimale 30

14 Pianificazione degli interventi 32

15 Esercizio e manutenzione degli impianti di miscelazione e filtrazione 34

15.1 Esercizio di un impianto di miscelazione 3415.2 Esercizio di un impianto di filtrazione 3415.3 Sicurezza sul luogo di lavoro 3615.4 Guasti e malfunzionamenti 37

16 Trasporto e smaltimento 38

16.1 Smaltimento dei residui di filtrazione 3816.2 Trasporto dei residui di filtrazione 39

Bibliografia di approfondimento 40


PREFACE

L’acqua potabile in Svizzera, per poter essere erogata ai consumatori, deve non solo possedere deter-minate caratteristiche in termini di aspetto, odore e sapore, ma anche soddisfare precisi requisiti a livello di igiene e di proprietà fisico – chimiche. I parametri fisico-chimici sono specificati nell’Ordinanza sulle sostanze estranee e sui componenti (OSoE), la quale fissa, tra l’altro, limiti di concentrazione inderoga-bili per diversi elementi. Durante la revisione dell’OSoE, il cui nuovo testo è entrato in vigore il 1º gennaio 2014, è stato deciso, alla luce di recenti studi scientifici, di abbassare il valore limite per l’arsenico e stabilire un valore limite per l’uranio. Dette novità obbligano taluni Comuni svizzeri ad adottare entro il 2019 delle misure correttive. Poiché l’irrigidimento delle disposizioni di legge pone le aziende dell’acqua potabile svizzere dinanzi a una nuova sfida, da affrontare nel quadro del controllo autonomo, la SSIGA ha redatto in collaborazione con esperti dell’Eawag una Raccomandazione incentrata sulla gestione di valori elevati di arsenico e uranio nell’approvvigionamento di acqua potabile.

L’elaborazione del presente Raccomandazione è stata finanziata dal Fondo di ricerca per l’acqua FOWA (progetto n. 003-12) della SSIGA. La Raccomandazione è stata redatta da Ralph Sonderegger (SSIGA / Eawag), Paul Borer (Eawag) e Stephan Hug (Eawag) e poi messa in consultazione presso vari gruppi di lavoro e istituti specializzati (USAV, ACCS, panel interno alla SSIGA).

Qualora lo sviluppo della legislazione e il progresso della tecnica obblighino a modificare il presente testo, l’ufficio della SSIGA potrà apportare i cambiamenti necessari, purché non siano di natura essen-ziale.

La Raccomandazione è stata approvata dal Comitato della SSIGA in data 12 marzo 2015 ed è entrata in vigore il 1º maggio 2015.


1 Scopo e campo di applicazione

La presente Raccomandazione è concepita come una guida per le aziende dell’acqua potabile, i Comuni, i costruttori di impianti e gli studi di ingegneria. Vuole essere soprattutto un punto di riferimento per quelle aziende dell’acqua potabile che, in seguito all’abbassamento del valore limite per l’arsenico e all’introduzione di un valore limite per l’uranio, si trovano ad affrontare la nuova sfida della gestione delle sostanze di origine geogenica presenti in tracce nell’acqua po-tabile. Questo documento offre informazioni di base sulla problematica in Svizzera e dà chia-rimenti sulle misure che le aziende dell’acqua potabile possono adottare nel quadro del con-trollo autonomo, previsto dalla legislazione sulle derrate alimentari. Oltre a descrivere i possibili metodi di trattamento dell’acqua contenente arsenico e/o uranio, la Raccomandazione riflette sugli aspetti economici e offre orientamenti sull’esercizio e la manutenzione degli impianti.

2 Struttura della Raccomandazione

La Raccomandazione si articola nei seguenti punti:

• Scopo, struttura, termini, definizioni e abbreviazioni – Capitoli 1– 4

• Leggi, ordinanze, direttive e norme – Capitoli 5 e 6

• Introduzione alla problematica – Capitolo 7

• Procedimenti per la riduzione delle concentrazioni di arsenico e uranio – Capitoli 8 e segg

• Analisi della situazione, studi preliminari, sicurezza dell’approvvigionamento idrico – Capitoli 9 e 10

• Metodi di rimozione dell’arsenico e dell’uranio – Capitoli 11–13

• Pianificazione delle misure, esercizio, manutenzione e monitoraggio degli impianti, traspor-to e smaltimento dei residui – Capitoli 14–16

Il capitolo conclusivo «Bibliografia di approfondimento» offre dati bibliografici dettagliati.


3 Termini e definizioni

Absorbimento e adsorbimentoPer absorbimento si intende la penetrazione di molecole o ioni non legati o allo stato gassoso all’interno di un solido. Per adsorbimento si intende l’accumulo e l’adesione di molecole o ioni non legati o allo stato gassoso sulla superficie di un solido.

AcquaAcqua non trattata (greggia), quale ad esempio acqua di falda, fiume o lago.

AttivitàNumero di trasmutazioni di un radionuclide in un dato intervallo di tempo. L’unità di misura dell’attività è il becquerel (Bq). 1 Bq equivale a un decadimento al secondo.

ChemiotossicitàTossicità dovuta all’interazione chimica di una sostanza nociva con gli organi e i tessuti del corpo (v. Radiotossicità).

Curva di rottura / RotturaLa curva di rottura mostra l’andamento della concentrazione di un inquinante nel flusso in usci ta dal filtro o dallo scambiatore di ioni, in funzione del volume d’acqua trattato (espresso in BV). Si ha una condizione di completa rottura quando la concentrazione di inquinante in uscita eguaglia la concentrazione dello stesso nel flusso in entrata.

Dose di radiazioniMisura per l’effetto delle radiazioni ionizzanti sulla materia. La dose assorbita nell’unità di tem-po è detta intensità di dose.

Filtrazione a membranaProcesso di separazione che prevede l’uso di una membrana per la separazione di particolari particelle o molecole dall’acqua. La selettività dipende dalle dimensioni dei pori della mem-brana. I processi più adeguati alla rimozione di sostanze in tracce sono la nanofiltrazione e l’osmosi inversa (reverse osmosis).

Hazard Analysis and Critical Control Points (HACCP)Sistema in uso nell’industria alimentare per la valutazione dei processi di produzione che si basa su un’analisi preventiva dei pericoli e sul monitoraggio e controllo della filiera in corrispon-denza di determinati punti critici di controllo (Critical Control Points, CCP), allo scopo di fornire sempre derrate alimentari di qualità impeccabile.

Limite critico (valore di intervento)Valore stabilito in base al sistema HACCP, il cui superamento richiede l’adozione di misure immediate.

Precipitazione e flocculazioneL’aggiunta di sostanze chimiche, di norma sali di Fe(II), Fe(III) e Al(III), che provoca la forma-zione di particelle in fase solida e piccoli fiocchi, cui possono legarsi sostanze disciolte. La formazione di fiocchi permette una più semplice eliminazione di tali sostanze mediante sedi-mentazione (v. Sedimentazione) o filtrazione.

Quantità adsorbitaQuantità di inquinante accumulatasi sulla superficie dell’adsorbente (materiale filtrante) in rap-porto alla sua massa. È spesso indicata in ginquinante per kgadsorbente.


Radiazione ionizzanteQualunque tipo di radiazione elettromagnetica o di particelle in grado di rimuovere uno o più elettroni da un atomo o una molecola, producendo ioni o resti di molecole. Si distinguono tre tipi di radiazione ionizzante:

• Radiazione alfa: radiazione costituita da particelle alfa (nuclei di elio)

• Radiazione beta: radiazione costituita da particelle beta (elettroni)

• Radiazione gamma: radiazione elettromagnetica ad alta energia (radiazione di fotoni)

RadioattivitàProprietà di alcuni nuclei atomici instabili (radionuclidi) di trasmutarsi in nuclei diversi emetten-do radiazioni ionizzanti e/o particelle.

RadiotossicitàTossicità dovuta alla radiazione di un radionuclide nell’organismo.

Rifiuti specialiRifiuti che, a causa dei propri effetti nocivi sull’ambiente o sulle persone, vanno sottoposti a trattamenti speciali.

Scambio ionicoMetodo di scambio o rimozione di taluni ioni dall’acqua. Gli ioni indesiderati o gli inquinanti con carica elettrica vengono sostituiti con ioni non nocivi.

SedimentazioneDeposizione e separazione di particelle dall’acqua per effetto della forza di gravità. Quanto maggiori sono le dimensioni e la densità delle particelle, tanto più elevato è il tasso di sedi-mentazione.

SpeciazioneDistribuzione delle diverse specie di un elemento in un sistema definito e in equilibrio.

SpecieSi definisce specie chimica la precisa forma chimica in cui si presenta un elemento (ad esem-pio, stato di ossidazione dell’elemento o struttura molecolare dei composti).

Valore limite Il valore limite è la concentrazione massima di una sostanza che, se superata, rende la derrata inadatta all’alimentazione umana. I valori limite per le sostanze chimiche presenti nell’acqua potabile sono fissati nell’Ordinanza sulle sostanze estranee e sui componenti (OSoE).

Volume di letto filtrante (BV)Volume del materiale filtrante contenuto nel filtro a letto fisso. La quantità d’acqua che può essere trattata con un determinato filtro a letto fisso è generalmente espressa in bed volume, ossia numero di volumi di letto filtrante (per es. 10000 BV).


4 Indice delle abbreviazioni

As Arsenico

DVGW Deutscher Verein des Gas- und Wasserfaches

OMS Organizzazione mondiale della sanità

SSIGA Società Svizzera dell’Industria del Gas e delle Acque

U Uranio

UFAM Ufficio federale dell’ambiente

UFSP Ufficio federale della sanità pubblica

USAV Ufficio federale della sicurezza alimentare e di veterinaria

5 Disposizioni legislative e prescrizioni normative

5.1 Leggi e ordinanze

• Legge federale sulle derrate alimentari e gli oggetti d’uso (Legge sulle derrate alimentari, LDerr), 817.0, stato 1º ottobre 2013

• Ordinanza sulle derrate alimentari e gli oggetti d’uso (ODerr), 817.02, stato 1º gennaio 2014

• Ordinanza del DFI sui requisiti igienici (ORI), 817.024.1, stato 1º gennaio 2014

• Ordinanza del DFI sulle sostanze estranee e sui componenti presenti negli alimenti (Ordinanza sulle sostanze estranee e sui componenti, OSoE), 817.021.23, stato 1º gennaio 2014

• Ordinanza del DFI concernente l’acqua potabile, l’acqua sorgiva e l’acqua minerale, 817.022.102, stato 1º gennaio 2014

• Legge sulla radioprotezione (LRaP), 814.50, stato 1º gennaio 2007

• Ordinanza sulla radioprotezione (ORaP), 814.501, stato 1º gennaio 2014

• Ordinanza tecnica sui rifiuti (OTR), 814.600, stato 1º luglio 2011

• Ordinanza sul traffico di rifiuti (OTRif), 814.610, stato 1º maggio 2014

• Ordinanza del DATEC sulle liste per il traffico di rifiuti, 814.610.1, stato 1º gennaio 2010

• Accordo europeo per il trasporto internazionale delle merci pericolose su strada (ADR)

Tutte le leggi e le ordinanze della Confederazione così come le rispettive versioni emendate possono essere scaricate dall’indirizzo www.admin.ch/ch/i/sr/sr.html.


5.2 Norme, direttive e linee guida

5.2.1 Norme

• DVGW Technische Regel Arbeitsblatt W 213-5 (A) (2013). Filtrationsverfahren zur Partikel-entfernung. Teil 5: Membranfiltration. DVGW, Bonn, Germania*

• DVGW Technische Regel Arbeitsblatt W 216 (2004). Versorgung mit unterschiedlichen Trinkwässern. DVGW, Bonn, Germania*

• DVGW Technische Regel Arbeitsblatt W 218 (1998). Flockung in der Wasseraufbereitung – Flockungstestverfahren. DVGW, Bonn, Germania*

• DVGW Technische Regel Arbeitsblatt W 249 (2012). Entfernung von Arsen, Nickel und Uran bei der Wasseraufbereitung, DVGW, Bonn, Germania*

• DVGW Technische Mitteilung Hinweis W 253 (2008). Trinkwasserversorgung und Radioak-tivität. DVGW, Bonn, Germania*

• DVGW-Rundschreiben W 01/08. Uran im Roh- und Trinkwasser – Aktueller Sachstand und Empfehlungen des DVGW*

* Disponibile solo in tedesco

5.2.2 Direttive e raccomandazioni della SSIGA

• SVGW W1: Richtlinie für die Qualitätsüberwachung in der Trinkwasserversorgung**

• SVGW W4: Direttiva per la distribuzione dell’acqua**

• SVGW W10: Richtlinie für Projektierung, Ausführung und Betrieb von Quellfassungen**

• SVGW W1002: Empfehlung für ein einfaches Qualitätssicherungssystem für Wasserver-sorgungen**

• SVGW W1005: Empfehlung zur strategischen Planung von Wasserversorgungen

** Disponibile solo in tedesco e francese

Le suddette direttive e raccomandazioni possono essere acquistate presso la SSIGA, casella postale 2110, 8027 Zurigo (www.ssiga.ch).

5.2.3 Linee guida e orientamenti all’esecuzione

• Ufficio federale della sanità pubblica (UFSP), 2010. Procedimenti riconosciuti di prepara-zione dell’acqua potabile

• Ufficio federale della sanità pubblica (UFSP), 2005. Lettera informativa n. 109: mezzi e procedimenti autorizzati per la preparazione e la disinfezione dell’acqua potabile

• Organizzazione mondiale della sanità (OMS), 2011. Guidelines for drinking-water quality. Fourth Edition. World Health Organization, Switzerland, Geneva. ISBN: 978-92-4-154815-1

• United States Environmental Protection Agency (EPA), 2003. Arsenic Treatment Technolo-gy Evaluation Handbook for Small Systems. Environmental Protection Agency, United States of America, Washington, D.C.

