Lo scopo della modellazione dell'inquinamento atmosferico è la stima delle concentrazioni di inquinanti esterni causate, ad esempio, da processi di produzione industriale, emissioni accidentali o traffico. La modellazione dell'inquinamento atmosferico viene utilizzata per accertare la concentrazione totale di un inquinante, nonché per trovare la causa di livelli straordinariamente elevati. Per i progetti in fase di progettazione, è possibile stimare in anticipo il contributo aggiuntivo all'onere esistente e ottimizzare le condizioni di emissione.

Figura 1. Sistema di monitoraggio ambientale globale/Gestione dell'inquinamento atmosferico

A seconda degli standard di qualità dell'aria definiti per l'inquinante in questione, sono interessanti i valori medi annui oi picchi di concentrazione di breve durata. Di solito le concentrazioni devono essere determinate dove le persone sono attive, cioè vicino alla superficie ad un'altezza di circa due metri dal suolo.

Parametri che influenzano la dispersione degli inquinanti

Due tipi di parametri influenzano la dispersione degli inquinanti: i parametri sorgente ei parametri meteorologici. Per i parametri sorgente, le concentrazioni sono proporzionali alla quantità di inquinante emessa. Se si tratta di polvere, è necessario conoscere il diametro delle particelle per determinare la sedimentazione e la deposizione del materiale (VDI 1992). Poiché le concentrazioni superficiali sono inferiori con una maggiore altezza della pila, anche questo parametro deve essere noto. Inoltre, le concentrazioni dipendono dalla quantità totale di gas di scarico, nonché dalla sua temperatura e velocità. Se la temperatura del gas di scarico supera la temperatura dell'aria circostante, il gas sarà soggetto a galleggiamento termico. La sua velocità di scarico, che può essere calcolata dal diametro interno del camino e dal volume dei gas di scarico, causerà un impulso dinamico di galleggiamento. Si possono usare formule empiriche per descrivere queste caratteristiche (VDI 1985; Venkatram e Wyngaard 1988). Va sottolineato che non è la massa dell'inquinante in questione ma quella del gas totale a essere responsabile della spinta termica e del momento dinamico.

I parametri meteorologici che influenzano la dispersione degli inquinanti sono la velocità e la direzione del vento, nonché la stratificazione termica verticale. La concentrazione dell'inquinante è proporzionale al reciproco della velocità del vento. Ciò è dovuto principalmente al trasporto accelerato. Inoltre, la miscelazione turbolenta aumenta con l'aumentare della velocità del vento. Poiché le cosiddette inversioni (cioè situazioni in cui la temperatura aumenta con l'altezza) ostacolano la miscelazione turbolenta, le massime concentrazioni superficiali si osservano durante la stratificazione altamente stabile. Al contrario, le situazioni convettive intensificano il rimescolamento verticale e mostrano quindi i valori di concentrazione più bassi.

Gli standard di qualità dell'aria, ad esempio valori medi annuali o 98 percentili, sono generalmente basati su statistiche. Pertanto, sono necessari dati di serie temporali per i parametri meteorologici rilevanti. Idealmente, le statistiche dovrebbero essere basate su dieci anni di osservazione. Se sono disponibili solo serie temporali più brevi, occorre accertarsi che siano rappresentative per un periodo più lungo. Ciò può essere fatto, ad esempio, mediante l'analisi di serie temporali più lunghe da altri siti di osservazione.

Anche la serie temporale meteorologica utilizzata deve essere rappresentativa del sito considerato, cioè deve riflettere le caratteristiche locali. Ciò è particolarmente importante per quanto riguarda gli standard di qualità dell'aria basati su frazioni di picco della distribuzione, come 98 percentili. Se non sono disponibili tali serie temporali, è possibile utilizzare un modello di flusso meteorologico per calcolarne uno da altri dati, come verrà descritto di seguito.

Il programma Global Atmospheric Watch (GAW) (Miller e Soudine 1994) fornisce dati e altre informazioni sulla composizione chimica e le relative caratteristiche fisiche dell'atmosfera, e le loro tendenze, con l'obiettivo di comprendere la relazione tra il cambiamento della composizione atmosferica e i cambiamenti dell'atmosfera globale e il clima regionale, il trasporto atmosferico a lungo raggio e la deposizione di sostanze potenzialmente nocive sugli ecosistemi terrestri, d'acqua dolce e marini e il ciclo naturale degli elementi chimici nel sistema globale atmosfera/oceano/biosfera e gli impatti antropogenici su di esso. Il programma GAW si compone di quattro aree di attività: il sistema globale di osservazione dell'ozono (GO3OS), monitoraggio globale della composizione atmosferica di fondo, inclusa la rete di monitoraggio dell'inquinamento atmosferico di fondo (BAPMoN); dispersione, trasporto, trasformazione chimica e deposizione di inquinanti atmosferici su terra e mare su diverse scale temporali e spaziali; scambio di inquinanti tra atmosfera e altri comparti ambientali; e monitoraggio integrato. Uno degli aspetti più importanti del GAW è l'istituzione di centri di attività scientifica per l'assicurazione della qualità per supervisionare la qualità dei dati prodotti nell'ambito del GAW.

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Concetti di modellazione dell'inquinamento atmosferico

Come accennato in precedenza, la dispersione degli inquinanti dipende dalle condizioni di emissione, dal trasporto e dalla miscelazione turbolenta. L'uso dell'equazione completa che descrive queste caratteristiche è chiamato modellazione della dispersione euleriana (Pielke 1984). Con questo approccio, i guadagni e le perdite dell'inquinante in questione devono essere determinati in ogni punto su una griglia spaziale immaginaria e in fasi temporali distinte. Poiché questo metodo è molto complesso e richiede molto tempo per il computer, di solito non può essere gestito di routine. Tuttavia, per molte applicazioni, può essere semplificato utilizzando i seguenti presupposti:

• nessun cambiamento delle condizioni di emissione nel tempo

• nessun cambiamento delle condizioni meteorologiche durante il trasporto

• velocità del vento superiori a 1 m/s.

 

In questo caso, l'equazione di cui sopra può essere risolta analiticamente. La formula risultante descrive un pennacchio con distribuzione di concentrazione gaussiana, il cosiddetto modello di pennacchio gaussiano (VDI 1992). I parametri di distribuzione dipendono dalle condizioni meteorologiche e dalla distanza sottovento nonché dall'altezza del camino. Devono essere determinati empiricamente (Venkatram e Wyngaard 1988). Situazioni in cui le emissioni e/oi parametri meteorologici variano di molto nel tempo e/o nello spazio possono essere descritte dal modello Gaussian puff (VDI 1994). In base a questo approccio, vengono emessi sbuffi distinti in intervalli di tempo fissi, ciascuno seguendo il proprio percorso in base alle condizioni meteorologiche correnti. Nel suo percorso, ogni sbuffo cresce a seconda della miscelazione turbolenta. I parametri che descrivono questa crescita, ancora una volta, devono essere determinati da dati empirici (Venkatram e Wyngaard 1988). Va sottolineato, tuttavia, che per raggiungere questo obiettivo, i parametri di input devono essere disponibili con la necessaria risoluzione nel tempo e/o nello spazio.

Per quanto riguarda rilasci accidentali o singoli casi di studio, un modello lagrangiano o particellare (Linea guida VDI 3945, Parte 3) è consigliato. Il concetto è quindi quello di calcolare i percorsi di molte particelle, ciascuna delle quali rappresenta una quantità fissa dell'inquinante in questione. I singoli percorsi sono composti da trasporto del vento medio e da perturbazioni stocastiche. A causa della parte stocastica, i percorsi non concordano completamente, ma rappresentano la miscela per turbolenza. In linea di principio, i modelli lagrangiani sono in grado di considerare condizioni meteorologiche complesse - in particolare vento e turbolenza; i campi calcolati dai modelli di flusso descritti di seguito possono essere utilizzati per la modellazione della dispersione lagrangiana.

Modellazione della dispersione in terreni complessi

Se le concentrazioni di inquinanti devono essere determinate in un terreno strutturato, potrebbe essere necessario includere gli effetti topografici sulla dispersione degli inquinanti nella modellazione. Tali effetti sono, ad esempio, il trasporto che segue la struttura topografica, o sistemi di vento termico come brezze marine o venti di montagna, che cambiano la direzione del vento nel corso della giornata.

Se tali effetti si verificano su una scala molto più ampia dell'area del modello, l'influenza può essere considerata utilizzando dati meteorologici che riflettono le caratteristiche locali. Se tali dati non sono disponibili, la struttura tridimensionale impressa al flusso dalla topografia può essere ottenuta utilizzando un corrispondente modello di flusso. Sulla base di questi dati, la modellazione della dispersione stessa può essere eseguita assumendo l'omogeneità orizzontale come descritto sopra nel caso del modello del pennacchio gaussiano. Tuttavia, in situazioni in cui le condizioni del vento cambiano significativamente all'interno dell'area del modello, la modellazione della dispersione stessa deve considerare il flusso tridimensionale influenzato dalla struttura topografica. Come accennato in precedenza, questo può essere fatto utilizzando un soffio gaussiano o un modello lagrangiano. Un altro modo è eseguire la modellazione euleriana più complessa.

Per determinare la direzione del vento in accordo con il terreno strutturato topograficamente, si può usare la modellizzazione del flusso consistente in massa o diagnostica (Pielke 1984). Usando questo approccio, il flusso viene adattato alla topografia variando i valori iniziali il meno possibile e mantenendo costante la sua massa. Poiché si tratta di un approccio che porta a risultati rapidi, può anche essere utilizzato per calcolare le statistiche del vento per un determinato sito se non sono disponibili osservazioni. Per fare ciò, vengono utilizzate le statistiche del vento geostrofico (ovvero i dati in quota provenienti da rawinsondes).

Se, tuttavia, i sistemi eolici termici devono essere considerati in modo più dettagliato, devono essere utilizzati i cosiddetti modelli prognostici. A seconda della scala e della pendenza dell'area del modello, è adatto un approccio idrostatico o l'ancora più complesso non idrostatico (VDI 1981). Modelli di questo tipo richiedono molta potenza del computer, oltre a molta esperienza nell'applicazione. La determinazione delle concentrazioni basata su medie annuali, in generale, non è possibile con questi modelli. Invece, gli studi dei casi peggiori possono essere eseguiti considerando solo una direzione del vento e quei parametri di velocità e stratificazione del vento che determinano i valori di concentrazione superficiale più elevati. Se questi valori del caso peggiore non superano gli standard di qualità dell'aria, non sono necessari studi più dettagliati.

Figura 2. Struttura topografica di una regione modello

La figura 2, la figura 3 e la figura 4 mostrano come il trasporto e l'erogazione di inquinanti possono essere presentati in relazione all'influenza delle climatologie del terreno e del vento derivate dalla considerazione delle frequenze del vento superficiale e geostrofico.

Figura 3. Distribuzioni di frequenza di superficie determinate dalla distribuzione di frequenza geostrofica

Figura 4. Concentrazioni medie annue di inquinanti per un'ipotetica regione calcolate dalla distribuzione della frequenza geostrofica per campi eolici eterogenei

Modellazione della dispersione in caso di sorgenti basse

Considerando l'inquinamento atmosferico causato da fonti basse (ad es. altezze dei camini dell'ordine dell'altezza dell'edificio o emissioni del traffico stradale) deve essere considerata l'influenza degli edifici circostanti. Le emissioni del traffico stradale saranno intrappolate in una certa quantità nei canyon stradali. Sono state trovate formulazioni empiriche per descriverlo (Yamartino e Wiegand 1986).

Gli inquinanti emessi da un basso camino situato su un edificio saranno catturati nella circolazione sul lato sottovento dell'edificio. L'entità di questa circolazione sottovento dipende dall'altezza e dalla larghezza dell'edificio, nonché dalla velocità del vento. Pertanto, gli approcci semplificati per descrivere la dispersione degli inquinanti in un caso del genere, basati esclusivamente sull'altezza di un edificio, non sono generalmente validi. L'estensione verticale e orizzontale della circolazione sottovento è stata ottenuta da studi in galleria del vento (Hosker 1985) e può essere implementata in modelli diagnostici mass consistent. Non appena il campo di flusso è stato determinato, può essere utilizzato per calcolare il trasporto e la miscelazione turbolenta dell'inquinante emesso. Questo può essere fatto mediante modelli di dispersione lagrangiana o euleriana.