• United States Environmental Protection Agency (EPA), 2000. Technologies and Costs for Removal of Arsenic from Drinking Water. Environmental Protection Agency, United States of America, Washington, D.C.

• Bundesministerium für Bildung und Forschung e Associazione tedesca delle aziende di distribuzione di gas e acqua (DVGW), 2009. Schlussbericht zum Verbundprojekt Uranent-fernung in der Trinkwasseraufbereitung

• Suva, 2012. Factsheet – Radiazioni ionizzanti. www.suva.ch/arbeitsmedizin.


6 Situazione attuale

6.1 Revisione dell’OSoE

Il 1º gennaio 2014 è entrata in vigore la nuova versione dell’Ordinanza sulle sostanze estranee e sui componenti (OSoE). L’OSoE stabilisce le concentrazioni massime (valori di tolleranza e valori limite) delle sostanze estranee e dei componenti ammessi negli alimenti, dunque anche nell’acqua potabile. Per la definizione dei valori limite, l’Ufficio federale della sanità pubblica (UFSP) ha fatto riferimento alle linee guida dell’OMS – Guidelines for drinking-water quali-ty (OMS, 2011), alle Direttive dell’Unione Europea, a documenti redatti da gruppi di esperti, nonché ad accertamenti svolti dall’UFSP stesso (Bucheli et al., 2012). La revisione dell’OSoE ha comportato modifiche di rilievo in relazione alle sostanze in tracce di origine geogenica, in particolare l’abbassamento del valore limite per l’arsenico da 50 µg/l a 10 µg/l e l’introduzione di un valore limite per l’uranio pari a 30 µg/l.

L’abbassamento del valore limite per l’arsenico poggia su nuovi studi tossicologici ed epide-miologici compiuti dall’OMS. In passato, si riteneva che il limite di 50 µg/l fosse adeguato a garantire una sufficiente tutela della salute. Recenti valutazioni, tuttavia, individuano la soglia massima in 10 µg/l.

Quanto all’uranio, prima della revisione l’OSoE fissava unicamente i valori massimi per l’attività specifica dei radionuclidi della serie dell’uranio negli alimenti (valore massimo per le derrate alimentari liquide: 10 Bq/kg). L’ordinanza non dava alcuna indicazione in merito alla tossicità chimica dell’uranio. Per questo elemento, tuttavia, la tossicità chimica (nefrotossicità) è un aspetto ben più rilevante della radioattività. Per tale ragione, si è deciso di rispecchiare nel testo dell’OSoE la Raccomandazione dell’OMS fondata su studi epidemiologici e di imporre il valore limite di 30 µg/l.

Allo scopo di facilitare il compito ai Comuni e alle aziende dell’acqua potabile chiamate ad ade-guarsi alla nuova situazione normativa, è stato fissato un periodo di transizione di cinque anni. Entro il 1º gennaio 2019 – data a partire dalla quale la fornitura ai consumatori di acqua potabile con concentrazioni di arsenico e uranio eccedenti i valori limite sarà tassativamente vietata – le aziende dell’acqua potabile dovranno adottare misure volte alla riduzione del contenuto di ar-senico e uranio. Va detto, a ogni modo, che le nuove disposizioni legali riguardano un numero esiguo di Comuni, prevalentemente nella regione delle Alpi (v. cap. 7.1.3 e 7.2.3).

6.2 Autocontrollo

Conformemente al principio dell’autocontrollo, ogni azienda dell’acqua potabile è chiamata ad analizzare e valutare secondo il sistema HACCP le caratteristiche fisiche, chimiche e microbio-logiche dell’acqua captata. La valutazione deve poggiare su risultati di misurazioni che offrano una panoramica della qualità dell’acqua in diverse condizioni atmosferiche e permettano, così, di appurarne le naturali oscillazioni. Le basi legali per l’applicazione di questo strumento di assicurazione della qualità sono date dalle disposizioni in materia di autocontrollo, contenute nell’Ordinanza sulle derrate alimentari e gli oggetti d’uso (ODerr).

Il sistema HACCP consente di riconoscere tempestivamente i pericoli specifici per la salute del consumatore e di garantirne il controllo. Esso prevede l’analisi del processo di produzione alla ricerca di potenziali pericoli e la definizione di misure atte alla loro eliminazione o riduzione. Per «pericolo» si intende una condizione di inquinamento dell’acqua potabile capace di mettere a rischio la salute del consumatore. Una «situazione di pericolo» è da intendersi come un evento o una circostanza che provoca o può provocare un inquinamento.

Il metodo HACCP serve, inoltre, a identificare i punti critici di controllo (Critical Control Points, CCP). Un CCP è un punto o passaggio nel flusso di processo in corrispondenza del quale è possibile, mediante l’applicazione di un procedimento controllabile e verificabile, evitare, an-nullare o ridurre a livelli accettabili un pericolo. Si ha un CCP se per quel determinato stadio del processo è possibile:

• Adottare misure mirate all’eliminazione o alla riduzione dei pericoli.


• Definire parametri di monitoraggio e limiti critici il cui superamento determina l’attuazione delle misure stabilite.

• Effettuare un monitoraggio continuo o, almeno, quasi continuo.

Fondamentalmente, ove si abbia una situazione critica di pericolo che non può essere con-trollata attraverso il monitoraggio di parametri misurabili di continuo, è necessario rinunciare all’uso dell’acqua in questione per la fornitura di acqua potabile.

I suddetti requisiti, propri del sistema HACCP e il cui rispetto è parte integrante dell’autocontrol-lo, valgono senza limiti di sorta anche per le acque contenenti arsenico e uranio in concentra-zioni problematiche, ossia eccedenti i valori limite dell’OSoE. In mancanza di un monitoraggio continuo dei limiti critici nei CCP relativi alla rimozione dell’arsenico e/o dell’uranio, l’utilizzo dell’acqua potabile è permesso solo ed esclusivamente se essa, seppur sottoposta ad un trattamento insufficiente, non comporta un pericolo acuto per la salute. Tuttavia ciò non esi-me l’azienda dell’acqua potabile dall’obbligo di fornire la maggiore protezione possibile e di darne dimostrazione nel quadro dell’autocontrollo. Qualora non sia possibile controllare la fase di rimozione dell’arsenico e/o dell’uranio per mezzo di parametri di monitoraggio continuo o quasi continuo, vanno fissati altri parametri di sorveglianza (discontinua) che forniscano una protezione adeguata. Tale protezione deve approssimarsi il più possibile al livello raggiungibile con il sistema HACCP.

7 Sostanze in tracce di origine geogenica: nozioni di base

7.1 Arsenico

7.1.1 Proprietà

L’arsenico è un semimetallo tossico naturalmente presente nella crosta terrestre in oltre 200 diversi minerali, in particolare nei minerali solforati. Si trova, inoltre, in sedimenti, acque e organi smi. Una combinazione di processi naturali e antropogenici causa la mobilizzazione dell’arsenico, che in tal modo finisce nelle acque sotterranee e potabili. La mobilizzazione naturale – dovuta a fenomeni di degradazione meteorica e dissoluzione di minerali, come pure all’attività biologica e vulcanica – è di gran lunga il meccanismo più significativo. Le attività dell’uomo – industria mineraria, preparazione dei metalli, impiego di combustibili fossili, uso di pesticidi contenenti arsenico e di additivi con As nei mangimi animali – può tradursi in con-centrazioni eccessive di arsenico nel terreno e nella falda a livello locale. La mobilizzazione dell’arsenico nel sottosuolo dipende essenzialmente dalle condizioni geochimiche predomi-nanti e si verifica soprattutto in carenza di ossigeno (potenziale di riduzione < 200 mV). In condizioni fortemente riducenti con alte concentrazioni di composti ridotti dello zolfo, si ha la precipitazione di vari solfuri. In ambienti ossidanti, l’arsenico si trova soprattutto in forma pentavalente (arseniato, As(V)), la quale, fortemente adsorbita su fasi solide, è meno mobile rispetto alla forma ridotta trivalente (arsenito, AS(III)).

7.1.2 Chimica dell’arsenico in ambiente acquatico

Nell’acqua, l’arsenico è presente in via quasi esclusiva nelle forme inorganiche trivalente (arse-nito, AS(III)) e pentavalente (arseniato, As(V)). La precisa forma chimica è determinata dal po-tenziale di riduzione e dal valore pH (v. speciazione in figura 1). Dove vi è abbondanza di os-sigeno (condizioni ossidanti) predomina l’arseniato, dove l’ossigeno scarseggia prevale l’arsenito. La forma chimica è un aspetto decisivo per la mobilità e l’abbattimento dell’arsenico nelle acque sotterranee e potabili. Le condizioni redox determinano lo stato di ossidazione dell’arsenico, mentre il valore pH condiziona la dissociazione dell’arseniato e dell’arsenito. A pH inferiore a 9.2, l’arsenito si trova sotto forma di acido arsenioso H3AsO3 con carica neutra. Quanto all’arseniato, a pH compreso tra 6 e 9 – valori tipici per l’acqua potabile – predominano gli anioni (dunque ioni con carica negativa) H2AsO4

- e HAsO42-. Poiché caratterizzato da carica

neutra, l’arsenito è più difficile da rimuovere rispetto all’arseniato, ragion per cui è di norma necessaria la preossidazione dell’As(III) ad As(V) (v. cap. 13.1.1). Nelle acque superficiali,


l’arsenico è presente oltre che in composti inorganici anche in forme organiche, le quali, tutta-via, sono generalmente poco rilevanti per l’acqua potabile (Smedley and Kinniburgh, 2002).

Fig. 1 Speciazione dell’arseniato (a sinistra) e dell’arsenito (a destra) in funzione del valore pH (forza ionica: 0.001 M; grafico creato con Visual Minteq, versione 3.0, 2012)

7.1.3 Arsenico nell’acqua potabile in Svizzera

La Svizzera conta tre regioni in cui l’arsenico è naturalmente presente in concentrazioni ele-vate: la Svizzera settentrionale, con le sue molte sorgenti termali e minerali contenenti arseni-co; il Canton Giura, il cui suolo è ricco di calcari e argille ferruginose; e le Alpi, dove si trovano giacimenti di minerali metalliferi e rocce cristalline ad alto contenuto di As. Varie campagne di misurazione hanno mostrato come le acque di singole sorgenti superino in parte i nuovi valori limite, in particolare nel Canton Ticino (Val d’Isone, Val Colla, Malcantone, Barbengo e Morcote), nel Cantone dei Grigioni (Valposchiavo) e nel Canton Vallese (nella zona circostante Martigny, nella Lötschental, Nikolaital e Valle di Goms) (Pfeifer and Zobrist, 2002).

Una delle suddette campagne di misurazione (Haldimann et al., 2005) ha comportato l’analisi di 1297 campioni d’acqua raccolti presso sorgenti e impianti dell’acqua potabile pubblici di tutti i Comuni del Canton Vallese. In 89 campioni (6,9%) provenienti da 33 diversi Comuni sono state misurate concentrazioni di arsenico superiori ai 10 μg/l. Per il Canton Vallese, comunque, non è stato possibile dimostrare un legame significativo tra la presenza di arsenico nell’acqua potabile e l’insorgere del cancro (Brüschweiler et al., 2005).

7.1.4 Ripercussioni sulla salute

La tossicità dell’arsenico dipende dalla forma chimica e dallo stato di ossidazione. La tossicità più alta si riscontra nell’arsina (AsH3), composto volatile. L’arsenito (AS(III)), forma trivalente e più mobile dell’arsenico, è sostanzialmente più nocivo dell’arseniato (As(V)), forma pentava-lente. I composti organici dell’arsenico sono, in genere, molto meno tossici rispetto ai compo-sti inorganici. Nell’acqua potabile, l’arsenico si trova prevalentemente sotto forma di arseniato (in condizioni ossidanti) e di arsenito (in condizioni riducenti).

In termini di ripercussioni sulla salute, l’arsenico può avere effetti acuti ed effetti cronici. Tra i sintomi dell’avvelenamento acuto da arsenico figurano vomito, diarrea, insensibilità agli arti, crampi muscolari e, in casi estremi, morte. Per l’acqua potabile l’intossicazione acuta non è rilevante. Problematica, invece, è l’assunzione prolungata (cronica) di arsenico mediante il consumo d’acqua. L’assunzione continua di concentrazioni tra i 50 e i 100 μg/l può causare iperpigmentazione e lesioni cutanee, vari tipi di cancro (pelle, polmoni, reni, fegato e prostata) e menomazioni diverse (diabete, aborto, lesioni a carico degli organi, ecc.). Concentrazioni di

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arsenico inferiori ai 50 μg/l non hanno, di norma, effetti visibili, ma aumentano nondimeno il rischio di insorgenza del cancro. L’Agenzia internazionale per la ricerca sul cancro (Internatio-nal Agency for Research on Cancer, IARC) classifica l’arsenico come sostanza di categoria 1 (avente effetti cancerogeni accertati sull’uomo), il che significa che esistono prove sufficienti della sua cancerogenicità nell’uomo. Si stima che il rischio addizionale di insorgenza del can-cro dovuto al consumo giornaliero di acqua potabile con una concentrazione di arsenico pari a 50 μg/l sia dell’ordine di 1:100 (Smith et al., 1999).