Studi più dettagliati - riguardanti ad esempio i rilasci accidentali - possono essere eseguiti solo utilizzando modelli di flusso e dispersione non idrostatici invece di un approccio diagnostico. Poiché questo, in generale, richiede un'elevata potenza del computer, si raccomanda un approccio al caso peggiore come descritto sopra prima di una modellazione statistica completa.

 

Di ritorno

Per monitoraggio della qualità dell'aria si intende la misurazione sistematica degli inquinanti dell'aria ambiente al fine di poter valutare l'esposizione dei recettori vulnerabili (ad es. persone, animali, piante e opere d'arte) sulla base di norme e linee guida derivate dagli effetti osservati e/o stabilire la fonte dell'inquinamento atmosferico (analisi causale).

Le concentrazioni di inquinanti nell'aria ambiente sono influenzate dalla variazione spaziale o temporale delle emissioni di sostanze pericolose e dalla dinamica della loro dispersione nell'aria. Di conseguenza, si verificano marcate variazioni giornaliere e annuali delle concentrazioni. È praticamente impossibile determinare in modo unificato tutte queste diverse variazioni della qualità dell'aria (nel linguaggio statistico, la popolazione degli stati di qualità dell'aria). Pertanto, le misurazioni delle concentrazioni di inquinanti nell'aria ambiente hanno sempre il carattere di campioni spaziali o temporali casuali.

Pianificazione della misurazione

Il primo passo nella pianificazione della misurazione è formulare lo scopo della misurazione nel modo più preciso possibile. Domande importanti e campi operativi per il monitoraggio della qualità dell'aria includono:

Misura dell'area:

• determinazione rappresentativa dell'esposizione in un'area (monitoraggio generale dell'aria)
• misurazione rappresentativa dell'inquinamento preesistente nell'area di un impianto pianificato (permesso, TA Luft (Istruzione tecnica, aria))
• allarme smog (smog invernale, alte concentrazioni di ozono)
• misurazioni nei punti caldi dell'inquinamento atmosferico per stimare l'esposizione massima dei recettori (EU-NO₂ linea guida, misurazioni in canyon stradali, in conformità con la legge federale tedesca sul controllo delle immissioni)
• verificare i risultati degli interventi di abbattimento dell'inquinamento e l'andamento nel tempo
• misure di schermatura
• indagini scientifiche - ad esempio, il trasporto dell'inquinamento atmosferico, le conversioni chimiche, la calibrazione dei calcoli di dispersione.

 

Misura della struttura:

• misurazioni in risposta a reclami
• accertamento delle fonti di emissione, analisi causale
• misure in caso di incendi e rilasci accidentali
• verificare il successo delle misure di riduzione
• monitoraggio delle emissioni fuggitive di fabbrica.

 

L'obiettivo della pianificazione della misurazione è utilizzare adeguate procedure di misurazione e valutazione per rispondere a domande specifiche con sufficiente certezza e con la minima spesa possibile.

Un esempio dei parametri che dovrebbero essere utilizzati per la pianificazione della misurazione è presentato nella tabella 1, in relazione a una valutazione dell'inquinamento atmosferico nell'area di un impianto industriale pianificato. Riconoscendo che i requisiti formali variano a seconda della giurisdizione, va notato che qui si fa specifico riferimento alle procedure di licenza tedesche per gli impianti industriali.

Tabella 1. Parametri per la pianificazione della misurazione nella misurazione delle concentrazioni di inquinamento dell'aria ambiente (con esempio di applicazione)

 

L'esempio nella tabella 1 mostra il caso di una rete di misurazione che dovrebbe monitorare la qualità dell'aria in un'area specifica nel modo più rappresentativo possibile, da confrontare con i limiti di qualità dell'aria designati. L'idea alla base di questo approccio è che venga effettuata una scelta casuale dei siti di misurazione per coprire equamente luoghi in un'area con qualità dell'aria variabile (ad es. zone abitate, strade, zone industriali, parchi, centri urbani, periferie). Questo approccio può essere molto costoso in grandi aree a causa del numero di siti di misurazione necessari.

Un'altra concezione di una rete di misurazione inizia quindi con siti di misurazione selezionati in modo rappresentativo. Se si effettuano misurazioni della diversa qualità dell'aria nei luoghi più importanti e si conosce il periodo di tempo in cui gli oggetti protetti rimangono in questi "microambienti", è possibile determinare l'esposizione. Questo approccio può essere esteso ad altri microambienti (es. stanze interne, automobili) per stimare l'esposizione totale. La modellazione della diffusione o le misurazioni di screening possono aiutare nella scelta dei siti di misurazione giusti.

Un terzo approccio consiste nel misurare nei punti di presunta massima esposizione (ad esempio, per NO₂ e benzene nei canyon stradali). Se gli standard di valutazione sono soddisfatti in questo sito, vi è una probabilità sufficiente che ciò avvenga anche per tutti gli altri siti. Questo approccio, focalizzato sui punti critici, richiede relativamente pochi siti di misura, ma questi devono essere scelti con particolare cura. Questo particolare metodo rischia di sovrastimare l'esposizione reale.

I parametri di tempo di misura, valutazione dei dati di misura e frequenza di misura sono essenzialmente dati nella definizione degli standard di valutazione (limiti) e del livello di certezza desiderato dei risultati. I limiti di soglia e le condizioni periferiche da considerare nella pianificazione della misurazione sono correlati. Utilizzando procedure di misurazione continue, è possibile ottenere una risoluzione che è temporalmente pressoché continua. Ma questo è necessario solo nel monitoraggio dei valori di picco e/o per gli avvisi di smog; per il monitoraggio dei valori medi annuali, ad esempio, sono adeguate misurazioni discontinue.

La sezione seguente è dedicata alla descrizione delle capacità delle procedure di misura e del controllo di qualità come ulteriore parametro importante per la pianificazione delle misure.

Certificazione di qualità

Le misurazioni delle concentrazioni di inquinanti nell'aria ambiente possono essere costose da condurre ei risultati possono influenzare decisioni significative con gravi implicazioni economiche o ecologiche. Pertanto, le misure di garanzia della qualità sono parte integrante del processo di misurazione. Occorre qui distinguere due aree.

Misure orientate alla procedura

Ogni procedura di misurazione completa consiste in diverse fasi: campionamento, preparazione del campione e pulizia; separazione, rilevamento (fase analitica finale); e raccolta e valutazione dei dati. In alcuni casi, in particolare con la misurazione continua di gas inorganici, è possibile tralasciare alcune fasi della procedura (ad es. la separazione). Nell'effettuare le misurazioni si dovrebbe adoperarsi per una completa aderenza alle procedure. Dovrebbero essere seguite procedure standardizzate e quindi ampiamente documentate, sotto forma di norme DIN/ISO, norme CEN o linee guida VDI.

Misure orientate all'utente

L'utilizzo di apparecchiature e procedure standardizzate e collaudate per la misurazione della concentrazione di inquinanti nell'aria ambiente non può da solo garantire una qualità accettabile se l'utente non utilizza metodi adeguati di controllo della qualità. Le serie di norme DIN/EN/ISO 9000 (Norme per la gestione della qualità e la garanzia della qualità), EN 45000 (che definisce i requisiti per i laboratori di prova) e la Guida ISO 25 (Requisiti generali per la competenza dei laboratori di taratura e prova) sono importanti per gli utenti misure orientate a garantire la qualità.

Aspetti importanti delle misure di controllo della qualità degli utenti includono:

• accettazione e pratica del contenuto delle misure nel senso della buona pratica di laboratorio (BPL)
• corretta manutenzione delle apparecchiature di misura, misure qualificate per eliminare le interruzioni e garantire le riparazioni
• effettuare tarature e controlli periodici per garantire il corretto funzionamento
• svolgimento di test interlaboratorio.

 

Procedure di misurazione

Procedure di misura per gas inorganici

Esiste una vasta gamma di procedure di misurazione per l'ampia gamma di gas inorganici. Distingueremo tra metodi manuali e automatici.

Procedure manuali

Nel caso di procedure di misurazione manuali per gas inorganici, la sostanza da misurare viene normalmente adsorbita durante il campionamento in una soluzione o materiale solido. Nella maggior parte dei casi viene effettuata una determinazione fotometrica dopo un'appropriata reazione cromatica. Diverse procedure di misurazione manuale hanno un significato speciale come procedure di riferimento. A causa del costo del personale relativamente elevato, queste procedure manuali vengono eseguite solo raramente per le misurazioni sul campo oggi, quando sono disponibili procedure automatiche alternative. Le procedure più importanti sono brevemente schematizzate nella tabella 2.

Tabella 2. Procedure di misurazione manuale per gas inorganici

DL = limite di rilevamento; s = deviazione standard; rel. s = relativo s.

Una speciale variante di campionamento, utilizzata principalmente in connessione con procedure di misurazione manuali, è il tubo di separazione per diffusione (denuder). La tecnica del denudatore ha lo scopo di separare le fasi gassose e particellari utilizzando le loro diverse velocità di diffusione. Pertanto, viene spesso utilizzato per problemi di separazione difficili (ad es. ammoniaca e composti di ammonio; ossidi di azoto, acido nitrico e nitrati; ossidi di zolfo, acido solforico e solfati o alogenuri/alogenuri di idrogeno). Nella tecnica classica del denuder, l'aria di prova viene aspirata attraverso un tubo di vetro con un rivestimento speciale, a seconda del materiale o dei materiali da raccogliere. La tecnica del denudatore è stata ulteriormente sviluppata in molte varianti e anche parzialmente automatizzata. Ha notevolmente ampliato le possibilità di campionamento differenziato, ma, a seconda della variante, può essere molto laborioso e un corretto utilizzo richiede molta esperienza.

Procedure automatizzate

Sul mercato sono disponibili numerosi monitor di misurazione continua per anidride solforosa, ossidi di azoto, monossido di carbonio e ozono. Per la maggior parte sono utilizzati in particolare nelle reti di misura. Le caratteristiche più importanti dei singoli metodi sono raccolte nella tabella 3.

Tabella 3. Procedure di misurazione automatizzate per gas inorganici

 

Va qui sottolineato che tutte le procedure di misurazione automatiche basate su principi chimico-fisici devono essere tarate utilizzando procedure di riferimento (manuali). Poiché le apparecchiature automatiche nelle reti di misura spesso funzionano per periodi di tempo prolungati (ad esempio diverse settimane) senza la diretta supervisione umana, è indispensabile che il loro corretto funzionamento sia controllato regolarmente e automaticamente. Questo generalmente viene fatto utilizzando gas zero e di prova che possono essere prodotti con diversi metodi (preparazione dell'aria ambiente; bombole di gas pressurizzate; permeazione; diffusione; diluizione statica e dinamica).

Procedure di misurazione degli inquinanti atmosferici che formano polveri e loro composizione

Tra gli inquinanti atmosferici particolati si differenziano le polveri e il particolato sospeso (SPM). La caduta di polvere è costituita da particelle più grandi, che affondano a terra a causa delle loro dimensioni e del loro spessore. SPM comprende la frazione particellare che si disperde nell'atmosfera in maniera quasi stabile e quasi omogenea e quindi rimane sospesa per un certo tempo.

Misura di particolato sospeso e composti metallici in SPM

Come nel caso delle misurazioni degli inquinanti atmosferici gassosi, è possibile differenziare le procedure di misurazione continue e discontinue per SPM. Di norma, l'SPM viene prima separato su filtri in fibra di vetro o membrana. Segue una determinazione gravimetrica o radiometrica. A seconda del campionamento, si può distinguere tra una procedura per misurare l'SPM totale senza frazionamento in base alla dimensione delle particelle e una procedura di frazionamento per misurare la polvere fine.

I vantaggi e gli svantaggi delle misurazioni delle polveri sospese frazionate sono controversi a livello internazionale. In Germania, ad esempio, tutti i limiti di soglia e gli standard di valutazione si basano sul particolato totale in sospensione. Ciò significa che, per la maggior parte, vengono eseguite solo misurazioni SPM totali. Negli Stati Uniti, invece, è molto diffusa la cosiddetta procedura PM-10 (particolato £ 10μm). In questa procedura sono incluse solo particelle con un diametro aerodinamico fino a 10 μm (porzione di inclusione del 50%), che sono inalabili e possono entrare nei polmoni. Il piano è quello di introdurre la procedura PM-10 nell'Unione Europea come procedura di riferimento. Il costo per le misure di SPM frazionato è notevolmente superiore a quello per la misura della polvere totale in sospensione, perché i dispositivi di misura devono essere dotati di teste di campionamento speciali e costose che richiedono una manutenzione costosa. La tabella 4 contiene dettagli sulle procedure di misurazione SPM più importanti.