7.2 Uranio

7.2.1 Proprietà

L’uranio è un metallo pesante di origine geogenica naturalmente presente nella crosta terrestre in numerosi minerali (2,7–3,0 mg/kg). Si trova in particolare sotto forma di minerale accessorio in rocce magmatiche contenenti silicati (quali il granito). È tra gli elementi più pesanti presenti in natura e si compone di quattro radioisotopi (con numero di massa 238, 236, 235 e 234). Tutti gli isotopi emettono radiazioni alfa (attività specifica dell’uranio naturale: 25.6 Bq/mg) e si caratterizzano per tempi di dimezzamento lunghi, che possono raggiungere i 4,5 miliardi di anni. Gli isotopi U-238 e U-235 sono nuclidi genitori di due catene di decadimento naturali (serie del radio e serie dell’attinio), che portano alla formazione di altri elementi radioattivi quali il radio e il radon. Oltre alla radioattività, l’uranio si distingue per un’elevata reattività e la ten-denza a legarsi ad altri elementi formando una molteplicità di composti. La presenza di uranio nelle acque sotterranee e superficiali è conseguenza del dilavamento di depositi naturali, delle attività minerarie e della preparazione dei minerali, delle emissioni dell’industria nucleare, della combustione del carbone e di altri combustibili fossili nonché dell’utilizzo di concimi fosfatici contenenti uranio. Le alte concentrazioni di uranio nelle acque potabili svizzere sono dovute primariamente a fenomeni di origine geogenica (Bucheli et al., 2012). Come per l’arsenico, an-che nel caso dell’uranio le condizioni redox sono determinanti per la mobilità dell’elemento. In natura, gli stati di ossidazione +4 e +6 sono stabili. Mentre i composti dell’uranio tetravalente di origine naturale sono pressoché insolubili, i composti ossidati dell’uranio esavalente si sciol-gono bene nell’acqua.

Fig. 2 Speciazione dell’uranio in un sistema acqua-carbonato chiuso Concentrazione dell’uranio: 28 μg/l; concentrazione del carbonato: 60 mg/l come CO3

2- (1 mM); senza calcio (a sinistra) e con 20 mg/l di calcio (a destra); grafico creato con Phreeqc (versione 3)

Fraz

ione

del

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ie (i

n %

)


7.2.2 Chimica dell’uranio in ambiente acquatico

L’uranio è diffuso ubiquitariamente nell’ambiente acquatico, ma di norma in concentrazioni ri-dotte. Concentrazioni elevate si trovano soprattutto in acque sotterranee ossidate e contenenti carbonati. Là dove il potenziale di riduzione è basso, l’uranio è per lo più immobilizzato (U(IV) in-solubile, ad esempio UO2). Responsabile della buona solubilità dell’uranio esavalente è lo ione uranile [UO2]2+, che forma complessi stabili con una molteplicità di leganti (carbonato, fosfato, ecc.) e si presenta in svariate specie a seconda del pH e degli ioni presenti. Lo ione (catione) uranile predomina in ambienti acquatici molto acidi. Mano a mano che il valore pH aumenta, si formano complessi di uranile a carica neutra o con una o più cariche negative. In acque con-tenenti carbonati, con pH tra 6 e 12, la speciazione è data da complessi uranile-carbonato (v. fig. 2). Lo ione uranile forma diversi complessi con svariati altri leganti (fosfato, solfato, cloruro e fluoruro). Anche certi leganti organici – tra i quali il più importante per l’acqua potabile è la sostanza organica naturale (Natural Organic Matter, NOM) – possono formare complessi con l’uranio. Di grande rilevanza sono il calcio e il magnesio, giacché entrambi influenzano la spe-ciazione dell’uranio. Il calcio, in particolare, porta alla formazione dei complessi Ca2UO2(CO3)30 e CaUO2(CO3)32- a pH tra 6 e 10 (v. fig. 2). Tali complessi di ioni alcalino terrosi possono influire negativamente sul comportamento di absorbimento e adsorbimento dell’uranio. La precisa conoscenza della specie chimica è dunque fondamentale per valutare i metodi di abbattimen-to dell’uranio. A titolo di esempio, in figura 2 è rappresentata la speciazione dell’uranio in un sistema acqua-carbonato chiuso, con e senza calcio.

7.2.3 Uranio nell’acqua potabile in Svizzera

Le concentrazioni di uranio nell’acqua potabile in Svizzera sono in generale molto ridotte. Ciononostante, a livello locale è possibile riscontrare valori elevati. Tra il 2003 e il 2011, la con-centrazione di uranio nell’acqua potabile è stata oggetto di un esteso rilevamento su tutto il territorio nazionale, che ha visto la raccolta di 5548 campioni (Stalder et al., 2012). Nel 2% dei campioni – tutti provenienti dal Canton Friburgo, dal Cantone dei Grigioni, dal Canton Ticino e dal Canton Vallese – sono state osservate concentrazioni di uranio tra i 15 e i 30 μg/l. In sei Comuni (tutti situati nel Canton Vallese; 0,3% dei campioni) le concentrazioni hanno superato i 30 μg/l.

7.2.4 Ripercussioni sulla salute

Per valutare il potenziale di rischio dell’uranio per l’organismo, occorre innanzitutto distinguere tra radiotossicità e chemiotossicità.

La radiotossicità dipende dal decadimento dell’uranio e dalla conseguente emissione di radia-zioni alfa. L’esposizione alle radiazioni causate dall’uranio presente nell’acqua contribuisce in modo assai limitato all’esposizione media totale (BfS, 2009).

Al contrario, la chemiotossicità – dunque la tossicità dovuta all’interazione chimica dell’uranio assorbito con gli organi e i tessuti del corpo – è ritenuta più grave. L’uranio è una sostanza ne-frotossica (ha effetti simili, seppur leggermente più leggeri, a quelli del piombo o del cadmio). La tossicità dell’uranio dipende sia dalla dose assunta che dalla forma chimica dell’elemento. Gran parte dell’uranio assorbito viene eliminata attraverso i reni; la parte restante si accumu-la nei reni o nelle ossa. Un’assunzione massiccia di uranio in un breve lasso di tempo può provocare gravi lesioni ai reni. Quanto ad un’assunzione prolungata (ad esempio attraverso il consumo di acqua potabile), al momento non è stato possibile dimostrarne in modo univoco la nefrotossicità. Sono stati osservati, a ogni modo, accenni di cambiamento della funzione renale che fanno supporre un’azione tossica di tipo cronico (OMS, 2005; Kurttio et al., 2002).

7.3 Rimozione dell’arsenico e dell’uranio con gli attuali processi di trattamento dell’acqua

L’arsenico e l’uranio sono relativamente difficili da rimuovere con l’impiego dei procedimenti di potabilizzazione dell’acqua attualmente in uso (v. Procedimenti riconosciuti di preparazione dell’acqua potabile, opuscolo scaricabile dal sito web dell’USAV). Informazioni dettagliate al riguardo sono riportate nel documento Regel-Arbeitsblatt W 249 della DVGW.


7.3.1 Arsenico

L’arsenico può essere rimosso, almeno in parte, con i tradizionali procedimenti di trattamento dell’acqua descritti di seguito. Il processo di precipitazione e flocculazione con sali di ferro o di alluminio per l’eliminazione delle particelle responsabili della torbidità comporta, in genere, la simultanea diminuizione dell’arsenico e può essere impiegato come metodo mirato alla sua rimozione (cap. 13.1.3). Anche il trattamento di deferrizzazione e demanganizzazione possono avere come effetto secondario la rimozione dell’arsenico, a condizione che l’acqua presenti un contenuto di ferro sufficientemente alto. In funzione della qualità dell’acqua, possono es-sere necessari l’aggiunta di ferro (ed eventualmente di un ossidante) e la regolazione del pH. I processi a membrana – quali la nanofiltrazione o l’osmosi inversa – possono a propria volta ritenere l’arsenico (cap. 13.1.4). Essi sono utilizzati in primo luogo per la separazione di micro-organismi (ultrafiltrazione) o sostanze in tracce (nanofiltrazione), per l’addolcimento e/o la dis-salazione dell’acqua (osmosi inversa), tuttavia possono avere come effetto collaterale positivo la rimozione dell’arsenico. Lo stesso può dirsi degli scambiatori di ioni realizzati con gruppi ba-sici forti, i quali eliminano, sì, l’arseniato, ma non mediante un processo selettivo, bensì in pa-rallelo all’allontanamento degli ioni concorrenti solfato e nitrato. Contrariamente all’arseniato, l’arsenito non può essere eliminato in modo efficace con membrane e scambiatori di ioni. Va detto, infine, che altri procedimenti – quali la deacidificazione mediante aerazione o la disinfe-zione (o bollitura) – non incidono sulla concentrazione di arsenico nell’acqua.

7.3.2 Uranio

I procedimenti elencati di seguito, in uso per la potabilizzazione dell’acqua, sono relativamente poco efficaci per la rimozione dell’uranio. In linea di principio, ne permettono l’eliminazione, ma con evidenti svantaggi dal punto di vista delle condizioni di esercizio e dello smaltimen-to dei materiali filtranti. La filtrazione mirata alla deferrizzazione permette la parziale rimozio-ne dell’uranio in funzione del contenuto di ferro nell’acqua e della concentrazione dell’uranio stesso, senza garantire, comunque, il rispetto del valore limite. Neanche la flocculazione (mediante sistemi integrati di flocculazione-filtrazione o flocculazione-sedimentazione) ottie-ne un’eliminazione completa dell’uranio. L’efficienza del processo dipende soprattutto dalla concentrazione di uranio, dal valore pH, dalla durezza dell’acqua e dal flocculante utilizzato. I fanghi prodotti contenenti uranio vanno smaltiti correttamente. I processi a membrana – quali la nanofiltrazione o l’osmosi inversa – permettono, dal canto proprio, una buona rimozione dell’uranio dall’acqua, come dettagliatamente illustrato nel capitolo 13.2.2.


8 Procedura per la riduzione delle concentrazioni di arsenico e uranio nell’acqua

La procedura qui descritta è concepita per la riduzione mirata delle concentrazioni di arsenico e uranio nell’acqua potabile nelle aziende distributrici. Le tecnologie specifiche per la rimozio-ne dell’arsenico e dell’uranio possono eventualmente essere utilizzate in combinazione con gli impianti esistenti (di addolcimento, regolazione del pH, ecc.). Il modus operandi raccomandato è rappresentato nella figura 3.

Commenti alla figura 3:

• Analisi della situazione In questa prima fase, si procede alla raccolta e all’analisi dei dati a disposizione.

• Studi preliminari Qualora i dati disponibili non siano sufficienti, è necessario effettuare misurazioni e/o rile-vazioni ad hoc. È possibile, nella fattispecie, che si debbano eseguire misurazioni addizio-nali per quantificare i livelli di arsenico e uranio nell’acqua potabile. E’ imprescindibile disporre di una solida base di dati per pianificare adeguatamente le misure da adottare.

• Scelta del metodo La scelta del metodo dipende in larga misura dalla specifica concentrazione di arsenico e uranio così come dalla qualità dell’acqua (durezza, pH, ecc.). La scelta di un procedimen-to ottimale di trattamento dell’acqua avviene, di norma, in collaborazione con il fabbricante dell’impianto o con uno studio di ingegneri. Il tipo di trattamento dipende, inoltre, dalle caratteristiche del luogo (condizioni di spazio, bisogno di spazio addizionale, ecc.).

• Pianificazione degli interventi Il piano degli interventi per la riduzione delle concentrazioni di As e U nell’acqua potabile deve includere indicazioni concrete sullo svolgimento del progetto e direttive per la costru-zione e manutenzione degli impianti nonché per il controllo dei processi.

• Realizzazione del progetto In questa fase, si attuano le disposizioni contenute nel piano degli interventi e si procede alla messa in esercizio degli impianti per la rimozione dell’arsenico e/o dell’uranio.

• Monitoraggio dei processi Il monitoraggio dei processi è assolutamente indispensabile per garantire la fornitura inin-terrotta di un’acqua potabile di qualità ineccepibile.

• Manutenzione La manutenzione degli impianti è necessaria per garantirne un funzionamento sicuro (con-trollo, revisione, ripristino e riparazione).

I capitoli seguenti illustrano in dettaglio i singoli punti della procedura sopra descritta.


Analisi della situazione Capitolo 9 e figura 4

Capitolo 10

Capitoli 11–13; figura 5

Capitolo 14

Capitolo 15

Piano degli interventi

Studi preliminari

Realizzazione del progetto

Scelta del metodo

Monitoraggio e valutazione dei processi

Fig. 3 Diagramma di flusso della procedura raccomandata per la riduzione delle concentrazioni di arsenico e uranio nell’acqua potabile


9 Analisi della situazione

9.1 Rilevamento dello stato di fatto

Per poter stabilire quale sia l’opzione migliore per il trattamento dell’acqua, è necessario do-tarsi di una solida base di dati circa la situazione di partenza (stato di fatto). In sostanza, occorre verificare se la sorgente/fonte di captazione sia o possa essere utilizzata in ottempe-ranza alle disposizioni di legge (zona di protezione e concessione), se essa sia rilevante per l’approvvigionamento idrico di una determinata zona e se il suo sfruttamento sia sostenibile in un’ottica economica. Una risposta negativa a tali domande rende del tutto superflue una di-spendiosa raccolta di dati e un’approfondita valutazione dei metodi di trattamento dell’acqua. Ciò detto, l’analisi della situazione passa innanzitutto per la raccolta dei dati disponibili (misu-razioni del laboratorio cantonale e/o delle aziende) sulla qualità dell’acqua e sulle sostanze in essa contenute (v. tab. 1). Poiché una singola misurazione è raramente rappresentativa, i dati dovrebbero fare riferimento a rilevamenti compiuti su un ampio periodo di tempo e includere, oltre a valori di misurazione dell’arsenico e dell’uranio, dati generali relativi alla qualità e com-posizione dell’acqua. Per giudicare se la base di dati a disposizione sia sufficientemente solida e completa da permettere una pianificazione ottimale degli impianti, è possibile fare ricorso alla tabella 1 riportata nel capitolo 10. Essa costituisce una lista di controllo utile a chiarire quali pa-rametri condizionino la pianificazione degli impianti di trattamento dell’acqua, la loro efficienza e la loro durata. L’acquisizione dei dati sulla qualità dell’acqua dovrebbe avvenire in corrispon-denza di tutte le sorgenti captate, al fine di differenziare chiaramente quali di esse eccedano i valori limite. In caso si facciano confluire le acque di più fonti in una sola linea di approvvigio-namento, risulta utile effettuare misurazioni sull’acqua miscelata. In linea di principio, sarebbe bene compiere misurazioni in corrispondenza del maggior numero possibile di punti nell’intero sistema idrico (sorgente, opera di captazione, vasca di accumulo, rete di distribuzione), per stabilire se le concentrazioni varino o meno al suo interno. Per individuare eventuali variazioni nella rete di distribuzione, andrebbero effettuate misurazioni presso le utenze (punto finale della rete stessa). Sarebbe opportuno, poi, conoscere la qualità dell’acqua di altre fonti idriche presenti nella zona, in modo da poter eventualmente prendere in considerazione la possibilità di diluire l’acqua della fonte primaria o di usare risorse alternative.

Prima di prendere una decisione sulle misure da adottare, oltre al controllo della qualità dell’acqua, vi sono altri aspetti da chiarire. La stima del fabbisogno idrico della popolazione cui è destinata l’acqua di una determinata fonte ad esempio, è di grande importanza per il dimensionamento di un possibile impianto. A tale scopo, è possibile effettuare un primo cal-colo approssimativo sulla base del numero degli abitanti e di un consumo presunto di 142 l d’acqua per persona al giorno. Tale quantità – che non tiene conto dell’acqua erogata ai settori dell’artigianato, dell’industria e dell’agricoltura – corrisponde al consumo d’acqua medio delle utenze domestiche in Svizzera, secondo una statistica condotta dalla SSIGA nel 2013. Qualora esista un piano generale di utilizzazione delle acque, esso può, talvolta, fornire informazioni dettagliate sull’offerta e sulla domanda dei servizi di approvvigionamento idrico. Naturalmente, il corretto dimensionamento rientra nelle responsabilità del costruttore dell’impianto; ciono-nostante lo svolgimento di studi preliminari può essere di grande aiuto. La disponibilità di spazio è a sua volta un elemento da prendere in considerazione: a seconda delle dimensioni dell’impianto, si dovrà disporre di più o meno spazio. Il fabbricante dell’impianto è sempre chiamato a valutare le necessità di spazio e a visitare il luogo di installazione, ma una valuta-zione preliminare può fornire una prima idea all’esperto. Non bisogna scordare, infine, che siti di installazione difficilmente accessibili implicano spesso costi supplementari.

La valutazione dei dati di base è il primo passo dell’analisi della situazione. L’intera procedura è illustrata in figura 4.

9.2 Valutazione dei dati di base

In caso di assenza di misurazioni o in presenza di dati insufficienti o poco affidabili, è doveroso compiere studi preliminari sulla qualità dell’acqua e sulle concentrazioni di arsenico e uranio. Per indicazioni dettagliate al riguardo, vedi capitolo 10.


9.3 Valutazione delle concentrazioni di arsenico e/o uranio

Qualora le concentrazioni di arsenico e/o uranio misurate eccedano i valori limite fissati nell’OSoE, è obbligatorio adottare opportune misure volte alla loro riduzione. La scelta del me-todo più idoneo è oggetto del capitolo 11. La figura 5 offre ulteriori suggerimenti.

9.4 Valutazione delle oscillazioni naturali delle concentrazioni

Spesso le concentrazioni delle diverse sostanze nell’acqua non sono costanti, bensì soggette ad oscillazioni stagionali dovute, ad esempio, alle precipitazioni o alla variazione del tempo di permanenza nell’acquifero. Di conseguenza, è possibile che una data sostanza, sebbene ecceda il valore limite in un determinato momento dell’anno, non arrivi a superarlo nell’arco dell’intero anno. Al fine di appurare se e in quale misura esista un andamento oscillatorio delle concentrazioni di arsenico e di uranio nell’acqua potabile, è raccomandabile compiere misura-zioni in stagioni e in condizioni meteorologiche diverse. Va tenuto conto, inoltre, della possibi-lità che eventi estremi comportino oscillazioni di breve durata.

La disponibilità di dati misurati su lunghi lassi di tempo (nel migliore dei casi nel corso di interi anni) consente di valutare i margini di oscillazione delle concentrazioni. Se tutti i valori perman-gono entro il limite prestabilito e le oscillazioni sono moderate (senza mai eccedere il valore limite), non sono necessarie azioni correttive.

Qualora, invece, le oscillazioni nell’acqua siano notevoli e possano tradursi in concentrazioni eccedenti il limite fissato per l’arsenico e l’uranio nell’acqua potabile, è d’obbligo individuare i punti critici di controllo in base al sistema HACCP (Direttiva W1 della SSIGA) e stabilire, per ognuno di essi, opportuni valori critici. In via complementare, ove non si abbiano dati certi sull’oscillazione delle concentrazioni nell’acqua, è possibile adottare un approccio conserva-tivo e stabilire i valori indicativi di 7 µg/l per l’arsenico e 20 µg/l per l’uranio. Se tutte le con-centrazioni rilevate mediante misurazione si collocano al di sotto di tali valori, si può essere relativamente certi che eventuali oscillazioni nell’acqua non comportino il superamento dei valori limite nell’acqua potabile.

9.5 Definizione di misure correttive

Quando le concentrazioni di arsenico e uranio sono prossime al valore limite o superano i valori indicativi stabiliti, è consigliabile svolgere controlli periodici sulla qualità dell’acqua. La frequenza delle misurazioni di routine va fissata in modo da sviluppare, entro circa tre anni, una base di dati affidabile per la valutazione della qualità dell’acqua.

Se le concentrazioni di arsenico e uranio non eccedono i valori limite, sono soggette ad oscil-lazioni moderate o permangono entro i valori indicativi, non è necessario intervenire con misure correttive.

Se, al contrario, si ha un superamento continuo o occasionale dei valori limite, si devono adot-tare opportune misure correttive (cap. 11–13).


L’uso della fonte di captazio-ne è importante, conforme

alla legge, economicamente sostenibile?

Abbandono della fonte

Studi preliminari

No

Si

Si

Si

Si

Si

Si

No

No

No

No

No

Le concentrazioni misurate rientrano

tutte nei valori indicativi As 7 µg/l e U 20 µg/l?

Frequenti controlli di routine

I valori misurati rispettano tutti i valori limite?

Scelta del metodo

Nessuna misura necessaria

Capitolo 10

Cap

itoli

9.4

e 9.

5

Capitoli 12 e 13; figura 5

È possibile escludere oscillazioni naturali che eccedono i valori limite?

Si hanno dati significativi sulla qualità dell’acqua

(arsenico e uranio compresi)?

L’arsenico e l’uranio rispettano i valori limite?

Fig. 4 Diagramma di flusso della procedura di analisi della situazione


10 Studi preliminari

Se non si possiedono dati o se i dati disponibili sono insufficienti o poco affidabili, è ne-cessario svolgere degli studi preliminari. Per poter definire il miglior processo di trattamento dell’acqua, è essenziale dotarsi di dati di base solidi, non solo sulle concentrazioni dell’arsenico e dell’uranio, ma anche sulla composizione dell’acqua nel suo complesso e su parametri ge-nerici quali pH, conduttività elettrica, ecc. La scelta delle misure da adottare, infatti, dipende in larga misura dalla qualità dell’acqua. In tabella 1, si riporta una lista dei principali parametri da misurare e controllare oltre alle concentrazioni di arsenico e uranio.

Parametro Descrizione

Concentrazione di ossigeno Informazioni sulle condizioni redox, valutazione dello stato di ossidazione dell’arsenico e dell’uranio

pH Valutazione della speciazione dell’arsenico e dell’uranio

Alcalinità Valutazione del contenuto di acido carbonico e bicarbonato disciolti (corrosività dell’acqua), importante per la speciazione dell’uranio

Durezza totale Valutazione della composizione dell’acqua con cationi disciolti Ca2+ e Mg2+, importante per la speciazione dell’uranio

Conduttività elettrica Valutazione della composizione dell’acqua (determi-nata dalle concentrazioni degli ioni principali disciolti)

Cationi principali: Ca2+, Mg2+, K+, Na+

Valutazione degli effetti sull’adsorbimento dell’arsenico e dell’uranio e sulla speciazione dell’uranio

Anioni principali: HCO3

-, Cl-, SO42-, NO3

- (H2SiO4)Valutazione della competizione negli scambiatori di ioni

Carbonio organico disciolto Valutazione della competizione negli scambiatori di ioni

Ferro (Fe) e manganese (Mn) disciolti

Informazioni sulle condizioni redox e sullo stato di ossidazione dell’arsenico e dell’uranio

Fosfato Valutazione della competizione con l’arsenico nei meccanismi di adsorbimento

Torbidità Condiziona l’efficienza degli scambiatori di ioni

Tab. 1 Lista di controllo per il rilevamento dei dati

I dati disponibili sulla qualità dell’acqua, raccolti dall’azienda dell’acqua potabile o dal labo-ratorio cantonale vanno senz’altro raccolti. Se essi costituiscono una base di dati affidabile e comprendono valori di osservazione per tutti i parametri elencati in tabella 1, non è necessario svolgere studi preliminari aggiuntivi.

Qualora siano disponibili altre risorse idriche sfruttabili per la produzione di acqua potabile o per la miscelazione, è importante disporre anche di dati sufficienti sulla composizione di queste acque e sulle rispettive concentrazioni di arsenico e uranio.

Infine, ove non disponibili, andrebbero acquisite o almeno stimate anche le informazioni circa la portata della sorgente e il consumo idrico dell’area di distribuzione. Le misurazioni della por-tata devono tenere conto delle possibili oscillazioni temporanee. La conoscenza o la stima del consumo idrico della zona è essenziale per il dimensionamento di un impianto di trattamento dell’acqua.


11 Strategie per far fronte a concentrazioni eccessive di As e U nell’acqua

11.1 Possibili soluzioni

Fondamentalmente, per far fronte al problema di livelli eccessivi di arsenico e uranio nell’acqua, le opzioni a disposizione sono due: la valutazione di risorse idriche alternative (cap. 12) e il trattamento delle acque delle fonti di approvvigionamento in uso mediante impianti di abba-ttimento (rimozione) di As e U (cap. 13). La valutazione di sorgenti alternative potenzialmente sfruttabili fa parte del sistema (regionale) di gestione delle acque e consente, in determinate circostanze, di adottare misure tecnicamente più semplici ed economicamente più convenien-ti, quali l’utilizzazione diretta di fonti di approvvigionamento più idonee o la miscelazione delle acque troppo contaminate con acque contenenti quantità inferiori di arsenico e uranio allo scopo di ridurre le concentrazioni totali. Come mostrato in figura 5, la valutazione di risorse idriche alternative dovrebbe costituire il primo passo (v. cap. 12 per maggiori dettagli). Se tale valutazione non dà risultati favorevoli, la seconda opzione è l’abbattimento dell’arsenico e/o dell’uranio nell’acqua potabile. In questo caso, per scegliere una soluzione ottimale, occorre innanzitutto chiarire se l’acqua contenga solo arsenico, solo uranio o entrambi gli elementi (v. cap. 13).

11.2 Scelta del procedimento in caso di concentrazioni di uranio entro i limiti

Anche qualora la concentrazione di uranio non ecceda il valore limite, essa va sempre te-nuta presente nella scelta del procedimento di rimozione selettiva dell’arsenico. Uno studio di ricerca compiuto dall’Eawag (Borer et al., 2015) ha mostrato come un filtro a letto fisso a base di (idr)ossido di ferro trattenga non solo l’arsenico, ma anche l’uranio, specialmente nelle acque dolci. Ciò può tradursi nell’accumulo dell’uranio in specifici impianti per la rimozione dell’arsenico, con la conseguente produzione di materiale radioattivo che occorre avviare, poi, ad un corretto smaltimento. Per questo, nel caso in cui le concentrazioni di uranio, seppur moderate, possano avere come risultato un accumulo significativo dell’elemento nel materiale filtrante, è bene prendere in considerazione l’installazione a monte di un impianto di rimozione selettiva dell’uranio (v. cap. 13.3).


È possibile utilizzare un’altra fonte idrica?

Si

Si

No

No

Si

Solo l’arsenico*

Solo l’uranio

Abbandono della fonte / della captazione

Diluizione dell’acqua potabile con acqua priva di As e/o U

Trattamento combinato

Trattamento specifico per l’arsenico

Trattamento specifico per l’uranio

È possibile diluire l’acqua?

L’arsenico e l’uranio superano il valore limite?

Cap

itolo

12

Cap

itolo

13

* Se l’uranio è presente in concentrazioni tali da far prevedere un accumulo dell’elemento in impianti di filtrazione per la rimozione dell’arsenico, si consultino le raccomandazioni sul trattamento combinato (cap. 13.3).