Tabella 4. Procedure di misurazione del particolato sospeso (SPM)

 

Recentemente sono stati sviluppati anche cambiafiltri automatici che contengono un numero maggiore di filtri e li forniscono al campionatore, uno dopo l'altro, a intervalli temporizzati. I filtri esposti sono conservati in un caricatore. I limiti di rilevamento per le procedure di filtraggio sono compresi tra 5 e 10 μg/m³ di polvere, di regola.

Infine, va menzionata la procedura del fumo nero per le misurazioni SPM. Proveniente dalla Gran Bretagna, è stato incorporato nelle linee guida dell'UE per SO₂ e polvere in sospensione. In questa procedura, l'annerimento del filtro rivestito viene misurato con un fotometro reflex dopo il campionamento. I valori di fumo nero così ottenuti fotometricamente vengono convertiti in unità gravimetriche (μg/m³) con l'ausilio di una curva di calibrazione. Poiché questa funzione di calibrazione dipende in larga misura dalla composizione della polvere, in particolare dal suo contenuto di fuliggine, la conversione in unità gravimetriche è problematica.

Oggi, i composti metallici vengono spesso determinati di routine in campioni di immissione di polveri sospese. In generale, la raccolta delle polveri in sospensione sui filtri è seguita da una dissoluzione chimica delle polveri separate, in quanto le fasi analitiche finali più comuni presuppongono la conversione dei composti metallici e metalloidi in soluzione acquosa. In pratica, i metodi di gran lunga più importanti sono la spettroscopia di assorbimento atomico (AAS) e la spettroscopia con eccitazione del plasma (ICP-OES). Altre procedure per la determinazione dei composti metallici nelle polveri sospese sono l'analisi della fluorescenza ai raggi X, la polarografia e l'analisi dell'attivazione dei neutroni. Sebbene i composti metallici siano stati misurati per più di un decennio come componenti di SPM nell'aria esterna in determinati siti di misurazione, rimangono importanti domande senza risposta. Pertanto il campionamento convenzionale mediante separazione delle polveri sospese sui filtri presuppone che la separazione dei composti di metalli pesanti sul filtro sia completa. Tuttavia, nella letteratura sono state trovate indicazioni precedenti che lo mettono in dubbio. I risultati sono molto eterogenei.

Un ulteriore problema risiede nel fatto che nell'analisi dei composti metallici nelle polveri sospese non è possibile distinguere forme diverse dei composti, o singoli composti dei rispettivi elementi, utilizzando le procedure di misura convenzionali. Mentre in molti casi è possibile effettuare determinazioni totali adeguate, sarebbe auspicabile una differenziazione più completa con alcuni metalli particolarmente cancerogeni (As, Cd, Cr, Ni, Co, Be). Ci sono spesso grandi differenze negli effetti cancerogeni degli elementi e dei loro singoli composti (ad esempio, i composti del cromo nei livelli di ossidazione III e VI - solo quelli nel livello VI sono cancerogeni). In tali casi sarebbe auspicabile una misurazione specifica dei singoli composti (analisi delle specie). Nonostante l'importanza di questo problema, nella tecnica di misurazione vengono fatti solo i primi tentativi di analisi delle specie.

Misura della caduta di polvere e dei composti metallici nella caduta di polvere

Per raccogliere la caduta di polvere vengono utilizzati due metodi fondamentalmente diversi:

• campionamento in recipienti di raccolta

• campionamento su superfici adesive.

 

Una procedura popolare per misurare la caduta di polvere (polvere depositata) è la cosiddetta procedura Bergerhoff. In questa procedura l'intera precipitazione atmosferica (deposizioni secche e umide) viene raccolta nell'arco di 30 ± 2 giorni in recipienti a circa 1.5-2.0 metri dal suolo (deposizione di massa). Quindi i recipienti di raccolta vengono portati in laboratorio e preparati (filtrati, acqua evaporata, essiccata, pesata). Il risultato è calcolato sulla base della superficie del recipiente di raccolta e del tempo di esposizione in grammi per metro quadro e giorno (g/m²d). Il limite di rilevamento relativo è di 0.035 g/m²d.

Ulteriori procedure per la raccolta della polvere caduta includono il dispositivo Liesegang-Löbner e metodi che raccolgono la polvere depositata su fogli adesivi.

Tutti i risultati delle misurazioni per la caduta di polvere sono valori relativi che dipendono dall'apparecchiatura utilizzata, poiché la separazione della polvere è influenzata dalle condizioni di flusso nel dispositivo e da altri parametri. Le differenze nei valori di misurazione ottenuti con le diverse procedure possono raggiungere il 50%.

Importante è anche la composizione della polvere depositata, come il contenuto di piombo, cadmio e altri composti metallici. Le procedure analitiche utilizzate per questo sono sostanzialmente le stesse utilizzate per le polveri in sospensione.

Misurazione di materiali speciali sotto forma di polvere

I materiali speciali sotto forma di polvere includono amianto e fuliggine. La raccolta delle fibre come inquinanti atmosferici è importante poiché l'amianto è stato classificato come materiale cancerogeno confermato. Le fibre con un diametro di D ≤ 3μm e una lunghezza di L ≥ 5μm, dove L:D ≥ 3, sono considerate cancerogene. Le procedure di misurazione dei materiali fibrosi consistono nel contare, al microscopio, le fibre che sono state separate sui filtri. Solo le procedure al microscopio elettronico possono essere prese in considerazione per le misurazioni dell'aria esterna. Le fibre vengono separate su filtri porosi rivestiti in oro. Prima della valutazione in un microscopio a scansione elettronica, il campione viene liberato dalle sostanze organiche attraverso l'incenerimento del plasma direttamente sul filtro. Le fibre vengono contate su una parte della superficie filtrante, scelte a caso e classificate per geometria e tipologia di fibra. Con l'aiuto dell'analisi a raggi X a dispersione di energia (EDXA), le fibre di amianto, le fibre di solfato di calcio e altre fibre inorganiche possono essere differenziate sulla base della composizione elementare. L'intera procedura è estremamente costosa e richiede la massima cura per ottenere risultati affidabili.

La fuliggine sotto forma di particelle emesse dai motori diesel è diventata rilevante poiché anche la fuliggine diesel è stata classificata come cancerogena. A causa della sua composizione mutevole e complessa e del fatto che vari costituenti vengono emessi anche da altre fonti, non esiste una procedura di misurazione specifica per la fuliggine diesel. Tuttavia, per dire qualcosa di concreto sulle concentrazioni nell'aria ambiente, la fuliggine è convenzionalmente definita come carbonio elementare, come parte del carbonio totale. Viene misurato dopo il campionamento e una fase di estrazione e/o desorbimento termico. La determinazione del contenuto di carbonio avviene mediante combustione in un flusso di ossigeno e titolazione coulometrica o rilevamento IR non dispersivo dell'anidride carbonica formata nel processo.

In linea di principio, per misurare la fuliggine vengono utilizzati anche il cosiddetto aethalometer e il sensore fotoelettrico di aerosol.

Misurazione delle deposizioni umide

Insieme alla deposizione secca, la deposizione umida sotto pioggia, neve, nebbia e rugiada costituisce il mezzo più importante attraverso il quale i materiali nocivi entrano nel terreno, nell'acqua o nelle superfici vegetali dall'aria.

Per distinguere chiaramente la deposizione umida in caso di pioggia e neve (nebbia e rugiada presentano problemi particolari) dalla misura della deposizione totale (deposizione in massa, vedere la sezione "Misurazione della caduta di polvere e dei composti metallici" sopra) e della deposizione secca, i rain catcher, il cui l'apertura di raccolta è coperta quando non c'è pioggia (campionatore solo umido), vengono utilizzati per il campionamento. Con i sensori pioggia, che funzionano principalmente secondo il principio delle variazioni di conducibilità, la copertura viene aperta quando inizia a piovere e richiusa quando smette di piovere.

I campioni vengono trasferiti attraverso un imbuto (area aperta circa 500 cm² ed altro) in un contenitore di raccolta oscurato e possibilmente coibentato (di vetro o polietilene solo per i componenti inorganici).

In generale, l'analisi dell'acqua raccolta per i componenti inorganici può essere eseguita senza preparazione del campione. L'acqua deve essere centrifugata o filtrata se è visibilmente torbida. La conduttività, il valore del pH e gli anioni importanti (NO₃ ^- , COSÌ₄ ^2- , Cl^-) e cationi (Ca²⁺, K⁺, Mg²⁺, N / A⁺, NH₄ ⁺ e così via) vengono misurati regolarmente. Composti in tracce instabili e stati intermedi come H₂O₂ o HSO₃ ^- vengono misurati anche a scopo di ricerca.

Per l'analisi vengono utilizzate procedure generalmente disponibili per soluzioni acquose come la conduttometria per la conducibilità, gli elettrodi per i valori di pH, la spettroscopia di adsorbimento atomico per i cationi (vedere la sezione "Misurazione di materiali speciali sotto forma di polvere", sopra) e, sempre più, la cromatografia a scambio ionico con rilevamento della conducibilità per anioni.

I composti organici vengono estratti dall'acqua piovana con, ad esempio, diclorometano, oppure espulsi con argon e adsorbiti con tubi Tenax (solo materiali altamente volatili). I materiali vengono quindi sottoposti ad un'analisi gascromatografica (vedi “Procedure di misurazione degli inquinanti atmosferici organici”, di seguito).

La deposizione secca è direttamente correlata alle concentrazioni nell'aria ambiente. Le differenze di concentrazione di materiali nocivi trasportati dall'aria nella pioggia, tuttavia, sono relativamente piccole, quindi per misurare la deposizione umida sono adeguate reti di misurazione a maglie larghe. Gli esempi includono la rete di misurazione europea EMEP, in cui l'ingresso di ioni solfato e nitrato, alcuni cationi e valori di pH delle precipitazioni sono raccolti in circa 90 stazioni. Esistono anche vaste reti di misurazione in Nord America.

Procedure di misurazione ottica a lunga distanza

Mentre le procedure descritte finora catturano l'inquinamento atmosferico in un punto, le procedure di misurazione ottica a lunga distanza misurano in modo integrato su percorsi di luce di diversi chilometri o ne determinano la distribuzione spaziale. Utilizzano le caratteristiche di assorbimento dei gas nell'atmosfera nella gamma spettrale UV, visibile o IR e si basano sulla legge di Lambert-Beer, secondo la quale il prodotto del percorso della luce e della concentrazione è proporzionale all'estinzione misurata. Se l'emettitore e il ricevitore dell'impianto di misura cambiano la lunghezza d'onda, è possibile misurare più componenti in parallelo o in sequenza con un unico dispositivo.

In pratica, i sistemi di misurazione identificati nella tabella 5 svolgono il ruolo più importante.

Tabella 5. Procedure di misurazione a lunga distanza

LIDAR = Rilevamento e portata della luce; DIAL = assorbimento differenziale LIDAR.

 

Procedure di misurazione per gli inquinanti atmosferici organici

La misurazione dell'inquinamento atmosferico contenente componenti organici è complicata principalmente dalla gamma di materiali in questa classe di composti. Diverse centinaia di singoli componenti con caratteristiche tossicologiche, chimiche e fisiche molto diverse sono coperti dal titolo generale "inquinanti atmosferici organici" nei registri delle emissioni e nei piani di qualità dell'aria delle aree congestionate.

Soprattutto a causa delle grandi differenze nell'impatto potenziale, la raccolta dei singoli componenti rilevanti ha sempre più preso il posto delle procedure di sommatoria utilizzate in precedenza (ad es. Rivelatore a ionizzazione di fiamma, procedura del carbonio totale), i cui risultati non possono essere valutati tossicologicamente. Il metodo FID, invece, ha conservato un certo significato in relazione ad una breve colonna di separazione per separare il metano, fotochimicamente poco reattivo, e per raccogliere i composti organici volatili precursori (COV) per la formazione di fotoossidanti.

La frequente necessità di separare le complesse miscele di composti organici in singoli componenti rilevanti rende la misurazione virtualmente un esercizio di cromatografia applicata. Le procedure cromatografiche sono i metodi di scelta quando i composti organici sono sufficientemente stabili, termicamente e chimicamente. Per i materiali organici con gruppi funzionali reattivi, le procedure separate che utilizzano le caratteristiche fisiche dei gruppi funzionali o le reazioni chimiche per il rilevamento continuano a mantenere la loro posizione.

Gli esempi includono l'uso di ammine per convertire le aldeidi in idrazoni, con successiva misurazione fotometrica; derivatizzazione con 2,4-dinitrofenilidrazina e separazione del 2,4-idrazone che si forma; o formando coloranti azoici con p-nitroanilina per la rilevazione di fenoli e cresoli.

Tra le procedure cromatografiche, la gascromatografia (GC) e la cromatografia liquida ad alta pressione (HPLC) sono impiegate più frequentemente per separare le miscele spesso complesse. Per la gascromatografia, oggi vengono utilizzate quasi esclusivamente colonne di separazione con diametri molto stretti (da circa 0.2 a 0.3 mm e lunghe da circa 30 a 100 m), le cosiddette colonne capillari ad alta risoluzione (HRGC). Sono disponibili una serie di rivelatori per la ricerca dei singoli componenti dopo la colonna di separazione, come il già citato FID, l'ECD (electron capture detector, specifico per sostituti elettrofili come gli alogeni), il PID (photo-ionization detector, che è particolarmente sensibile agli idrocarburi aromatici e ad altri sistemi di elettroni p) e l'NPD (rivelatore termoionico specifico per composti di azoto e fosforo). L'HPLC utilizza speciali rivelatori a flusso continuo che, ad esempio, sono progettati come la cuvetta a flusso continuo di uno spettrometro UV.

Particolarmente efficace, ma anche particolarmente costoso, è l'uso di uno spettrometro di massa come rivelatore. L'identificazione veramente certa, soprattutto con miscele sconosciute di composti, è spesso possibile solo attraverso lo spettro di massa del composto organico. L'informazione qualitativa del cosiddetto tempo di ritenzione (tempo di permanenza del materiale nella colonna) contenuta nel cromatogramma con rivelatori convenzionali è integrata dalla rivelazione specifica dei singoli componenti mediante frammenti di massa con elevata sensibilità di rivelazione.

Il campionamento deve essere considerato prima dell'analisi vera e propria. La scelta del metodo di campionamento è determinata principalmente dalla volatilità, ma anche dall'intervallo di concentrazione previsto, dalla polarità e dalla stabilità chimica. Inoltre, con i composti non volatili, si deve scegliere tra misure di concentrazione e deposizione.

La tabella 6 fornisce una panoramica delle procedure comuni nel monitoraggio dell'aria per l'arricchimento attivo e l'analisi cromatografica dei composti organici, con esempi di applicazioni.

Tabella 6. Panoramica delle comuni procedure cromatografiche di misurazione della qualità dell'aria dei composti organici (con esempi di applicazioni)

GC = gascromatografia; GCMS = GC/spettroscopia di massa; FID = rivelatore a ionizzazione di fiamma; HRGC/ECD = GC/ECD ad alta risoluzione; ECD = rivelatore a cattura di elettroni; HPLC = cromatografia liquida ad alta prestazione. PID = rivelatore a fotoionizzazione.

 

Le misurazioni della deposizione di composti organici a bassa volatilità (ad es. dibenzodiossine e dibenzofurani (PCDD/PCDF), idrocarburi policiclici aromatici (IPA)) stanno acquisendo importanza dal punto di vista dell'impatto ambientale. Poiché il cibo è la principale fonte di assunzione da parte dell'uomo, il materiale trasportato dall'aria trasferito sulle piante alimentari è di grande importanza. Vi sono, tuttavia, prove che il trasferimento di materiale mediante deposizione di particolato è meno importante della deposizione a secco di composti quasi gassosi.

Per la misurazione della deposizione totale vengono utilizzati dispositivi standardizzati per la precipitazione delle polveri (es. procedura Bergerhoff), che sono stati leggermente modificati mediante oscuramento come protezione contro l'ingresso di luce intensa. Importanti problemi tecnici di misurazione, come la risospensione di particelle già separate, l'evaporazione o l'eventuale decomposizione fotolitica, vengono ora ricercati sistematicamente al fine di migliorare le procedure di campionamento non ottimali per i composti organici.

Indagini olfattometriche

Le indagini olfattometriche sulle immissioni vengono utilizzate nel monitoraggio per quantificare i reclami relativi agli odori e per determinare l'inquinamento di base nelle procedure di licenza. Servono principalmente a valutare se gli odori esistenti o previsti debbano essere classificati come significativi.

In linea di principio si possono distinguere tre approcci metodologici:

• misurazione della concentrazione di emissione (numero di unità di odore) con un olfattometro e successiva modellazione della dispersione

• misurazione dei singoli componenti (ad es. NH₃) o miscele di composti (es. gascromatografia di gas provenienti da discariche), se questi caratterizzano adeguatamente l'odore

• determinazione degli odori mediante ispezioni.

 

La prima possibilità combina la misurazione delle emissioni con la modellazione e, in senso stretto, non può essere classificata sotto il termine monitoraggio della qualità dell'aria. Nel terzo metodo, il naso umano viene utilizzato come rilevatore con una precisione significativamente ridotta rispetto ai metodi fisico-chimici.

I dettagli delle ispezioni, dei piani di misurazione e della valutazione dei risultati sono contenuti, ad esempio, nelle norme sulla protezione ambientale di alcuni stati tedeschi.

Procedure di misurazione dello screening

Talvolta vengono utilizzate procedure di misurazione semplificate per gli studi preparatori (screening). Gli esempi includono campionatori passivi, provette e procedure biologiche. Con i campionatori passivi (diffusivi), il materiale da testare viene raccolto con processi a flusso libero come diffusione, permeazione o adsorbimento in semplici forme di collettori (tubi, placche) e arricchito in filtri impregnati, reti o altri mezzi di adsorbimento. Il cosiddetto campionamento attivo (aspirazione dell'aria campione attraverso una pompa) quindi non si verifica. La quantità arricchita di materiale, determinata analiticamente in base a tempi di esposizione definiti, viene convertita in unità di concentrazione sulla base di leggi fisiche (es. di diffusione) con l'ausilio del tempo di raccolta e dei parametri geometrici del collettore. La metodologia deriva dal campo della salute sul lavoro (campionamento personale) e della misurazione dell'aria interna, ma viene sempre più utilizzata per le misurazioni della concentrazione di inquinanti nell'aria ambiente. Una panoramica può essere trovata in Brown 1993.

I tubi rivelatori sono spesso utilizzati per il campionamento e l'analisi preparatoria rapida dei gas. Un determinato volume d'aria di prova viene aspirato attraverso un tubo di vetro riempito con un reagente adsorbente che corrisponde all'obiettivo del test. Il contenuto della provetta cambia colore a seconda della concentrazione del materiale da determinare presente nell'aria di prova. Piccole provette sono spesso utilizzate nel campo del monitoraggio sul posto di lavoro o come procedura rapida in caso di incidenti, come gli incendi. Non vengono utilizzati per misurazioni di routine della concentrazione di inquinanti atmosferici a causa dei limiti di rilevamento generalmente troppo elevati e della selettività troppo limitata. Sono disponibili provette per rivelatori per numerosi materiali in vari intervalli di concentrazione.

Tra le procedure biologiche, due metodi sono stati accettati nel monitoraggio di routine. Con la procedura standardizzata di esposizione ai licheni, il tasso di mortalità del lichene viene determinato nel tempo di esposizione di 300 giorni. In un'altra procedura, l'erba del pascolo francese viene esposta per 14 ± 1 giorni. Quindi viene determinata la quantità di crescita. Entrambe le procedure servono come determinazioni sommarie degli effetti della concentrazione di inquinanti atmosferici.

Reti di monitoraggio della qualità dell'aria

In tutto il mondo vengono utilizzati i più svariati tipi di reti di qualità dell'aria. Occorre distinguere tra reti di misurazione, costituite da stazioni di misurazione automatiche controllate da computer (contenitori di misurazione) e reti di misurazione virtuali, che definiscono solo i punti di misurazione per vari tipi di misurazioni della concentrazione di inquinanti atmosferici sotto forma di una griglia preimpostata. I compiti e le concezioni delle reti di misurazione sono stati discussi sopra.

Reti di monitoraggio continuo

Le reti di misurazione a funzionamento continuo si basano su stazioni di misurazione automatiche e servono principalmente per il monitoraggio della qualità dell'aria nelle aree urbane. Vengono misurati inquinanti atmosferici come l'anidride solforosa (SO₂), polvere, monossido di azoto (NO), biossido di azoto (NO₂), monossido di carbonio (CO), ozono (O₃), e in parte anche la somma degli idrocarburi (metano libero, C_nH_m) o singoli componenti organici (ad es. benzene, toluene, xileni). Inoltre, a seconda delle necessità, sono inclusi parametri meteorologici come la direzione del vento, la velocità del vento, la temperatura dell'aria, l'umidità relativa, le precipitazioni, la radiazione globale o il bilancio della radiazione.

L'apparecchiatura di misurazione utilizzata nelle stazioni di misurazione è generalmente costituita da un analizzatore, un'unità di calibrazione e un'elettronica di controllo e guida, che monitora l'intera apparecchiatura di misurazione e contiene un'interfaccia standardizzata per la raccolta dei dati. Oltre ai valori di misurazione, l'apparecchiatura di misurazione fornisce i cosiddetti segnali di stato sugli errori e sullo stato operativo. La calibrazione dei dispositivi viene controllata automaticamente dal computer a intervalli regolari.

Di norma, le stazioni di misurazione sono collegate con linee dati fisse, connessioni dial o altri sistemi di trasferimento dati a un computer (computer di processo, workstation o PC, a seconda dell'entità del sistema) in cui i risultati della misurazione vengono inseriti, elaborati e visualizzato. I computer della rete di misura e, se necessario, personale appositamente addestrato controllano continuamente se vengono superati i vari limiti di soglia. In questo modo le situazioni critiche di qualità dell'aria possono essere riconosciute in qualsiasi momento. Questo è molto importante, soprattutto per il monitoraggio delle situazioni critiche di smog in inverno e in estate (foto-ossidanti) e per l'informazione pubblica aggiornata.

Reti di misura per misure di campioni casuali

Oltre alla rete di misurazione telemetrica, vengono utilizzati in varia misura altri sistemi di misurazione per il monitoraggio della qualità dell'aria. Gli esempi includono reti di misurazione (occasionalmente parzialmente automatizzate) per determinare:

• deposito di polvere e suoi componenti
• polveri sospese (SPM) e suoi componenti
• idrocarburi e idrocarburi clorurati
• materiali organici poco volatili (diossine, furani, bifenili policlorurati).

 

Una serie di sostanze misurate in questo modo sono state classificate come cancerogene, come i composti del cadmio, gli IPA o il benzene. Il loro monitoraggio è quindi particolarmente importante.

Per fornire un esempio di un programma completo, la tabella 7 riassume il monitoraggio della qualità dell'aria condotto sistematicamente nella Renania settentrionale-Vestfalia, che con 18 milioni di abitanti è lo stato più popoloso della Germania.

Tabella 7. Monitoraggio sistematico della qualità dell'aria nella Renania settentrionale-Vestfalia (Germania)

 

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Gestione dell'inquinamento atmosferico

L'obiettivo di un gestore di un sistema di controllo dell'inquinamento atmosferico è garantire che concentrazioni eccessive di inquinanti atmosferici non raggiungano un obiettivo suscettibile. Gli obiettivi potrebbero includere persone, piante, animali e materiali. In tutti i casi dovremmo preoccuparci dei più sensibili di ciascuno di questi gruppi. Gli inquinanti atmosferici potrebbero includere gas, vapori, aerosol e, in alcuni casi, materiali a rischio biologico. Un sistema ben progettato impedirà a un bersaglio di ricevere una concentrazione dannosa di un inquinante.