Fig. 5 Diagramma di flusso della procedura di scelta del procedimento


12 Valutazione di risorse idriche alternative

In determinate circostanze, l’utilizzo di fonti di approvvigionamento di acqua alternative ca-ratterizzate da minori concentrazioni di sostanze di origine geogenica, permette di evitare il ricorso a impianti di trattamento dell’acqua. Un tale approccio può rivelarsi meno costoso e dispendioso rispetto al trattamento e va, dunque, sempre preso in esame. Per valutare cor-rettamente la fattibilità del progetto, occorre disporre di dati di base solidi.

12.1 Abbandono di una fonte e sfruttamento di nuove risorse

In caso si decida di abbandonare definitivamente una fonte e iniziare a sfruttare nuove risor-se caratterizzate da una minore concentrazione di sostanze di origine geogenica, bisogna accertarsi che queste dispongano di quantitativi d’acqua sufficienti a garantire la sicurezza dell’approvvigionamento idrico. In alternativa, si può optare per uno sfruttamento più intenso di fonti idonee già in uso – sempre nel rispetto della loro capacità di portata naturale – o per un maggior utilizzo dell’acqua potabile di altre reti (principio dell’interconnessione intelligente). Lo sfruttamento di una nuova sorgente e l’allacciamento a una rete diversa possono comportare costi elevati legati all’eventuale necessità di realizzare nuove infrastrutture (condotte, serbatoi, ecc.). Un aumento dei costi di esercizio può derivare, poi, dalla necessità di pompare l’acqua fino a località di distribuzione che si trovano a quote più alte rispetto alla fonte.

12.2 Uso stagionale

Se il superamento dei valori limite è circoscritto a specifici periodi dell’anno, si può valutare la possibilità di fare un uso stagionale della captazione in questione. Tale soluzione, tuttavia, può essere presa in considerazione solo ed esclusivamente se si hanno dati sufficienti circa la dinamica delle concentrazioni. Nei periodi di non utilizzo della fonte, l’acqua potrebbe essere prelevata da risorse idriche alternative (come illustrato nel cap. 12.1) o miscelata / diluita con l’acqua di sorgenti diverse a basso contenuto di arsenico e/o uranio (cap. 12.3). Un’altra pos-sibilità sarebbe sottoporre l’acqua a trattamento solo nei periodi in cui si prevede un supera-mento dei valori limite (sempre che si conosca la dinamica delle concentrazioni).

12.3 Diluizione / miscelazione

La diluizione o miscelazione di acque ad alto contenuto di arsenico e/o uranio con altre che ne sono prive può essere un modo economico di garantire il rispetto dei valori dettati dalla legge. Tale soluzione, tuttavia, è ragionevole solo se le concentrazioni di arsenico e uranio eccedono i valori limite in misura moderata, giacché in caso contrario si renderebbero necessari ingenti volumi di acque con concentrazioni ridotte dei due elementi. Le acque destinate alla diluizione o miscelazione dovrebbero, inoltre, caratterizzarsi per una composizione chimica abbastanza simile, onde evitare problemi di corrosione nella rete di distribuzione (cfr. Direttiva W4 della SSIGA, Nota tematica 5, e Foglio di lavoro W 216 della DVGW).


13 Rimozione dell’arsenico e dell’uranio

Quando per ragioni tecniche o economiche non è possibile ricorrere a risorse idriche alter-native, bisogna prendere in esame l’opzione del trattamento dell’acqua. Poiché l’arsenico e l’uranio possiedono proprietà chimiche differenti, è necessario impiegare procedimenti di trat-tamento dell’acqua diversi (fig. 5). Ove entrambe le sostanze siano presenti in concentrazioni eccessive, la scelta migliore è un sistema di trattamento a due stadi (cap. 13.3).

13.1 Possibili metodi di rimozione dell’arsenico

Tra i metodi più usati per la rimozione (abbattimento) dell’arsenico dall’acqua potabile, figura innanzitutto l’adsorbimento dei composti di arsenico su (idr)ossidi di metallo, i quali posso-no trovare impiego come mezzi adsorbenti solidi (in letti filtranti) o prodotti di reazione dopo l’addizione di flocculanti (sali). I processi a membrana e gli scambiatori di ioni sono altri possibili metodi. A seconda dello stato di ossidazione in cui si trova l’arsenico, può essere necessario un pretrattamento con agenti ossidanti. Se oltre all’arsenico l’acqua contiene anche considere-voli concentrazioni di uranio (entro il valore limite), si raccomanda di consultare il capitolo 13.3.

Qualora l’acqua si caratterizzi per condizioni ossidanti (sia, dunque, ricca di ossigeno), si può presumere che l’arsenico sia presente soprattutto in forma ossidata (As(V)) e che il passaggio preliminare dell’ossidazione possa essere saltato.

13.1.1 Pretrattamento: ossidazione dell’arsenito

A pH inferiore a 9.2, l’arsenito si trova primariamente sotto forma di specie con carica neutra, per propria natura scarsamente propensa all’adsorbimento su (idr)ossidi di metallo. Per tale ragione, esso va sottoposto innanzitutto ad un pretrattamento di ossidazione. Il processo di ossidazione da arsenito ad arseniato non assicura l’eliminazione dell’arsenico e deve sempre essere seguito da un procedimento quale l’adsorbimento o la flocculazione. Per l’ossidazione di As(III) è possibile utilizzare gli ossidanti tradizionali elencati di seguito.

• Cloro Il cloro può essere somministrato in forma gassosa (Cl2) oppure – soluzione più agevole negli impianti di piccole dimensioni – quale soluzione di ipoclorito o ipoclorito ottenuto per elettrolisi. Il dosaggio dipende fondamentalmente dalla presenza di altre sostanze ridotte. Tra i vantaggi dell’utilizzo del cloro vanno citati la rapida ossidazione dell’arsenico e i costi relativamente bassi. Bisogna tenere conto, però, anche dei potenziali rischi: il cloro va maneggiato con grande cautela e stoccato in condizioni di sicurezza. L’impiego del cloro può, inoltre, causare la formazione di sottoprodotti indesiderati nell’acqua potabile, so-prattutto in caso di dosaggio sbagliato e di un’alta concentrazione di sostanza organica naturale (Natural Organic Matter, NOM).

• Ozono Tra gli ossidanti tradizionalmente usati per la preparazione dell’acqua, l’ozono è senz’altro quello più potente e di più rapida azione, ma è anche tra i più cari. Il sistema è sostanzial-mente inadeguato agli impianti più piccoli per ragioni di sicurezza.

• Permanganato Il permanganato (comunemente utilizzato nei procedimenti di abbattimento di ferro e man-ganese) trova a propria volta impiego nell’ossidazione dell’arsenito. Il procedimento non comporta la formazione di sottoprodotti indesiderati grazie alla rapida trasformazione di As(III) in As(V). Il permanganato è, tuttavia, difficile da manipolare, è relativamente costoso e causa la formazione di particelle di MnO2 che vanno poi eliminate mediante filtrazione. Una dose eccessiva di permanganato può avere come risultato la colorazione dell’acqua.

• Ossigeno, Fe(II), ferro metallico e H2O2 Presi da soli e in concentrazioni ridotte, l’ossigeno e il perossido di idrogeno (H2O2) non causano l’ossidazione di As(III). In combinazione con Fe(II) e Fe0, invece, comportano l’ossidazione dell’arsenito e il legame dell’arseniato alle fasi di (idr)ossido di ferro risultanti. Tali procedimenti, tuttavia, non sono ancora idonei all’applicazione in impianti per l’acqua potabile.


13.1.2 Adsorbimento in filtri a letto fisso

I procedimenti di adsorbimento in impianti a letto fisso sono adatti alla rimozione delle sostan-ze in tracce dall’acqua potabile e costituiscono, di fatto, un metodo molto diffuso. Se corretta-mente realizzati, gli impianti di questo tipo si caratterizzano per una lunga vita utile, una grande sicurezza di funzionamento e costi di manutenzione ridotti. Per la rimozione dell’arsenico si ricorre in genere a materiali adsorbenti granulari a base di (idr)ossidi di metallo. I più comuni sono l’idrossido ferrico, l’allumina attiva rivestita di ferro e l’allumina attiva granulare. Nella pratica si sono affermati in particolare gli (idr)ossidi di ferro, che rispetto agli ossidi di allumi-nio presentano un più elevato potere adsorbente in un campo di valori pH più ampio. Durante il processo, le zone di adsorbimento sul materiale filtrante si vanno saturando. Prima che la concentrazione di arsenico in uscita raggiunga il valore limite, il materiale del filtro a letto fisso va sostituito. La frequenza della sostituzione dipende dal dimensionamento dell’impianto e dalla concentrazione di arsenico nell’acqua e viene calcolato con precisione dal fabbricante dell’impianto.

La capacità massima di adsorbimento dipende dalle proprietà dell’adsorbente (superficie spe-cifica, struttura minerale, ecc.) e dai parametri dell’acqua. Valori pH elevati e grandi concen-trazioni di anioni concorrenti (ad esempio fosfati) riducono la vita utile dei filtri adsorbenti. Un tipico impianto a letto fisso a idrossido ferrico granulare è, di norma, realizzato in modo tale da garantire una velocità di filtrazione da 5 a 15 m/h e un tempo di contatto nel letto di oltre 3 minuti (da 3 a 10 minuti) (Foglio di lavoro W 249 della DVGW). In queste condizioni, con con-centrazioni di arsenico nell’acqua comprese tra i 10 e i 50 μg/l, tenori ridotti di fosfati e silicati e pH inferiore a 8, si possono raggiungere quantità adsorbite pari a 1–10 g di arsenico per kg di adsorbente secco.

Uno studio di ricerca compiuto dall’Eawag (Borer et al., 2015) ha messo in luce come i mezzi adsorbenti tradizionalmente a disposizione (quali l’idrossido ferrico granulare o il Bayoxide E33) permettano di trattare circa 40000–50000 BV d’acqua dolce (durezza totale: 6.2 °f) prima che la concentrazione di arsenico in uscita (concentrazione di arsenico in entrata: 40–50 μg/l) superi il valore limite di 10 μg/l.

Attualmente sono in commercio molteplici mezzi adsorbenti che trovano impiego in tutto il mondo. La scelta cade sull’uno o sull’altro a seconda della composizione dell’acqua. Il di-mensionamento dell’impianto e la scelta dell’adsorbente più idoneo sono di responsabilità del fabbricante. Il costo degli (idr)ossidi di ferro va dai 6 ai 12 franchi al chilo.

13.1.3 Precipitazione e flocculazione

L’aggiunta di opportuni flocculanti, in particolar modo sali di ferro e alluminio, permette un’efficace rimozione dell’arsenico dall’acqua potabile. Oltre all’arsenico, questo procedimen-to elimina anche altre sostanze disciolte nell’acqua, come ferro, manganese, fluoruri e fosfati. Durante la flocculazione, l’arsenico è rimosso in tre modi: (1) precipitazione (formazione di com-posti insolubili di arsenico con ferro o alluminio); (2) coprecipitazione (adesione dell’arsenico a ossidi di ferro o di alluminio precipitanti); e (3) adsorbimento (adesione dell’arsenico disciolto a ossidi di metallo precipitati). L’eliminazione dei precipitati avviene a mezzo di sedimentazione e filtrazione o semplicemente per filtrazione (flocculo-filtrazione). In un’ottica impiantistica, ciò si traduce nella progettazione e installazione di un’adeguata vasca per la sedimentazione e l’addizione dei flocculanti, nonché di un impianto di filtrazione (filtro a sabbia rapido).

Il dosaggio del flocculante dipende dalla composizione dell’acqua, e in special modo dalle con-centrazioni di arsenico e fosfati e dal pH. In linea di massima, si può dire che la concentrazio ne molare del ferro o dell’alluminio dovrebbe corrispondere almeno a 10–30 volte la concentra-zione molare dell’arsenico. Tipicamente, il dosaggio di sali di ferro o di alluminio va da 0,6 a 12 mg/l. Alte concentrazioni di ioni concorrenti (ad esempio fosfati o silicati) possono rendere necessarie dosaggi maggiori. Nella pratica, i sali di ferro hanno mostrato prestazioni migliori rispetto ai sali di alluminio.


13.1.4 Processo a membrana

Come accennato nel capitolo 7.3.1, le membrane sintetiche polimeriche utilizzate nei processi di nanofiltrazione e osmosi inversa possono essere usate anche per la rimozione dell’arsenico dall’acqua potabile. Una membrana trattiene tutte le sostanze di dimensioni maggiori del dia-metro effettivo dei pori. Sia la nanofiltrazione che l’osmosi inversa – entrambi processi ad alta pressione – sono idonee all’abbattimento dell’arsenico. L’osmosi inversa è adeguata alla rimo-zione sia dell’arseniato che dell’arsenito.

Siccome l’acqua deve essere fatta passare attraverso la membrana ad alta pressione, que-sto metodo di abbattimento dell’arsenico risulta più costoso rispetto ai procedimenti sopra descritti (adsorbimento e flocculazione). Inoltre, giacché trattiene anche altre sostanze, il pro-cesso a membrana modifica profondamente la composizione chimica dell’acqua, con il conse-guente rischio di un aumento della corrosività dell’acqua depurata. Una membrana, infine, tende a sporcarsi facilmente, ad esempio quando nell’acqua sono presenti grandi quantità di sostanza organica.

13.1.5 Scambio ionico

Le resine anioniche caratterizzate da gruppi basici forti possono trovare impiego nella rimozio-ne dell’arsenico. Il principio di funzionamento si fonda sullo scambio dell’arsenico (sotto forma di arseniato) con anioni aventi densità di carica simile (spesso cloruri). A seconda della compo-sizione dell’acqua, con il metodo dello scambio ionico è possibile trattare da 300 a 60000 BV. Va detto, però, che questo procedimento non consente l’eliminazione di As(III) e che certe so-stanze contenute nell’acqua (solfati, nitrati, Fe(III), solidi disciolti) possono limitare ampiamente l’efficienza del processo. Ciò vale in modo particolare per i solfati, tanto è vero che conviene prendere in considerazione lo scambio ionico per l’eliminazione dell’arsenico solo in presenza di concentrazioni di solfati inferiori a 25 mg/l.