La maggior parte dei sistemi di controllo dell'inquinamento atmosferico implica una combinazione di diverse tecniche di controllo, di solito una combinazione di controlli tecnologici e controlli amministrativi, e in fonti più grandi o più complesse può esserci più di un tipo di controllo tecnologico.

Idealmente, la selezione dei controlli appropriati sarà effettuata nel contesto del problema da risolvere.

• Cosa viene emesso, in quale concentrazione?
• Quali sono gli obiettivi? Qual è il bersaglio più suscettibile?
• Quali sono i livelli di esposizione a breve termine accettabili?
• Quali sono i livelli di esposizione a lungo termine accettabili?
• Quale combinazione di controlli deve essere selezionata per garantire che i livelli di esposizione a breve ea lungo termine non vengano superati?

 

La tabella 1 descrive i passaggi di questo processo.

 

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Tabella 1. Passaggi nella selezione dei controlli dell'inquinamento

 

 

* Quando si impostano i livelli di esposizione nella Fase 3, è necessario ricordare che queste esposizioni sono esposizioni totali, non solo quelle della pianta. Una volta stabilito il livello accettabile, i livelli di fondo ei contributi di altre piante vengono semplicemente sottratti per determinare la quantità massima che la pianta può emettere senza superare il livello di esposizione accettabile. Se ciò non viene fatto e tre impianti possono emettere alla quantità massima, i gruppi target saranno esposti a tre volte il livello accettabile.

** Alcuni materiali come gli agenti cancerogeni non hanno una soglia al di sotto della quale non si verificheranno effetti nocivi. Pertanto, fintanto che una parte del materiale può fuoriuscire nell'ambiente, ci sarà qualche rischio per le popolazioni bersaglio. In questo caso non è possibile impostare un livello senza effetto (diverso da zero). Occorre invece stabilire un livello di rischio accettabile. Di solito questo valore è compreso tra 1 esito avverso su 100,000 e 1,000,000 di persone esposte.

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Alcune giurisdizioni hanno svolto parte del lavoro stabilendo standard basati sulla concentrazione massima di un contaminante che un bersaglio suscettibile può ricevere. Con questo tipo di standard, il gestore non deve eseguire i passaggi 2 e 3, poiché l'agenzia di regolamentazione lo ha già fatto. In base a questo sistema, il gestore deve stabilire solo gli standard di emissione incontrollata per ciascun inquinante (Fase 1), e quindi determinare quali controlli sono necessari per soddisfare lo standard (Fase 4).

Avendo standard di qualità dell'aria, le autorità di regolamentazione possono misurare le esposizioni individuali e quindi determinare se qualcuno è esposto a livelli potenzialmente dannosi. Si presume che gli standard fissati in queste condizioni siano sufficientemente bassi da proteggere il gruppo target più suscettibile. Questo non è sempre un presupposto sicuro. Come mostrato nella tabella 2, ci può essere un'ampia variazione negli standard comuni di qualità dell'aria. Gli standard di qualità dell'aria per l'anidride solforosa vanno da 30 a 140 μg/m³. Per i materiali regolamentati meno comunemente questa variazione può essere ancora maggiore (da 1.2 a 1,718 μg/m³), come mostrato nella tabella 3 per il benzene. Ciò non sorprende dato che l'economia può svolgere un ruolo importante nella definizione degli standard quanto la tossicologia. Se uno standard non è abbastanza basso da proteggere le popolazioni suscettibili, nessuno è ben servito. Le popolazioni esposte hanno una sensazione di falsa fiducia e possono inconsapevolmente essere messe a rischio. L'emettitore può inizialmente ritenere di aver beneficiato di uno standard indulgente, ma se gli effetti nella comunità richiedono all'azienda di riprogettare i propri controlli o installare nuovi controlli, i costi potrebbero essere superiori rispetto a farlo correttamente la prima volta.

Tabella 2. Gamma di standard di qualità dell'aria per un contaminante dell'aria comunemente controllato (anidride solforosa)

 

Tabella 3. Gamma di standard di qualità dell'aria per un contaminante dell'aria meno comunemente controllato (benzene)

I livelli sono stati standardizzati a un tempo medio di 24 ore per assistere nei confronti.

(Adattato da Calabrese e Kenyon 1991.)

 

A volte questo approccio graduale alla selezione dei controlli dell'inquinamento atmosferico è cortocircuitato e le autorità di regolamentazione e i progettisti vanno direttamente a una "soluzione universale". Uno di questi metodi è la migliore tecnologia di controllo disponibile (BACT). Si presume che utilizzando la migliore combinazione di scrubber, filtri e buone pratiche di lavoro su una fonte di emissione, si ottenga un livello di emissioni sufficientemente basso da proteggere il gruppo target più suscettibile. Spesso, il livello di emissione risultante sarà inferiore al minimo richiesto per proteggere i bersagli più sensibili. In questo modo tutte le esposizioni non necessarie dovrebbero essere eliminate. Esempi di BACT sono mostrati nella tabella 4.

Tabella 4. Esempi selezionati della migliore tecnologia di controllo disponibile (BACT) che mostrano il metodo di controllo utilizzato e l'efficienza stimata

 

BACT di per sé non garantisce livelli di controllo adeguati. Sebbene questo sia il miglior sistema di controllo basato su controlli di pulizia del gas e buone pratiche operative, BACT potrebbe non essere abbastanza buono se la sorgente è un impianto di grandi dimensioni o se si trova vicino a un obiettivo sensibile. La migliore tecnologia di controllo disponibile dovrebbe essere testata per assicurarsi che sia davvero sufficientemente buona. Gli standard di emissione risultanti dovrebbero essere controllati per determinare se possono ancora essere dannosi anche con i migliori controlli di pulizia del gas. Se gli standard di emissione sono ancora dannosi, potrebbero essere presi in considerazione altri controlli di base, come la selezione di processi o materiali più sicuri o il trasferimento in un'area meno sensibile.

Un'altra "soluzione universale" che aggira alcuni dei passaggi è rappresentata dagli standard di prestazione della sorgente. Molte giurisdizioni stabiliscono standard di emissione che non possono essere superati. Gli standard di emissione si basano sulle emissioni alla fonte. Di solito funziona bene, ma come BACT possono essere inaffidabili. I livelli dovrebbero essere sufficientemente bassi da mantenere le emissioni massime sufficientemente basse da proteggere le popolazioni target sensibili dalle emissioni tipiche. Tuttavia, come con la migliore tecnologia di controllo disponibile, questo potrebbe non essere abbastanza buono per proteggere tutti dove ci sono grandi fonti di emissioni o popolazioni suscettibili nelle vicinanze. Se questo è il caso, devono essere utilizzate altre procedure per garantire la sicurezza di tutti i gruppi target.

Sia il BACT che gli standard di emissione hanno un errore di base. Presumono che se nello stabilimento vengono soddisfatti determinati criteri, i gruppi target saranno automaticamente protetti. Non è detto che sia così, ma una volta che tale sistema è stato convertito in legge, gli effetti sull'obiettivo diventano secondari rispetto al rispetto della legge.

Il BACT e gli standard di emissione della sorgente oi criteri di progettazione dovrebbero essere utilizzati come criteri minimi per i controlli. Se il BACT oi criteri di emissione proteggeranno gli obiettivi suscettibili, allora possono essere utilizzati come previsto, altrimenti devono essere utilizzati altri controlli amministrativi.

Misure di controllo

I controlli possono essere suddivisi in due tipi fondamentali di controlli: tecnologico e amministrativo. I controlli tecnologici sono qui definiti come l'hardware posto su una fonte di emissione per ridurre i contaminanti nel flusso di gas a un livello accettabile per la comunità e che protegga l'obiettivo più sensibile. I controlli amministrativi sono qui definiti come altre misure di controllo.

Controlli tecnologici

I sistemi di purificazione del gas sono posizionati alla fonte, prima della ciminiera, per rimuovere i contaminanti dal flusso di gas prima di rilasciarlo nell'ambiente. La tabella 5 mostra un breve riepilogo delle diverse classi di sistema di pulizia del gas.

Tabella 5. Metodi di purificazione del gas per la rimozione di gas nocivi, vapori e particelle dalle emissioni dei processi industriali

 

Il depuratore di gas fa parte di un sistema complesso costituito da cappe, canalizzazioni, ventilatori, depuratori e camini. La progettazione, le prestazioni e la manutenzione di ciascuna parte influiscono sulle prestazioni di tutte le altre parti e del sistema nel suo insieme.

Va notato che l'efficienza del sistema varia ampiamente per ogni tipo di pulitore, a seconda del design, dell'energia assorbita e delle caratteristiche del flusso di gas e del contaminante. Di conseguenza, le efficienze campionarie nella tabella 5 sono solo approssimazioni. La variazione delle efficienze è dimostrata con gli scrubber a umido nella tabella 5. L'efficienza di raccolta degli scrubber a umido va dal 98.5% per particelle da 5 μm al 45% per particelle da 1 μm alla stessa caduta di pressione attraverso lo scrubber (6.8 poll. )). Per particelle della stessa dimensione, 1 μm, l'efficienza passa dal 45% di efficienza a 6.8 wg a 99.95 a 50 wg Di conseguenza, i depuratori di gas devono essere abbinati allo specifico flusso di gas in questione. Si sconsiglia l'uso di dispositivi generici.

Smaltimento dei rifiuti

Quando si selezionano e si progettano i sistemi di depurazione dei gas, è necessario prestare particolare attenzione allo smaltimento sicuro del materiale raccolto. Come mostrato nella tabella 6, alcuni processi producono grandi quantità di contaminanti. Se la maggior parte dei contaminanti viene raccolta dall'attrezzatura per la pulizia del gas, può esserci un problema di smaltimento dei rifiuti pericolosi.

Tabella 6. Tassi di emissione incontrollata campione per processi industriali selezionati

 

In alcuni casi i rifiuti possono contenere prodotti di valore che possono essere riciclati, come metalli pesanti da una fonderia o solventi da una linea di verniciatura. I rifiuti possono essere utilizzati come materia prima per un altro processo industriale, ad esempio l'anidride solforosa raccolta come acido solforico può essere utilizzata nella produzione di fertilizzanti.

Dove i rifiuti non possono essere riciclati o riutilizzati, lo smaltimento potrebbe non essere semplice. Non solo il volume può essere un problema, ma possono essere pericolosi essi stessi. Ad esempio, se l'acido solforico catturato da una caldaia o da una fonderia non può essere riutilizzato, dovrà essere ulteriormente trattato per neutralizzarlo prima dello smaltimento.

Dispersione

La dispersione può ridurre la concentrazione di un inquinante su un bersaglio. Tuttavia, va ricordato che la dispersione non riduce la quantità totale di materiale che esce da un impianto. Una pila alta consente solo al pennacchio di espandersi e di essere diluito prima che raggiunga il livello del suolo, dove è probabile che esistano bersagli sensibili. Se l'inquinante è principalmente un fastidio, come un odore, la dispersione può essere accettabile. Tuttavia, se il materiale è persistente o cumulativo, come i metalli pesanti, la diluizione potrebbe non essere una risposta a un problema di inquinamento atmosferico.

La dispersione deve essere usata con cautela. Devono essere prese in considerazione le condizioni meteorologiche locali e della superficie del suolo. Ad esempio, nei climi più freddi, in particolare con la copertura nevosa, possono verificarsi frequenti inversioni di temperatura che possono intrappolare gli inquinanti vicino al suolo, con conseguenti esposizioni inaspettatamente elevate. Allo stesso modo, se una pianta si trova in una valle, i pennacchi possono spostarsi su e giù per la valle o essere bloccati dalle colline circostanti in modo che non si estendano e si disperdano come previsto.

Controlli amministrativi

Oltre ai sistemi tecnologici, c'è un altro gruppo di controlli che deve essere considerato nella progettazione complessiva di un sistema di controllo dell'inquinamento atmosferico. Per la maggior parte provengono dagli strumenti di base dell'igiene industriale.

Sostituzione

Uno dei metodi di igiene del lavoro preferiti per controllare i rischi ambientali sul posto di lavoro è sostituire un materiale o un processo più sicuro. Se è possibile utilizzare un processo o un materiale più sicuro ed evitare emissioni nocive, il tipo o l'efficacia dei controlli diventa accademico. È meglio evitare il problema piuttosto che cercare di correggere una prima decisione sbagliata. Esempi di sostituzione includono l'uso di combustibili più puliti, coperture per lo stoccaggio di grandi quantità e temperature ridotte negli essiccatori.