13.2 Possibili metodi di rimozione dell’uranio

Nella maggior parte dei casi, l’eliminazione dell’uranio avviene per mezzo di scambiatori di ioni. Il vantaggio principale è la possibilità di rigenerare le resine sature di uranio, operazione compiuta, di norma, dal fabbricante dell’impianto. Le resine possono essere rigenerate fino a 6–7 volte.

In linea teorica, la rimozione dell’uranio dall’acqua può essere realizzata anche con procedi-menti diversi (membrana, flocculazione, adsorbimento), i quali esigono, però, un successivo smaltimento dei solidi o fanghi radioattivi difficilmente rigenerabili risultanti dal processo.

13.2.1 Scambio ionico

Il metodo più ampiamente utilizzato per la rimozione selettiva dell’uranio è lo scambio ioni-co con resine anioniche caratterizzate da gruppi basici. Impianti di questo tipo permettono l’eliminazione sicura e completa dell’uranio persino da acque con concentrazioni superiori a 100 μg/l. In funzione della composizione dell’acqua, la durata di uno scambiatore di ioni può andare dai 50000 ai 300000 BV (Foglio di lavoro W 249 della DVGW). In condizioni favorevoli, la quantità ritenuta può raggiungere i 10–30 g di uranio per kg di resina. Poiché un impianto a scambio ionico attua una rimozione selettiva dell’uranio, esso non altera profondamente la composizione dell’acqua. Non richiede, inoltre, l’impiego di sostanze chimiche aggiuntive e, diversamente da altri procedimenti (adsorbimento, membrana, precipitazione), non produce rifiuti contenenti uranio difficilmente rigenerabili. L’apparecchiatura ha un funzionamento sem-plice e stabile e necessita solo di controlli di routine (perdita di pressione nello scambiatore di ioni, concentrazioni di uranio in uscita).

L’altezza del letto di resina è, di norma, pari a 1–2 m. Poiché il processo di scambio è rapido, il recipiente può essere dimensionato per velocità a letto vuoto da 10 a 50 m/h. In funzione dell’altezza del letto, ciò suppone una portata specifica da 5 a 50 BV all’ora (Foglio di lavoro W 249 della DVGW).


A garanzia di un corretto funzionamento dello scambiatore di ioni, il flusso in entrata dovrebbe presentare le qualità fisico – chimiche proprie dell’acqua potabile. In particolare, si dovrebbe assolutamente evitare una separazione della calcite nello scambiatore. In impianti con velocità a letto vuoto elevate (superiori a 20 m/h), la torbidità dell’acqua dovrebbe essere inferiore a 0.1 FNU (Formazine Nephelometric Unit) e il contenuto di ferro e manganese dovrebbe essere minore di 0,01 mg/l (Foglio di lavoro W 249 della DVGW).

La quantità massima di Uranio ritenuta nella resina e, pertanto, la durata dell’impianto dipen-dono fondamentalmente dalla composizione dell’acqua. Oltre che dalla concentrazione di ura-nio nell’acqua, la capacità di adsorbimento dello scambiatore di ioni è condizionata dal valore pH e dalle concentrazioni di DOC, solfati, calcio, magnesio e carbonati. I solfati competono di-rettamente con l’uranio per lo scambio ionico, mentre calcio, magnesio e carbonati modificano la speciazione dell’uranio in modo tale da rendere impossibile o difficoltoso lo scambio di ioni.

Poiché l’uranio è un elemento radioattivo, l’utilizzo di impianti per la sua rimozione deve adem-piere alle disposizioni della Legge sulla radioprotezione e dell’Ordinanza sulla radioprotezione. Per maggiori informazioni sulla problematica della radioattività negli impianti di filtrazione, vedi capitoli 15 e 16.

13.2.2 Processo a membrana

La nanofiltrazione e l’osmosi inversa sono procedimenti adatti alla rimozione pressoché com-pleta dell’uranio dall’acqua potabile. Il grado di efficienza dipende dal tipo di membrana uti-lizzato e può essere ben superiore al 95%. Poiché il principio di funzionamento si fonda sulla ritenzione di tutte le sostanze più grandi dei pori della membrana, il processo di eliminazione non è selettivo. Ciò comporta la rimozione di componenti fondamentali quali cloruri, solfati, calcio, magnesio, ecc., in quantità che – a seconda della specifica membrana utilizzata – vanno dal 45 al 100%. Ciò implica una profonda alterazione della composizione chimica dell’acqua.

Il processo a membrana produce scarti quali l’acqua di lavaggio contenente uranio ed eventual-mente membrane contaminate, entrambi aspetti da chiarire nel dettaglio.

13.2.3 Altri procedimenti

Flocculazione e precipitazioneIn linea di principio, la rimozione dell’uranio mediante flocculazione e filtrazione e/o sediment-azione è possibile. Studi condotti in Germania (DVGW, 2009, Schlussbericht zum Verbund-projekt Uranentfernung in der Trinkwasseraufbereitung) hanno mostrato come flocculanti a base di soluzioni di polialluminio siano più idonei allo scopo rispetto a soluzioni a base di sali di ferro. Un pH basso nell’acqua, d’altro canto, favorisce la separazione dell’uranio. Se non si abbassa il pH in acque a durezza media o elevata, è difficile che l’uranio possa essere rimosso mediante flocculazione. A ogni modo, si dovrebbe optare per il metodo della flocculazione / precipitazione solo se si hanno già gli impianti adeguati (filtri, vasche di sedimentazione, filtri rapidi a sabbia, ecc.). Bisogna avere cura, inoltre, di garantire lo smaltimento a norma dei fan-ghi contenenti uranio.

Adsorbimento su (idr)ossidi di ferroIn alternativa alle resine a scambio ionico, per la rimozione dell’uranio è possibile ricorrere – almeno a livello teorico – ad (idr)ossidi di metalli solidi. Il loro impiego risulta comunque pro-blematico, in quanto la composizione dell’acqua incide fortemente sulla capacità del sistema. Studi condotti in Germania hanno mostrato come impianti di questo tipo, se utilizzati per il trat-tamento di acque dure, si caratterizzino per una durata molto ridotta e una capacità massima di adsorbimento dell’uranio sostanzialmente inferiore agli scambiatori di ioni. In caso di acque dolci, invece, la capacità di adsorbimento è maggiore (studio dell’Eawag, 2013/14). Minori quantità adsorbibili implicano una vita utile dell’impianto più corta e una maggiore necessità di materiale filtrante, la cui rigenerazione, per altro, è difficile o del tutto impossibile. Lo smalti-mento dei residui radioattivi richiede sempre una speciale attenzione (v. cap. 16.1).


13.3 Sistema a due stadi per la rimozione dell’arsenico e dell’uranio

Qualora sia la concentrazione di arsenico che quella di uranio eccedano i valori limite, o le alte concentrazioni di arsenico si accompagnino a valori di uranio in grado di causare un accumulo significativo dell’elemento durante il trattamento dell’acqua (aspetto, questo, da chiarire con il fabbricante dell’impianto), è consigliabile dotarsi di un sistema di trattamento dell’acqua a due stadi. Un tale impianto si compone, di norma, di uno scambiatore di ioni per l’eliminazione selettiva dell’uranio, seguito da un filtro a letto fisso a base di (idr)ossidi di ferro per la rimozio-ne dell’arsenico. La rigenerazione della resina a scambio ionico satura di uranio va sempre affidata ad un’azienda autorizzata e i residui contenenti uranio possono essere riutilizzati, ad esempio, nell’industria nucleare. Un doppio stadio di trattamento dell’acqua evita la produzi-one di residui radioattivi che dovrebbero essere avviati ad un costoso smaltimento dei rifiuti.

Quando è probabile che il trattamento comporti la formazione di residui ad alto contenuto sia di arsenico che di uranio, è bene evitare procedimenti monostadio quali filtri a letto fisso a base di (idr)ossidi di ferro o processi a membrana. Come illustrato nel capitolo 11.2, un impianto di adsorbimento dell’arsenico su (idr)ossidi di ferro – per fare un esempio – può, in determinate circostanze (acqua dolce), rimuovere contemporaneamente anche ingenti quantità di uranio.

La scelta di un sistema a uno o due stadi andrebbe discussa con il fabbricante dell’impianto e la questione dello smaltimento o riciclaggio dei residui dovrebbe essere chiarita già nella fase iniziale del progetto.

Una possibile alternativa per la rimozione dell’arsenico da acque contenenti anche uranio (sempre entro il valore limite) è l’impiego di un precipitante (ad esempio sali di Fe(II) o Fe(III)) seguito da filtrazione (a sabbia). Prove di laboratorio hanno mostrato (Borer et al., 2015) come un processo basato sulla precipitazione dell’arsenico per aggiunta di Fe(II) in dosi di 0,5–2 mg/l e sulla successiva filtrazione comporti la rimozione dell’arsenico dall’acqua senza una sostan-ziale ritenzione dell’uranio. Tuttavia, prima di poter raccomandare la precipitazione con sali di ferro unita a filtrazione rapida a sabbia quale semplice metodo per la rimozione selettiva dell’arsenico in presenza di uranio, sono necessarie esperienze su larga scala. Se si verificasse che, nonostante la scarsa affinità, l’uranio si accumula nel filtro a sabbia o nei fanghi, andrebbe chiarita la questione del trattamento e dello smaltimento del materiale risultante. Vanno ana-lizzati, inoltre, il dimensionamento del filtro rapido a sabbia e altri aspetti funzionali (durata del filtro, efficienza della rimozione delle particelle, controlavaggio, eventuale correzione del pH dopo l’immissione dei sali di ferro, ecc.).

13.4 Scelta di un procedimento ottimale

Non esiste un metodo universale di eliminazione dell’arsenico e dell’uranio. Il procedimento migliore è quello di volta in volta più adeguato alla qualità chimica dell’acqua, che deve essere appurata mediante studi preliminari sui parametri generali.

La scelta dell’impianto e del dimensionamento più idonei andrebbe affidata ad esperti (fabbri-canti di impianti di provata esperienza, studi di ingegneri, ecc.). In linea di principio, si consiglia di fare riferimento al riquadro 1, nel quale sono riportate raccomandazioni specifiche per la realtà svizzera. In caso di elevati valori di arsenico, è preferibile, soprattutto per le aziende dell’acqua potabile di piccole dimensioni, l’adozione di impianti a letto fisso a base di (idr)os-sidi di ferro. La precipitazione con Fe(II) e Fe(III) è un’opzione valida per le aziende più grandi e per situazioni particolari. In caso di elevati valori di uranio, la soluzione più opportuna è uno scambiatore di ioni. Qualora l’acqua da trattare presenti alte concentrazioni sia di arsenico che di uranio (per quest’ultimo non necessariamente al di sopra del valore limite), è bene dotarsi di un sistema a due stadi (scambiatore di ioni e letto filtrante di (idr)ossidi di ferro). L’UFSP elenca tra i procedimenti di trattamento dell’acqua potabile riconosciuti e ammessi in Svizzera l’uso di ossidi di ferro e alluminio, la filtrazione, l’ossidazione (clorazione, ozonizzazione) e lo scambio ionico.


In Svizzera, le acque che presentano alte concentrazioni di arsenico e/o uranio sono, di norma, ricche di ossigeno. Non richiedono dunque la pre-ossidazione dell’arsenito, visto che l’arsenico in esse contenuto si trova già in forma pentavalente (arseniato). Nei cantoni di montagna interessati dalla problematica, l’acqua è prevalentemente dolce. Gli impianti di filtrazione a base di (idr)ossidi di ferro, di conseguenza, adsorbono relativamente bene anche l’uranio. Per evitare problemi tecnici di smaltimento dei materiali, si tenga conto del seguente schema:

Acqua dolce Acqua dura

Arsenico > VLUranio > VL

Scambiatore di ioni seguito da filtro a (idr)ossido di ferro

Scambiatore di ioni seguito da filtro a (idr)ossido di ferro

Arsenico > VLUranio < VL, ma con possibile accumulo nel filtro

Scambiatore di ioni seguito da filtro a (idr)ossido di ferro(ev. precipitazione selettiva di As*)

Impianto di filtrazione a (idr)ossido di ferro*(ev. precipitazione selettiva di As*)

Arsenico > VLUranio < VL, nessun accumulo nel filtro

Impianto di filtrazione a (idr)ossido di ferro

Impianto di filtrazione a (idr)ossido di ferro

Arsenico < VLUranio > VL Scambiatore di ioni Scambiatore di ioni

* In caso non si preveda l’accumulo indesiderato di uranio in questa fase del processo né la conseguente formazione di rifiuti contenenti uranio difficilmente rigenerabili.

Riquadro 1 Raccomandazioni per la scelta del procedimento in Svizzera


14 Pianificazione degli interventi

L’analisi della situazione e gli studi preliminari sulla qualità chimica dell’acqua, così come la raccolta di dati relativi alle risorse idriche disponibili, al fabbisogno idrico, alle possibilità di ampliamento dell’infrastruttura esistente e ai costi previsti, sono tutti aspetti fondamentali per la valutazione delle misure da adottare. I Comuni interessati possono definire in collaborazio-ne con studi di ingegneria, progettisti e costruttori di impianti le misure da intraprendere nel quadro del sistema regionale di gestione delle acque (sfruttamento di fonti di approvvigio-namento alternative, miscelazione con acque aventi concentrazioni di arsenico e/o uranio inferiori) oppure prendere in considerazione l’impiego di impianti di trattamento dell’acqua.