Ciò vale sia per gli acquisti minori che per i principali criteri di progettazione dell'impianto. Se vengono acquistati solo prodotti o processi sicuri per l'ambiente, non ci saranno rischi per l'ambiente, all'interno o all'esterno. Se viene effettuato l'acquisto sbagliato, il resto del programma consiste nel cercare di compensare quella prima decisione. Se viene acquistato un prodotto o un processo a basso costo ma pericoloso, potrebbe richiedere procedure e attrezzature di manipolazione speciali e metodi di smaltimento speciali. Di conseguenza, l'articolo a basso costo può avere solo un basso prezzo di acquisto, ma un prezzo elevato per il suo utilizzo e smaltimento. Forse un materiale o un processo più sicuro ma più costoso sarebbe stato meno costoso a lungo termine.

Ventilazione locale

Sono richiesti controlli per tutti i problemi identificati che non possono essere evitati sostituendo materiali o metodi più sicuri. Le emissioni iniziano dal singolo cantiere, non dal camino. Un sistema di ventilazione che catturi e controlli le emissioni alla fonte contribuirà a proteggere la comunità se adeguatamente progettato. Le cappe e i condotti del sistema di ventilazione fanno parte del sistema di controllo totale dell'inquinamento atmosferico.

È preferibile un sistema di ventilazione locale. Non diluisce i contaminanti e fornisce un flusso di gas concentrato che è più facile da pulire prima del rilascio nell'ambiente. Le attrezzature per la pulizia del gas sono più efficienti quando si pulisce l'aria con concentrazioni più elevate di contaminanti. Ad esempio, una cappa di cattura sopra il beccuccio di versamento di un forno metallico impedirà ai contaminanti di entrare nell'ambiente e convoglierà i fumi al sistema di depurazione del gas. Nella tabella 5 si può vedere che l'efficienza di pulizia per i detergenti ad assorbimento e adsorbimento aumenta con la concentrazione del contaminante e i detergenti a condensazione non sono raccomandati per bassi livelli (<2,000 ppm) di contaminanti.

Se gli inquinanti non vengono catturati alla fonte e possono fuoriuscire attraverso le finestre e le aperture di ventilazione, diventano emissioni fuggitive incontrollate. In alcuni casi, queste emissioni fuggitive incontrollate possono avere un impatto significativo sulle immediate vicinanze.

Isolamento

L'isolamento, ovvero la localizzazione dell'impianto lontano da bersagli sensibili, può essere un importante metodo di controllo quando i controlli tecnici sono di per sé inadeguati. Questo può essere l'unico mezzo per raggiungere un livello di controllo accettabile quando si deve fare affidamento sulla migliore tecnologia di controllo disponibile (BACT). Se, dopo aver applicato i migliori controlli disponibili, un gruppo target è ancora a rischio, è necessario prendere in considerazione la possibilità di trovare un sito alternativo in cui non siano presenti popolazioni sensibili.

L'isolamento, come presentato sopra, è un mezzo per separare una singola pianta da bersagli suscettibili. Un altro sistema di isolamento è dove le autorità locali usano la suddivisione in zone per separare le classi di industrie dagli obiettivi sensibili. Una volta che le industrie sono state separate dalle popolazioni target, la popolazione non dovrebbe essere autorizzata a trasferirsi vicino alla struttura. Anche se questo sembra buon senso, non viene utilizzato tutte le volte che dovrebbe essere.

Procedure di lavoro

Le procedure di lavoro devono essere sviluppate per garantire che le attrezzature siano utilizzate in modo corretto e sicuro, senza rischi per i lavoratori o per l'ambiente. I complessi sistemi di inquinamento atmosferico devono essere mantenuti e gestiti correttamente se devono svolgere il proprio lavoro come previsto. Un fattore importante in questo è la formazione del personale. Il personale deve essere addestrato su come utilizzare e mantenere l'attrezzatura per ridurre o eliminare la quantità di materiali pericolosi emessi sul posto di lavoro o nella comunità. In alcuni casi BACT si basa su buone pratiche per garantire risultati accettabili.

Monitoraggio in tempo reale

Un sistema basato sul monitoraggio in tempo reale non è popolare e non è comunemente utilizzato. In questo caso, l'emissione continua e il monitoraggio meteorologico possono essere combinati con la modellazione della dispersione per prevedere le esposizioni sottovento. Quando le esposizioni previste si avvicinano ai livelli accettabili, le informazioni vengono utilizzate per ridurre i tassi di produzione e le emissioni. Questo è un metodo inefficiente, ma può essere un metodo di controllo provvisorio accettabile per una struttura esistente.

Il contrario di questo per annunciare avvertimenti al pubblico quando le condizioni sono tali che possono esistere concentrazioni eccessive di contaminanti, in modo che il pubblico possa intraprendere azioni appropriate. Ad esempio, se viene inviato un avviso che le condizioni atmosferiche sono tali che i livelli di anidride solforosa sottovento di una fonderia sono eccessivi, le popolazioni sensibili come gli asmatici saprebbero di non uscire. Ancora una volta, questo può essere un controllo provvisorio accettabile fino a quando non vengono installati controlli permanenti.

Il monitoraggio atmosferico e meteorologico in tempo reale viene talvolta utilizzato per evitare o ridurre i principali eventi di inquinamento atmosferico in cui possono esistere più fonti. Quando diventa evidente che sono probabili livelli eccessivi di inquinamento atmosferico, l'uso personale delle automobili può essere limitato e le principali industrie che emettono emissioni possono essere chiuse.

Manutenzione/pulizie

In tutti i casi l'efficacia dei controlli dipende da una corretta manutenzione; l'apparecchiatura deve funzionare come previsto. Non solo i controlli dell'inquinamento atmosferico devono essere mantenuti e utilizzati come previsto, ma i processi che generano potenziali emissioni devono essere mantenuti e gestiti correttamente. Un esempio di processo industriale è un essiccatore per trucioli di legno con un regolatore di temperatura difettoso; se l'essiccatore viene fatto funzionare a una temperatura troppo elevata, emetterà più materiali, e forse un diverso tipo di materiale, dal legno essiccato. Un esempio di manutenzione del depuratore di gas che incide sulle emissioni sarebbe un filtro a maniche mal mantenuto con sacchetti rotti, che consentirebbero il passaggio del particolato attraverso il filtro.

Anche le pulizie svolgono un ruolo importante nel controllo delle emissioni totali. Le polveri che non vengono rapidamente rimosse all'interno dell'impianto possono essere ritrascinate e rappresentare un pericolo per il personale. Se le polveri vengono trasportate all'esterno dell'impianto, rappresentano un pericolo per la comunità. Una scarsa pulizia nel cortile dell'impianto potrebbe rappresentare un rischio significativo per la comunità. I materiali sfusi scoperti, i rifiuti vegetali o le polveri sollevate dai veicoli possono provocare il trasporto di sostanze inquinanti all'interno della comunità attraverso i venti. Mantenere pulito il piazzale, utilizzando appositi contenitori o siti di stoccaggio, è importante per ridurre le emissioni totali. Un sistema deve essere non solo progettato correttamente, ma anche utilizzato correttamente se si vuole proteggere la comunità.

Un esempio peggiore di scarsa manutenzione e pulizia sarebbe l'impianto di recupero del piombo con un trasportatore di polvere di piombo rotto. La polvere è stata lasciata fuoriuscire dal nastro trasportatore fino a quando la pila era così alta che la polvere poteva scivolare giù dalla pila e fuoriuscire da una finestra rotta. I venti locali hanno poi portato la polvere intorno al quartiere.

Attrezzatura per il campionamento delle emissioni

Il campionamento della sorgente può essere effettuato per diversi motivi:

• Caratterizzare le emissioni. Per progettare un sistema di controllo dell'inquinamento atmosferico, è necessario sapere cosa viene emesso. Occorre conoscere non solo il volume del gas, ma anche la quantità, l'identità e, nel caso del particolato, la distribuzione granulometrica del materiale emesso. Le stesse informazioni sono necessarie per catalogare le emissioni totali in un quartiere.

• Per testare l'efficienza delle apparecchiature. Dopo che un sistema di controllo dell'inquinamento atmosferico è stato acquistato, dovrebbe essere testato per assicurarsi che stia svolgendo il lavoro previsto.

• Come parte di un sistema di controllo. Quando le emissioni vengono continuamente monitorate, i dati possono essere utilizzati per mettere a punto il sistema di controllo dell'inquinamento atmosferico o il funzionamento dell'impianto stesso.

• Per determinare la conformità. Quando gli standard normativi includono limiti di emissione, il campionamento delle emissioni può essere utilizzato per determinare la conformità o la non conformità agli standard.

 

Il tipo di sistema di campionamento utilizzato dipenderà dal motivo del prelievo dei campioni, dai costi, dalla disponibilità della tecnologia e dalla formazione del personale.

Emissioni visibili

Laddove vi sia il desiderio di ridurre il potere inquinante dell'aria, migliorare la visibilità o impedire l'introduzione di aerosol nell'atmosfera, gli standard possono basarsi sulle emissioni visibili.

Le emissioni visibili sono composte da piccole particelle o gas colorati. Più un pennacchio è opaco, più materiale viene emesso. Questa caratteristica è evidente alla vista e osservatori addestrati possono essere utilizzati per valutare i livelli di emissione. Ci sono diversi vantaggi nell'usare questo metodo di valutazione degli standard di emissione:

• Non è richiesta alcuna attrezzatura costosa.

• Una persona può fare molte osservazioni in un giorno.

• Gli operatori dell'impianto possono valutare rapidamente gli effetti delle modifiche al processo a basso costo.

• I trasgressori possono essere citati senza dover testare la fonte in termini di tempo.

• È possibile individuare le emissioni discutibili e determinare le emissioni effettive mediante il test della fonte come descritto nelle sezioni seguenti.

 

Campionamento estrattivo

Un metodo di campionamento molto più rigoroso richiede che un campione del flusso di gas venga rimosso dal camino e analizzato. Anche se sembra semplice, non si traduce in un semplice metodo di campionamento.

Il campione dovrebbe essere raccolto in modo isocinetico, soprattutto quando si raccolgono particelle. Il campionamento isocinetico è definito come campionamento aspirando il campione nella sonda di campionamento alla stessa velocità con cui il materiale si muove nel camino o nel condotto. Questo viene fatto misurando la velocità del flusso di gas con un tubo di Pitot e quindi regolando la velocità di campionamento in modo che il campione entri nella sonda alla stessa velocità. Questo è essenziale quando si campiona il particolato, poiché le particelle più grandi e più pesanti non seguiranno un cambiamento di direzione o velocità. Di conseguenza, la concentrazione di particelle più grandi nel campione non sarà rappresentativa del flusso di gas e il campione sarà impreciso.

Un treno di campioni per il biossido di zolfo è mostrato nella figura 1. Non è semplice ed è necessario un operatore addestrato per garantire che un campione venga raccolto correttamente. Se si deve campionare qualcosa di diverso dall'anidride solforosa, è possibile rimuovere i gorgogliatori e il bagno di ghiaccio e inserire l'apposito dispositivo di raccolta.

Figura 1. Schema di un treno di campionamento isocinetico per l'anidride solforosa

Il campionamento estrattivo, in particolare il campionamento isocinetico, può essere molto accurato e versatile e ha diversi usi:

• Si tratta di un metodo di campionamento riconosciuto con adeguati controlli di qualità, e quindi può essere utilizzato per determinare la conformità agli standard.

• La potenziale accuratezza del metodo lo rende adatto per il test delle prestazioni di nuove apparecchiature di controllo.

• Poiché i campioni possono essere raccolti e analizzati in condizioni di laboratorio controllate per molti componenti, è utile per caratterizzare il flusso di gas.

 

Un sistema di campionamento semplificato e automatizzato può essere collegato ad un analizzatore continuo di gas (sensori elettrochimici, fotometrici a ultravioletti oa ionizzazione di fiamma) o di particolato (nefelometro) per monitorare in continuo le emissioni. Questo può fornire la documentazione delle emissioni e lo stato operativo istantaneo del sistema di controllo dell'inquinamento atmosferico.

Campionamento in situ

Le emissioni possono anche essere campionate nel camino. La Figura 2 è una rappresentazione di un semplice trasmissometro utilizzato per misurare i materiali nel flusso di gas. In questo esempio, un raggio di luce viene proiettato attraverso la pila verso una fotocellula. Le particelle o il gas colorato assorbiranno o bloccheranno parte della luce. Più materiale c'è, meno luce arriverà alla fotocellula. (Vedi figura 2.)

Figura 2. Un semplice trasmissometro per misurare il particolato in un camino

Utilizzando diverse sorgenti luminose e rilevatori come la luce ultravioletta (UV), è possibile rilevare gas trasparenti alla luce visibile. Questi dispositivi possono essere sintonizzati su gas specifici e quindi possono misurare la concentrazione di gas nel flusso di rifiuti.

An on-site Il sistema di monitoraggio presenta un vantaggio rispetto a un sistema estrattivo in quanto può misurare la concentrazione attraverso l'intero camino o condotto, mentre il metodo estrattivo misura le concentrazioni solo nel punto da cui è stato estratto il campione. Ciò può causare errori significativi se il flusso del gas campione non è ben miscelato. Tuttavia, il metodo estrattivo offre più metodi di analisi e quindi forse può essere utilizzato in più applicazioni.

Poiché on-site system fornisce una lettura continua, può essere utilizzato per documentare le emissioni o per mettere a punto il sistema operativo.

 

Di ritorno

Questo articolo ha lo scopo di fornire al lettore una comprensione della tecnologia attualmente disponibile per avvicinarsi al controllo dell'inquinamento idrico, basandosi sulla discussione delle tendenze e dell'occorrenza fornita da Hespanhol e Helmer nel capitolo Rischi ambientali per la salute. Le sezioni seguenti affrontano il controllo dei problemi di inquinamento delle acque, prima sotto il titolo "Controllo dell'inquinamento delle acque superficiali" e poi sotto il titolo "Controllo dell'inquinamento delle acque sotterranee".

Controllo dell'inquinamento delle acque superficiali

Definizione di inquinamento delle acque

L'inquinamento idrico si riferisce allo stato qualitativo di impurità o impurità nelle acque idrologiche di una determinata regione, come uno spartiacque. Deriva da un evento o processo che provoca una riduzione dell'utilità delle acque della terra, soprattutto in relazione agli effetti sulla salute umana e sull'ambiente. Il processo di inquinamento sottolinea la perdita di purezza attraverso la contaminazione, che implica inoltre l'intrusione o il contatto con una fonte esterna come causa. Il termine contaminato viene applicato a livelli estremamente bassi di inquinamento dell'acqua, come nella loro iniziale corruzione e decadimento. La contaminazione è il risultato dell'inquinamento e suggerisce violazione o profanazione.

Acque idrologiche

Le acque naturali della terra possono essere viste come un sistema a circolazione continua, come mostrato nella figura 1, che fornisce un'illustrazione grafica delle acque nel ciclo idrologico, comprese le acque superficiali e sotterranee.

Figura 1. Il ciclo idrologico

Come riferimento per la qualità dell'acqua, le acque distillate (H₂O) rappresentano il più alto stato di purezza. Le acque nel ciclo idrologico possono essere viste come naturali, ma non sono pure. Diventano inquinati da attività sia naturali che umane. Gli effetti del degrado naturale possono derivare da una miriade di fonti - da fauna, flora, eruzioni vulcaniche, fulmini che causano incendi e così via, che a lungo termine sono considerati livelli di fondo prevalenti per scopi scientifici.

L'inquinamento prodotto dall'uomo sconvolge l'equilibrio naturale sovrapponendo materiali di scarto scaricati da varie fonti. Gli inquinanti possono essere introdotti nelle acque del ciclo idrologico in qualsiasi momento. Ad esempio: le precipitazioni atmosferiche (pioggia) possono essere contaminate da inquinanti atmosferici; le acque superficiali possono essere inquinate nel processo di deflusso dai bacini idrografici; le acque reflue possono essere scaricate in corsi d'acqua e fiumi; e le acque sotterranee possono essere inquinate attraverso l'infiltrazione e la contaminazione sotterranea.

 

 

La figura 2 mostra una distribuzione delle acque idrologiche. L'inquinamento si sovrappone quindi a queste acque e può quindi essere visto come una condizione ambientale innaturale o squilibrata. Il processo di inquinamento può verificarsi nelle acque di qualsiasi parte del ciclo idrologico ed è più evidente sulla superficie terrestre sotto forma di deflusso dai bacini idrografici nei torrenti e nei fiumi. Tuttavia, anche l'inquinamento delle acque sotterranee ha un notevole impatto ambientale ed è discusso dopo la sezione sull'inquinamento delle acque superficiali.

Figura 2. Distribuzione delle precipitazioni

Fonti spartiacque di inquinamento delle acque

I bacini idrografici sono il dominio di origine dell'inquinamento delle acque superficiali. Uno spartiacque è definito come un'area della superficie terrestre su cui le acque idrologiche cadono, si accumulano, vengono utilizzate, smaltite e infine scaricate in corsi d'acqua, fiumi o altri corpi idrici. È costituito da un sistema di drenaggio con deflusso finale o raccolta in un ruscello o fiume. I grandi bacini fluviali sono generalmente indicati come bacini di drenaggio. La figura 3 è una rappresentazione del ciclo idrologico su uno spartiacque regionale. Per una regione, la disposizione delle varie acque può essere scritta come una semplice equazione, che è l'equazione base dell'idrologia scritta da Viessman, Lewis e Knapp (1989); unità tipiche sono mm/anno:

P - R - SOL - MI - T =±S

dove:

P = precipitazione (cioè pioggia, nevicata, grandine)

R = deflusso o deflusso superficiale spartiacque

G = acque sotterranee

E = evaporazione

T = traspirazione

S = deposito di superficie

Figura 3. Ciclo idrologico regionale

Le precipitazioni sono viste come la forma iniziale nel bilancio idrologico di cui sopra. Il termine deflusso è sinonimo di flusso di corrente. Lo stoccaggio si riferisce a serbatoi o sistemi di detenzione che raccolgono acque; ad esempio, una diga artificiale (barrage) su un fiume crea un serbatoio per lo stoccaggio dell'acqua. Le acque sotterranee si raccolgono come un sistema di stoccaggio e possono fluire da un luogo all'altro; può essere influente o effluente rispetto ai corsi d'acqua superficiali. L'evaporazione è un fenomeno superficiale dell'acqua e la traspirazione è associata alla trasmissione dal biota.

 

 

 

 

 

 

 

Sebbene i bacini idrografici possano variare notevolmente in termini di dimensioni, alcuni sistemi di drenaggio per la designazione dell'inquinamento idrico sono classificati come di carattere urbano o non urbano (agricolo, rurale, non sviluppato). L'inquinamento che si verifica all'interno di questi sistemi di drenaggio proviene dalle seguenti fonti:

Fonti puntuali: i rifiuti vengono scaricati in un corpo idrico ricevente in una posizione specifica, in un punto come un tubo fognario o qualche tipo di scarico di un sistema concentrato.

Fonti non puntuali (disperse): inquinamento che entra in un corpo idrico ricevente da fonti disperse nello spartiacque; Il drenaggio dell'acqua di deflusso delle precipitazioni non raccolte in un ruscello è tipico. Le fonti non puntuali sono talvolta indicate anche come acque "diffuse"; tuttavia, il termine disperso è visto come più descrittivo.

Fonti intermittenti: da un punto o da una fonte che si scarica in determinate circostanze, ad esempio in condizioni di sovraccarico; sono tipici gli straripamenti combinati delle fognature durante i periodi di deflusso delle piogge intense.

Inquinanti dell'acqua nei corsi d'acqua e nei fiumi

Quando i materiali di scarto nocivi provenienti dalle suddette fonti vengono scaricati in corsi d'acqua o altri corpi idrici, diventano inquinanti che sono stati classificati e descritti in una sezione precedente. Inquinanti o contaminanti che entrano in un corpo idrico possono essere ulteriormente suddivisi in:

• inquinanti degradabili (non conservativi).: impurità che alla fine si decompongono in sostanze innocue o che possono essere rimosse mediante metodi di trattamento; cioè, alcuni materiali organici e sostanze chimiche, liquami domestici, calore, sostanze nutritive per le piante, la maggior parte dei batteri e dei virus, alcuni sedimenti
• inquinanti non degradabili (conservativi).: impurità che persistono nell'ambiente acquatico e non si riducono di concentrazione se non diluite o rimosse mediante trattamento; cioè alcuni prodotti chimici organici e inorganici, sali, sospensioni colloidali
• pericolosi inquinanti trasportati dall'acqua: forme complesse di rifiuti nocivi tra cui tracce di metalli tossici, alcuni composti inorganici e organici
• inquinanti radionuclidici: materiali che sono stati sottoposti a una sorgente radioattiva.

 

Norme per il controllo dell'inquinamento idrico

I regolamenti di controllo dell'inquinamento idrico ampiamente applicabili sono generalmente promulgati dalle agenzie governative nazionali, con regolamenti più dettagliati da stati, province, comuni, distretti idrici, distretti di conservazione, commissioni igienico-sanitarie e altri. A livello nazionale e statale (o provinciale), le agenzie per la protezione ambientale (EPA) ei ministeri della salute sono generalmente incaricati di questa responsabilità. Nella discussione dei regolamenti di seguito, il formato e alcune parti seguono l'esempio degli standard di qualità dell'acqua attualmente applicabili per lo Stato americano dell'Ohio.

Denominazioni d'uso della qualità dell'acqua

L'obiettivo finale nel controllo dell'inquinamento idrico sarebbe lo scarico zero di inquinanti nei corpi idrici; tuttavia, il completo raggiungimento di questo obiettivo di solito non è conveniente. L'approccio preferito è quello di fissare limiti agli scarichi per lo smaltimento dei rifiuti per la ragionevole protezione della salute umana e dell'ambiente. Sebbene questi standard possano variare ampiamente nelle diverse giurisdizioni, le designazioni d'uso per corpi idrici specifici sono comunemente la base, come brevemente indicato di seguito.

L'approvvigionamento idrico comprende:

• acquedotto pubblico: acque che con il trattamento convenzionale saranno idonee al consumo umano
• approvvigionamento agricolo: acque idonee all'irrigazione e all'abbeveraggio del bestiame senza trattamento
• fornitura industriale/commerciale: acque idonee per usi industriali e commerciali con o senza trattamento.

 

Le attività ricreative includono:

• acque di balneazione: acque che in determinate stagioni sono adatte alla balneazione in quanto approvate per la qualità dell'acqua insieme a condizioni e strutture protettive
• contatto primario: acque che in determinate stagioni sono adatte per attività ricreative a contatto con tutto il corpo come il nuoto, la canoa e le immersioni subacquee con una minaccia minima per la salute pubblica a causa della qualità dell'acqua
• contatto secondario: acque che durante determinate stagioni sono adatte per la ricreazione con contatto parziale del corpo come, ma non limitato a, guadare, con una minaccia minima per la salute pubblica a causa della qualità dell'acqua.

 

Le risorse idriche pubbliche sono classificate come corpi idrici che si trovano all'interno di sistemi di parchi, zone umide, aree faunistiche, fiumi selvaggi, panoramici e ricreativi e laghi di proprietà pubblica e acque di eccezionale importanza ricreativa o ecologica.

Habitat della vita acquatica

Le denominazioni tipiche variano a seconda dei climi, ma si riferiscono alle condizioni nei corpi idrici per il sostegno e il mantenimento di alcuni organismi acquatici, in particolare varie specie di pesci. Ad esempio, le designazioni di utilizzo in un clima temperato suddivise nei regolamenti per l'Agenzia per la protezione ambientale dello Stato dell'Ohio (EPA) sono elencate di seguito senza descrizioni dettagliate:

• acqua calda
• acqua calda limitata
• acqua calda eccezionale
• acqua calda modificata
• salmonidi stagionali
• acqua fredda
• risorsa acqua limitata.