Se ci si orienta verso il trattamento dell’acqua, è bene osservare i punti elencati di seguito, da discutere e concertare con i fabbricanti degli impianti (tab. 2).

Lista di controllo: Aspetti da chiarire per la costruzione dell’impianto

Tipo di impianto e dimensionamento

Finanziamento

Monitoraggio

Smaltimento / riciclaggio dei materiali filtranti e dei residui

Trasporto dei materiali filtranti e dei residui

Istruzione del personale operativo

Radioprotezione (analisi isotopica)

Tab. 2 Lista di controllo dei punti da chiarire con il fabbricante dell’impianto

Commenti alla tabella 2:

• Tipo di impianto e dimensionamento La scelta di un sistema a uno o due stadi e il dimensionamento dei singoli stadi dipende in larga misura dalla qualità dell’acqua e dalle concentrazioni di uranio e arsenico. Va trattata, inoltre, la questione delle condizioni logistiche e dell’eventuale necessità di spazi aggiun-tivi (adeguamento dell’infrastruttura).

• Finanziamento I costi di costruzione, manutenzione ed esercizio degli impianti vanno chiariti con i rispet-tivi costruttori.

• Monitoraggio Le concentrazioni di arsenico e uranio in uscita dall’impianto vanno sottoposte a controlli periodici. Quanto più tali concentrazioni si avvicinano al valore limite, tanto maggiore deve essere la frequenza dei controlli. Deve essere monitorata anche la pressione idraulica dell’impianto di filtrazione, al fine di assicurarne il perfetto funzionamento (per maggiori dettagli, v. cap. 15).

• Smaltimento Il tema dello smaltimento o riciclaggio dei materiali filtranti saturi va discusso nel dettaglio con i fabbricanti degli impianti e con le imprese, nazionali ed eventualmente estere, auto-rizzate a prenderli in consegna. Per i materiali o i residui contenenti uranio da inviare all’estero per la rigenerazione è necessaria un’autorizzazione dell’UFSP. Occorre chiarire a chi spetta la richiesta della domanda di autorizzazione presso l’UFSP (v. anche cap. 16).

• Trasporto L’aspetto del trasporto di materiali filtranti saturi destinati alla rigenerazione (uranio) e/o di rifiuti speciali (arsenico) nel territorio nazionale va trattato in via preliminare con i fabbrican-ti degli impianti e con le imprese autorizzate (v. cap. 16).


• Istruzione Di norma, i controlli e i lavori di manutenzione agli impianti sono di competenza dei fabbri-canti. Va chiarito, a ogni modo, se il personale operativo debba farsi carico di compiti di manutenzione soggetti ad autorizzazione. La priorità, in questo ambito, è la protezione delle persone. In particolare, nel caso di impianti per la rimozione dell’uranio (radioattività), bisogna affidare esclusivamente a personale addestrato gli interventi di manutenzione che comportano un alto rischio di esposizione alle radiazioni ionizzanti (ad esempio, la sostitu-zione delle resine a scambio ionico contenenti uranio). Nel campo della sicurezza sul luogo di lavoro e delle misure da adottare per ridurre l’esposizione del personale alle radiazioni ionizzanti, la SUVA può fornire informazioni utili.

• Radioprotezione / analisi isotopica (solo in caso di impianti per la rimozione dell’uranio) L’uranio decade in altri nuclidi radioattivi (radio, radon) che, seppur presenti in genere in concentrazioni ridotte, emettono radiazioni più forti rispetto all’uranio naturale. Per stimare l’esposizione totale alle radiazioni è utile compiere un’analisi dei nuclidi presenti nel mate-riale filtrante saturo. Anche questa problematica andrebbe discussa con il fabbricante dell’impianto (v. anche cap. 15.3).


15 Esercizio e manutenzione degli impianti di miscelazione e filtrazione

I procedimenti per la riduzione delle concentrazioni di arsenico e/o uranio nell’acqua potabile comprendono passaggi che vanno sorvegliati secondo i principi del sistema HACCP mediante il monitoraggio continuo o quasi continuo di opportuni parametri (v. cap. 6.2). Poiché il contenuto di arsenico o uranio non può essere monitorato in continuo, è necessario combinare misurazioni continue della portata dell’acqua in entrata all’impianto con misurazioni periodiche della con-centrazione di arsenico e/o uranio.

15.1 Esercizio di un impianto di miscelazione

15.1.1 Regolazione del rapporto di miscelazione

Il rapporto di miscelazione dipende dalle concentrazioni massime di As e U nelle acque da misc-elare. Esso va calcolato in modo tale che le concentrazioni di arsenico e/o uranio nell’acqua miscelata permangano al di sotto dei rispettivi valori indicativi.

15.1.2 Controllo del processo

La quantità di acqua con le concentrazioni maggiori (l’acqua potabile da diluire) viene regolata in funzione della portata della risorsa idrica con la minore concentrazione di As e/o U e del rapporto di miscelazione calcolato.

15.1.3 Monitoraggio di un impianto di miscelazione controllata

In un impianto di miscelazione, dove l’acqua ad alto contenuto di arsenico e/o uranio è diluita mediante un processo mirato, devono essere monitorati i seguenti parametri:

• misurazione continua della portata dei singoli flussi in entrata;

• analisi regolare della concentrazione di arsenico e/o uranio nell’acqua miscelata e nei flus-si in entrata (a cadenza almeno trimestrale).

15.2 Esercizio di un impianto di filtrazione

15.2.1 Aspetti fondamentali per un corretto esercizio

Oltre ai punti illustrati nel capitolo 14 (v. tab. 2), vanno discussi con il fabbricante o fornitore di un impianto di filtrazione anche i seguenti aspetti tecnici:

• Possibili conseguenze del cambiamento delle caratteristiche dell’acqua (non solo in termi-ni di concentrazione di arsenico e uranio, ma anche a livello di pressione, temperatura, conduttività, pH, torbidità, concentrazione degli ioni principali e del carbonio organico disciolto).

Alla luce dei dati sulla qualità dell’acqua, il produttore dell’impianto deve indicare quali parametri vadano monitorati in continuo (differenza di pressione in un impianto di filtrazio-ne a letto fisso, torbidità e valore pH dell’acqua, ecc.) e quali misure vadano adottate in caso di superamento del limite critico.

• Pretrattamento La maggior parte degli impianti di filtrazione sono provvisti di uno stadio di prefiltrazione per la rimozione di determinate particelle. Il fabbricante o fornitore dell’impianto è chiama-to a fornire le informazioni e le istruzioni necessarie al monitoraggio e alla sostituzione del suddetto filtro.

• Messa o rimessa in funzione Il produttore o fornitore deve illustrare il procedimento di messa o rimessa in funzione dell’impianto. Le indicazioni riguardano la quantità minima di scarto di filtrazione e le con-dizioni per l’immissione del filtrato nella rete di distribuzione.


• Controlavaggio Occorre definire se, con quale frequenza e secondo quale modalità sia necessario svol-gere il controlavaggio.

• Tempi di inattività È importante chiarire con il produttore o fornitore quali ripercussioni possa avere sull’impianto un eventuale periodo di fermo macchina e quale procedimento si debba se-guire per la messa in funzione dopo il tempo di inattività.

15.2.2 Durata di esercizio

La durata esatta di esercizio di un impianto dipende dal suo dimensionamento, dal procedi-mento, dal consumo idrico, dalle concentrazioni di arsenico e uranio nell’acqua e dalla qualità dell’acqua. Tenendo conto di tutti questi fattori, il fabbricante elabora una stima della durata di esercizio dell’impianto, che riporta per iscritto sotto forma di curva di rottura. Il riquadro 2 propone due esempi di calcolo che mostrano come si possa stimare approssimativamente la durata di un impianto di filtrazione per la rimozione dell’arsenico e di un impianto per la rimo-zione dell’uranio.

I due esempi in basso illustrano il calcolo da effettuare per determinare la durata di esercizio di un impianto di filtrazione e di uno scambiatore di ioni prima che sia necessario sostituire il materiale.

(a) Impianto di filtrazione per la rimozione dell’arsenico

Per la rimozione dell’arsenico da un’acqua di una certa qualità, si mette in esercizio un im-pianto di filtrazione a letto fisso a base di idrossido ferrico granulare (volume del filtro a letto fisso: 1 m3; CHF 6000–9000/m3). Secondo le stime del fabbricante, l’impianto può ridurre la concentrazione di arsenico da 40 μg/l a meno di 10 μg/l per 40000–50000 BV. Presuppo-nendo un consumo idrico di 200 m3 al giorno, per garantire una concentrazione di arsenico nel flusso in uscita dal filtro conforme alle prescrizioni di legge il materiale filtrante andrà sostituito ogni 200–250 giorni.

(b) Scambiatore di ioni per la rimozione dell’uranio

In funzione della qualità dell’acqua, uno scambiatore di ioni possiede tempi di esercizio più o meno lunghi. Supponendo che l’impianto possa funzionare fino a raggiungere la quantità ad-sorbita di 10 g U/l, che esso contenga 1 m3 di resina a scambio ionico (CHF 10000–14000/m3), che la concentrazione di uranio nell’acqua sia pari a 35 μg/l e che ogni giorno debbano essere trattati 200 m3 d’acqua, sarà necessario cambiare il materiale ogni 1400 giorni circa.

Il preciso dimensionamento e l’esatta valutazione della durata di esercizio dell’impianto van-no eseguiti dal fabbricante in funzione della qualità dell’acqua da trattare.

Riquadro 2 Esempi di calcolo della durata di un impianto di filtrazione e di uno scambiatore di ioni

15.2.3 Monitoraggio di un impianto di filtrazione

La determinazione dei parametri di monitoraggio e dei limiti critici di un impianto di filtrazione dipende dal tipo di procedimento scelto. In linea di principio, è necessario eseguire un con-trollo regolare dell’acqua in ingresso e dell’acqua filtrata, mediante l’analisi del valore pH, delle concentrazioni di arsenico e uranio, della torbidità e di altri parametri in caso di cambiamento delle caratteristiche dell’acqua (v. tab. 1, cap. 10). Detto controllo è tanto più opportuno qualo-ra si verifichino alterazioni del normale esercizio dell’impianto (pulizia delle vasche dell’acqua e delle condotte, sostituzione del filtro o del materiale filtrante, periodi di inattività, ecc.). La definizione dei parametri da analizzare e della periodicità dei test deve garantire che le misu-razioni compiute consentano un controllo efficace della qualità dell’acqua sottoposta a esame (Direttiva W1 della SSIGA).


Monitoraggio di un impianto per la rimozione dell’arsenicoIn un filtro a letto fisso a base di (idr)ossido di ferro vanno monitorati i seguenti parametri:

• misurazione continua della portata e della perdita di pressione;

• analisi regolare della concentrazione di arsenico nel filtrato (indicativamente ogni 5000 BV).

Quando il materiale filtrante è ancora fresco, si consiglia di compiere l’analisi dei valori di arsenico ogni 5000 BV. Ciò permette di ricavare la curva di rottura specifica per l’impianto e di adeguare opportunamente il programma di monitoraggio. La frequenza delle misurazioni deve poi aumentare mano a mano che le concentrazioni di arsenico nel filtrato si avvicinano al valore indicativo. La curva di rottura va ricalcolata in occasione di ogni nuovo riempimento dell’impianto, al fine di riconoscere tempestivamente eventuali differenze di qualità del materi-ale filtrante (soprattutto in caso si utilizzino materiali di fornitori diversi).

Monitoraggio di un impianto per la rimozione dell’uranioIn uno scambiatore di ioni vanno monitorati i seguenti parametri:

• misurazione continua della portata e della perdita di pressione;

• analisi regolare della concentrazione di uranio nel filtrato (indicativamente ogni 20 000 BV).

Anche in questo caso, è consigliabile aumentare la frequenza delle misurazioni di controllo via via che ci si avvicina al termine della durata stimata, alla luce della curva di rottura specifica.

15.3 Sicurezza sul luogo di lavoro

Nell’esercizio e nella manutenzione di un impianto di filtrazione dell’arsenico e dell’uranio, è imprescindibile osservare alcune indicazioni di sicurezza, specialmente a livello di radiopro-tezione e in occasione della sostituzione dei materiali filtranti contenenti uranio e/o arsenico.

15.3.1 Radioprotezione

L’uranio si accumula nello scambiatore di ioni, il che comporta un aumento dell’attività nel letto filtrante. L’uranio è un elemento naturale radioattivo che si trasmuta in altri nuclidi radioattivi (nuclidi figli) con emissione di radiazioni alfa (decadimento alfa). Fintanto che il materiale con-tenente uranio non viene assorbito dall’organismo, la radiazione alfa non comporta un parti-colare problema. I nuclidi figli, tuttavia, possono caratterizzarsi per radiazioni gamma, la cui pericolosità non va sottovalutata. Per tale ragione, è d’obbligo il rispetto di speciali disposizioni normative in materia di sicurezza sul luogo di lavoro, e più nello specifico in tema di radioprote-zione. Studi condotti in Germania (DVGW, 2009, Schlussbericht zum Verbundprojekt Uranent-fernung in der Trinkwasseraufbereitung) hanno mostrato come la manipolazione di scambiatori di ioni contenenti uranio negli impianti idrici, comporti una dose addizionale annua di radiazioni pari al massimo ad un decimo della dose media che raggiungono per fonti naturali i gruppi di popolazione non esposti a radiazione nell’ambiente di lavoro. Ciononostante, sarebbe bene ef-fettuare un calcolo dell’esposizione alle radiazioni nel momento in cui l’impianto raggiunge per la prima volta la piena saturazione. A tal fine occorre svolgere un’analisi dei nuclidi, necessaria anche per l’esportazione dei rifiuti contenenti uranio (cap. 16.1). Particolarmente problemati-co è il radio, elemento radioattivo derivante dal decadimento dell’uranio. In un sistema a due stadi – scambiatore di ioni seguito da filtro a letto fisso a base di (idr)ossidi di ferro – il radio si accumula solo nel filtro a letto fisso. Ad ogni modo, secondo lo studio già citato (DVGW, 2009, Schlussbericht zum Verbundprojekt Uranentfernung in der Trinkwasseraufbereitung), la dose addizionale di radiazioni dovuta al radio è minima.


15.3.2 Sostituzione del materiale

I materiali filtranti contenenti arsenico sono classificati come rifiuti speciali tossici, quelli con-tenenti uranio come rifiuti radioattivi. In linea di massima bisogna rispettare le seguenti indica-zioni.

La sostituzione del materiale dovrebbe essere effettuata sempre da personale addestrato. Sic-come l’operazione è di competenza del fabbricante dell’impianto, in genere questa condizione viene rispettata.

• È importante indossare opportuni indumenti protettivi: guanti, tuta, stivali, mascherina per naso e bocca e occhiali di protezione.

• La sostituzione del materiale andrebbe svolta preferibilmente in condizioni di umidità me-dia o elevata, per minimizzare il rischio di inalazione di particelle di polvere contaminate.

• Il corretto confezionamento del materiale è un presupposto essenziale per il suo trasporto sicuro fino al sito di smaltimento o rigenerazione.

• Per quel che riguarda i rifiuti contenenti uranio, è consigliabile limitare il più possibile il tempo di esposizione alle radiazioni ionizzanti ed evitare il contatto diretto nonché l’assorbimento del materiale.

15.4 Guasti e malfunzionamenti

In genere, un impianto di filtrazione è di facile utilizzo e raramente soggetto a guasti. Cionono-stante, è bene discutere con il fabbricante le misure da adottare in caso di malfunzionamento. Analizzando insieme i possibili scenari, ci si prepara a garantire un approvvigionamento di acqua potabile senza interruzioni e di eccellente qualità.


16 Trasporto e smaltimento

16.1 Smaltimento dei residui di filtrazione

16.1.1 Smaltimento dei rifiuti contenenti uranio

Per lo smaltimento dei rifiuti contenenti uranio si hanno fondamentalmente tre possibilità:

• deposito in discarica

• valorizzazione /smaltimento termico (incenerimento)

• rigenerazione e riutilizzo

Per lo smaltimento dei residui radioattivi risultanti dal trattamento dell’acqua potabile vanno os-servate le disposizioni della Legge sulla radioprotezione e dell’Ordinanza sulla radioprotezione.

Per via dell’alto potere calorifico superiore (> 6000 kJ/kg), le resine a scambio ionico sature di uranio non possono, di norma, essere depositate in discarica. Un loro smaltimento come scorie radioattive, d’altro canto, non è ragionevole in termini economici.

Poiché l’uranio è un materiale riciclabile, l’opzione migliore è la rigenerazione. Una resina a scambio ionico può essere rigenerata mediante un procedimento multistadio e poi riutiliz-zata per il trattamento dell’acqua. Questo servizio è offerto attualmente da diverse aziende tedesche.

Per l’esportazione dei materiali contenenti uranio è necessario ottenere un’apposita autoriz-zazione presso l’UFSP. A tale scopo, bisogna dimostrare di voler spedire il materiale all’estero per sottoporlo a rigenerazione (e non quale rifiuto). Occorre fornire, inoltre, informazioni circa l’effettiva quantità di uranio adsorbita, il quantitativo di materiale che si intende esportare, le misure di sicurezza adottate e i risultati dell’analisi dei nuclidi per la valutazione delle radiazioni (art. 78 dell’Ordinanza sulla radioprotezione). In genere, il fabbricante dell’impianto si fa carico sia di questo compito che del trasporto (cap. 16.2). Si tratta, tuttavia, di un punto da chiarire in via preliminare con l’azienda interessata.

16.1.2 Smaltimento dei rifiuti contenenti arsenico

I materiali filtranti contenenti arsenico (idrossidi di ferro, idrossidi di alluminio) possono essere smaltiti in discarica. Ai sensi dell’allegato 2 dell’OTR, essi possono essere depositati in disca-riche per sostanze residue a condizione che sia possibile dimostrare che la concentrazione di arsenico nell’eluito non supera il valore limite di 0,1 mg/l.

Le possibilità di smaltimento andrebbero discusse già in fase iniziale con le rispettive imprese di smaltimento, trattando non da ultimo la questione dei costi.

Ai sensi dell’art. 2 dell’OTRif, i materiali filtranti contenenti arsenico ((idr)ossidi di ferro, (idr)ossidi di alluminio) sono da considerarsi rifiuti speciali e il loro smaltimento deve avvenire in confor-mità alle disposizioni di legge (OTR, OTRif). I rifiuti speciali possono essere consegnati solo ad imprese autorizzate (art. 4 dell’OTRif).

L’azienda fornitrice è tenuta ad informare l’impresa di smaltimento circa la provenienza, la composizione e le caratteristiche dei rifiuti e a consegnarle un modulo di accompagnamento debitamente compilato (art. 6 dell’OTRif).

Per individuare l’impresa di smaltimento più idonea, è possibile fare riferimento all’Ordinanza del DATEC sulle liste per il traffico di rifiuti (https://www.veva-online.ch/). In caso di dubbio, ci si può rivolgere all’ufficio competente dell’UFAM.


16.2 Trasporto dei residui di filtrazione

16.2.1 Trasporto dei rifiuti contenenti uranio

Il trasporto di materiale radioattivo contenente uranio deve avvenire nel rispetto delle prescrizi-oni dell’Ordinanza sulla radioprotezione (art. 76) e dell’Accordo europeo per il trasporto interna-zionale delle merci pericolose su strada (ADR). A seconda della quantità di uranio adsorbita sul materiale filtrante, si devono osservare le opportune disposizioni in materia di classificazione e imballaggio (unità di imballaggio) delle merci pericolose. Sia l’azienda fornitrice sia l’azienda che prende in consegna il materiale (fabbricante dell’impianto, impresa di trasporti) sono re-sponsabili del rispetto delle disposizioni normative e necessitano di apposita autorizzazione.

16.2.2 Trasporto dei rifiuti contenenti arsenico

Ai sensi dell’art. 2 dell’OTRif, i materiali filtranti contenenti arsenico ((idr)ossidi di ferro, (idr)ossi-di di alluminio) sono da considerarsi rifiuti speciali e il loro trasporto deve avvenire in conformità alle disposizioni di legge (OTR, OTRif). L’azienda fornitrice è tenuta ad informare il trasportatore circa la provenienza, la composizione e le caratteristiche dei rifiuti contenenti arsenico e a con-segnargli un modulo di accompagnamento debitamente compilato (art. 6 dell’OTRif). I rifiuti speciali vanno dotati di una particolare etichettatura (art. 7 dell’OTRif) e non possono essere trasportati senza il rispettivo modulo di accompagnamento (art. 13 dell’OTRif).


Bibliografia di approfondimento

BfS (2009). Strahlenexposition durch natürliche Radionuklide im Trinkwasser in der Bundesrepublik Deutschland – Ergebnisse der Trinkwasser-Studie des Bundesamtes für Strahlenschutz. Bundesamt für Strahlenschutz, Deutschland.

Bissen, M., and Frimmel, F.H. (2003). Arsenic – a review. Part II: Oxidation of arsenic and its removal in water treatment. Acta Hydrochim. Hydrobiol. 31, 97–107.

Borer, P., Sonderegger, R., and Hug, S. (2015). Entfernung von Arsen und Uran aus Schweizer Trinkwas-ser. Aqua & Gas 4.

Brüschweiler, B., Schlatter, J., de Weck, D., Favre, F., and Luthi, J.-C. (2005). Occurrence of arsenic in drinking water of the canton of Valais. Part II: Epidemiological comparison between arsenic concen-trations and cancer incidence rates. Mitteilungen aus Lebensmitteluntersuchungen und Hygiene, 96: 106–117.

Bucheli, M., Studer, P., und Zoller, O. (2012). Fremd- und Inhaltsstoffverordnung (FIV) – Änderungen im Bereich Trinkwasser. Aqua & Gas 12, 16–23.

Choong, T.S.Y., Chuah, T.G., Robiah, Y., Koay, F.L.G., and Azni, I. (2007). Arsenic toxicity, health hazards and removal techniques from water: an overview. Desalination 217, 139 –166.

Driehaus, W. (2005). Technologies for arsenic removal from potable water. Natural Arsenic in Groundwa-ter: Occurrence, Remediation and Management. Balkema Publishers, Leiden.

Gallegos-Garcia, M., Ramirez-Muniz, K., and Song, S. (2012). Arsenic removal from water by adsorp-tion using iron oxide minerals as adsorbents: A review. Mineral Processing and Extractive Metallurgy Review: An International Journal, 33(5): 301–315.

Haldimann, M., Pfammatter, E., Venetz, P.-M., Studer, P., and Dudler, V. (2005). Occurrence of arsenic in drinking water of the canton of Valais. Part I: Overview of arsenic concentration and geographic distri-bution. Mitteilungen aus Lebensmitteluntersuchungen und Hygiene, 96: 89 –105.

Hering, J.G., Chen, P.Y., Wilkie, J.A., and Elimelech, M. (1997). Arsenic removal from drinking water during coagulation. J. Environ. Eng.-ASCE 123, 800–807.

Hopenhayn, C. (2006). Arsenic in drinking water: Impact on human health. Elements, 2(2): 103–107.

Jain, C.K., and Singh, R.D. (2012).Technological options for the removal of arsenic with special refe-rence to South East Asia. J. Environ. Manage. 107, 1–18.

Johnston R., and Heijnen, H. (2001). Safe water technology for arsenic removal, in: M.F. Ahmed, et al. (Eds.), Technologies for Arsenic Removal from Drinking Water, Bangladesh University of Engineering and Technology, Dhaka, Bangladesh.

Kapaj, S., Peterson, H., Liber, K., and Bhattacharya, P. (2006). Human health effects from chronic arsenic poisoning – A review. J. Environ. Sci. Health Part A-Toxic/Hazard. Subst. Environ. Eng. 41, 2399–2428.

Katsoyiannis, I.A., and Zouboulis, A.I. (2013). Removal of uranium from contaminated drinking water: a mini review of available treatment methods. Desalin. Water Treat. 51, 2915–2925.

Kurttio, P., Auvinen, A., Salonen, L., Saha, H., Pekkanen, J., Makelainen, I., Vaisanen, S. B., Penttila, I. M., and Komulainen, H. (2002). Renal effects of uranium in drinking water. Environmental Health Per-spectives, 110(4): 337– 342.

Mandal, B.K., and Suzuki, K.T. (2002). Arsenic round the world: a review. Talanta 58, 201–235.

Mukherjee, A., Sengupta, M. K., Hossain, M. A., Ahamed, S., Das, B., Nayak, B., Lodh, D., Rahman, M. M., and Chakraborti, D. (2006). Arsenic contamination in groundwater: A global perspective with em-phasis on the asian scenario. Journal of Health Population and Nutrition, 24(2): 142–163.


Murcott, S. (2012). Arsenic Contamination in the World. An International Sourcebook. IWA Publishing, Alliance House, 12 Caxton Street, London, UK, ISBN: 9781780400389.

Ng, J.C., Wang, J.P., and Shraim, A., 2003. A global health problem caused by arsenic from natural sources. Chemosphere 52, 1353 –1359.

OMS (2011). Arsenic in Drinking-water. Background document for development of WHO Guidelines for drinking-water quality. World Health Organization, Switzerland, Geneva (WHO/SDE/WSH/03.04/Rev/1).

OMS (2005). Uranium in drinking-water. Revised background document for development of WHO Guidelines for drinking-water quality. World Health Organization, Switzerland, Geneva (WHO/SDE/WSH/03.04/118).

Pfeifer, H.-R., Beatrizotti, G., Berthoud, J., Rossa, M. D., Girardet, A., Jaeggli, M., Lavanchy, J.-C., Rey-mond, D., Righetti, G., Schlegel, C., Schmit, V., and Temgoua, E. (2002). Natural arsenic-contamination of surface and ground waters in Southern Switzerland (Ticino). Bull. appl. Geol., 7(1): 81–103.

Pfeifer, H.-R., and Zobrist, J. (2002). Arsenic in drinking water – Also a problem in Switzerland? Eawag news 53, 15 –17.

SSIGA. Wasserverbrauch im Haushalt – Studie des SVGW in Zusammenarbeit mit dem BUWAL. Info-blatt Nr. TWI 5.

Smedley, P.L., and Kinniburgh, D.G. (2002). A review of the source, behaviour and distribution of arsenic in natural waters. Appl. Geochem. 17, 517– 568.

Smith, A.H., Biggs, M.L., Moore, L., Haque, R., Steinmaus, C., Chung, J., Hernandez, A., and Lopipero, P. (1999). Cancer risks from arsenic in drinking water: Implications for drinking water standards. Elsevier Science Bv, Amsterdam.

Stalder, E., Blanc, A., Haldimann, M., and Dudler, V. (2012). Occurrence of uranium in Swiss drinking water. Chemosphere, 86(6): 672–679.

Vaughan, D. J. (2006). Arsenic. Elements, 2(2): 71–75.

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