 

Criteri di controllo dell'inquinamento idrico

Le acque naturali e le acque reflue sono caratterizzate in termini di composizione fisica, chimica e biologica. Le principali proprietà fisiche ei costituenti chimici e biologici delle acque reflue e le loro fonti sono un lungo elenco, riportato in un libro di testo da Metcalf e Eddy (1991). I metodi analitici per queste determinazioni sono riportati in un manuale ampiamente utilizzato intitolato Metodi standard per l'esame dell'acqua e delle acque reflue dall'American Public Health Association (1995).

Ogni corpo idrico designato dovrebbe essere controllato in base a regolamenti che possono comprendere criteri numerici sia di base che più dettagliati, come discusso brevemente di seguito.

Libertà fondamentale dall'inquinamento. Per quanto pratico e possibile, tutti i corpi idrici dovrebbero soddisfare i criteri di base delle "Cinque libertà dall'inquinamento":

1. privo di solidi sospesi o altre sostanze che entrano nelle acque a causa dell'attività umana e che si depositano formando depositi di fanghi putridi o altrimenti discutibili, o che influiranno negativamente sulla vita acquatica
2. privo di detriti galleggianti, olio, schiuma e altri materiali galleggianti che entrano nelle acque a causa dell'attività umana in quantità sufficienti per essere antiestetici o causare degrado
3. privo di materiali che entrano nelle acque a seguito di attività umana, producendo colore, odore o altre condizioni tali da creare disturbo
4. privo di sostanze immesse nelle acque a seguito di attività umane, in concentrazioni tossiche o nocive per la vita umana, animale o acquatica e/o rapidamente letali nella zona di miscelazione
5. privo di sostanze nutritive che entrano nelle acque a causa dell'attività umana, in concentrazioni che creano fastidiose crescite di erbe infestanti e alghe acquatiche.

 

I criteri di qualità dell'acqua sono limiti numerici e linee guida per il controllo dei costituenti chimici, biologici e tossici nei corpi idrici.

Con oltre 70,000 composti chimici in uso oggi non è pratico specificare il controllo di ciascuno. Tuttavia, i criteri per le sostanze chimiche possono essere stabiliti sulla base di limitazioni in quanto si riferiscono innanzitutto a tre grandi classi di consumo ed esposizione:

Sessione 1: I criteri chimici per la protezione della salute umana sono di primaria importanza e dovrebbero essere fissati secondo le raccomandazioni delle agenzie sanitarie governative, dell'OMS e delle organizzazioni di ricerca sanitaria riconosciute.

Sessione 2: I criteri chimici per il controllo dell'approvvigionamento idrico agricolo dovrebbero essere basati su studi e raccomandazioni scientifiche riconosciute che proteggano dagli effetti negativi sui raccolti e sul bestiame a seguito dell'irrigazione delle colture e dell'irrigazione del bestiame.

Sessione 3: i criteri chimici per la protezione della vita acquatica dovrebbero basarsi su studi scientifici riconosciuti riguardanti la sensibilità di queste specie a sostanze chimiche specifiche e anche in relazione al consumo umano di pesce e frutti di mare.

I criteri relativi agli effluenti delle acque reflue si riferiscono alle limitazioni sui costituenti inquinanti presenti negli effluenti delle acque reflue e rappresentano un ulteriore metodo di controllo. Possono essere impostati in relazione alle designazioni dell'uso dell'acqua dei corpi idrici e in relazione alle classi di cui sopra per i criteri chimici.

I criteri biologici si basano sulle condizioni dell'habitat del corpo idrico necessarie per sostenere la vita acquatica.

Contenuto organico delle acque reflue e delle acque naturali

Il contenuto lordo di materia organica è molto importante per caratterizzare la forza inquinante sia delle acque reflue che delle acque naturali. Tre test di laboratorio sono comunemente usati per questo scopo:

Domanda biochimica di ossigeno (BOD): il BOD a cinque giorni (BOD5) è il parametro più utilizzato; questo test misura l'ossigeno disciolto utilizzato dai microrganismi nell'ossidazione biochimica della materia organica in questo periodo.

Domanda chimica di ossigeno (COD): questo test serve a misurare la sostanza organica nei rifiuti urbani e industriali che contengono composti tossici per la vita biologica; è una misura dell'equivalente di ossigeno della materia organica che può essere ossidata.

Carbonio organico totale (TOC): questo test è particolarmente applicabile a piccole concentrazioni di materia organica nell'acqua; è una misura della materia organica che viene ossidata in anidride carbonica.

Norme di politica antidegrado

Le normative sulla politica antidegrado rappresentano un ulteriore approccio per prevenire la diffusione dell'inquinamento idrico oltre determinate condizioni prevalenti. Ad esempio, la politica antidegrado degli standard di qualità dell'acqua dell'Ohio Environmental Protection Agency consiste in tre livelli di protezione:

Tier 1: gli usi esistenti devono essere mantenuti e protetti. Non è consentito alcun ulteriore degrado della qualità dell'acqua che possa interferire con gli usi designati esistenti.

Tier 2: Successivamente, deve essere mantenuta una qualità dell'acqua migliore di quella necessaria per proteggere gli usi, a meno che non sia dimostrato che una qualità dell'acqua inferiore è necessaria per un importante sviluppo economico o sociale, come stabilito dal direttore dell'EPA.

Tier 3: Infine, la qualità delle acque della risorsa idrica deve essere mantenuta e protetta. La loro attuale qualità dell'acqua ambientale non deve essere degradata da sostanze ritenute tossiche o che interferiscono con qualsiasi uso designato. I maggiori carichi inquinanti possono essere scaricati nei corpi idrici se non comportano un abbassamento della qualità dell'acqua esistente.

Zone di miscelazione degli scarichi dell'inquinamento idrico e modellazione dell'allocazione del carico dei rifiuti

Le zone di miscelazione sono aree in un corpo idrico che consentono agli scarichi di acque reflue trattate o non trattate di raggiungere condizioni stabilizzate, come illustrato nella figura 4 per un corso d'acqua in movimento. Lo scarico è inizialmente in uno stato transitorio che viene progressivamente diluito dalla concentrazione della sorgente alle condizioni di acqua ricevente. Non è da considerarsi un'entità di trattamento e può essere delineata con restrizioni specifiche.

Figura 4. Zone di miscelazione

In genere, le zone di miscelazione non devono:

• interferire con la migrazione, la sopravvivenza, la riproduzione o la crescita delle specie acquatiche

• includere aree di riproduzione o nursery

• includono le prese d'acqua pubbliche

• comprendono zone di balneazione

• costituiscono più della metà della larghezza di un ruscello

• costituiscono più della metà dell'area della sezione trasversale della foce di un torrente

• si estendono a valle per una distanza superiore a cinque volte la larghezza del corso d'acqua.

 

Gli studi sull'allocazione del carico di rifiuti sono diventati importanti a causa dell'elevato costo del controllo dei nutrienti degli scarichi delle acque reflue per evitare l'eutrofizzazione interna (definita di seguito). Questi studi impiegano generalmente l'uso di modelli computerizzati per la simulazione delle condizioni di qualità dell'acqua in un corso d'acqua, in particolare per quanto riguarda i nutrienti come le forme di azoto e fosforo, che influenzano la dinamica dell'ossigeno disciolto. I tradizionali modelli di qualità dell'acqua di questo tipo sono rappresentati dal modello US EPA QUAL2E, che è stato descritto da Brown e Barnwell (1987). Un modello più recente proposto da Taylor (1995) è l'Omni Diurnal Model (ODM), che include una simulazione dell'impatto della vegetazione radicata sulla dinamica dei nutrienti e dell'ossigeno disciolto.

Disposizioni di varianza

Tutte le normative sul controllo dell'inquinamento idrico sono limitate nella perfezione e pertanto dovrebbero includere disposizioni che consentano variazioni di giudizio basate su determinate condizioni che potrebbero impedire la conformità immediata o completa.

Valutazione e gestione del rischio in relazione all'inquinamento idrico

Le suddette normative sul controllo dell'inquinamento idrico sono tipiche degli approcci governativi mondiali per ottenere la conformità agli standard di qualità dell'acqua e ai limiti di scarico degli effluenti delle acque reflue. Generalmente queste norme sono state fissate sulla base di fattori sanitari e di ricerca scientifica; dove esiste qualche incertezza sui possibili effetti, spesso vengono applicati fattori di sicurezza. L'attuazione di alcuni di questi regolamenti può essere irragionevole ed eccessivamente costosa per il pubblico in generale e per le imprese private. Pertanto vi è una crescente preoccupazione per un'allocazione più efficiente delle risorse nel raggiungimento degli obiettivi per il miglioramento della qualità dell'acqua. Come precedentemente sottolineato nella discussione delle acque idrologiche, la purezza incontaminata non esiste nemmeno nelle acque naturali.

Un crescente approccio tecnologico incoraggia la valutazione e la gestione dei rischi ecologici nell'impostazione delle normative sull'inquinamento idrico. Il concetto si basa su un'analisi dei benefici e dei costi ecologici nel rispetto degli standard o dei limiti. Parkhurst (1995) ha proposto l'applicazione della valutazione del rischio ecologico acquatico come ausilio nella definizione dei limiti di controllo dell'inquinamento idrico, in particolare per quanto applicabile per la protezione della vita acquatica. Tali metodi di valutazione del rischio possono essere applicati per stimare gli effetti ecologici delle concentrazioni chimiche per un'ampia gamma di condizioni di inquinamento delle acque superficiali, tra cui:

• inquinamento da fonte puntiforme

• inquinamento da fonti non puntuali

• sedimenti contaminati esistenti nei canali dei corsi d'acqua

• siti di rifiuti pericolosi in relazione ai corpi idrici

• analisi dei criteri di controllo dell'inquinamento delle acque esistenti.

 

Il metodo proposto si compone di tre livelli; come mostrato nella figura 5 che illustra l'approccio.

Figura 5. Metodi per condurre la valutazione del rischio per livelli successivi di analisi. Livello 1: livello di screening; Livello 2: quantificazione dei rischi potenzialmente significativi; Livello 3: quantificazione del rischio specifico del sito

Inquinamento idrico in laghi e bacini idrici

Laghi e bacini idrici forniscono lo stoccaggio volumetrico dell'afflusso di spartiacque e possono avere lunghi periodi di tempo di lavaggio rispetto al rapido afflusso e deflusso per un tratto in un corso d'acqua che scorre. Pertanto, destano particolare preoccupazione per quanto riguarda la ritenzione di alcuni costituenti, in particolare i nutrienti comprese le forme di azoto e fosforo che promuovono l'eutrofizzazione. L'eutrofizzazione è un processo naturale di invecchiamento in cui il contenuto d'acqua si arricchisce organicamente, portando al dominio di una crescita acquatica indesiderata, come alghe, giacinto d'acqua e così via. Il processo eutrofico tende a ridurre la vita acquatica e ha effetti dannosi sull'ossigeno disciolto. Sia le fonti naturali che quelle culturali di nutrienti possono favorire il processo, come illustrato da Preul (1974) nella figura 6, che mostra un elenco schematico di fonti e pozzi di nutrienti per il lago Sunapee, nello stato americano del New Hampshire.

Figura 6. Elenco schematico delle fonti e pozzi di nutrienti (azoto e fosforo) per il lago Sunapee, New Hampshire (USA)

Laghi e serbatoi, ovviamente, possono essere campionati e analizzati per determinarne lo stato trofico. Gli studi analitici di solito iniziano con un bilancio nutrizionale di base come il seguente:

(nutrienti influenti nel lago) = (nutrienti effluenti nel lago) + (ritenzione di nutrienti nel lago)

Questo bilancio di base può essere ulteriormente ampliato per includere le varie fonti mostrate nella figura 6.

Il tempo di lavaggio è un'indicazione degli aspetti di ritenzione relativi di un sistema lacustre. I laghi poco profondi, come il lago Erie, hanno tempi di lavaggio relativamente brevi e sono associati a un'eutrofizzazione avanzata perché i laghi poco profondi spesso sono più favorevoli alla crescita delle piante acquatiche. I laghi profondi come il Lake Tahoe e il Lake Superior hanno periodi di lavaggio molto lunghi, che di solito sono associati a laghi con eutrofizzazione minima perché fino ad oggi non sono stati sovraccaricati e anche perché le loro profondità estreme non favoriscono un'estesa crescita di piante acquatiche tranne che nell'epilimnio (zona superiore). I laghi in questa categoria sono generalmente classificati come oligotrofici, sulla base del fatto che sono relativamente poveri di nutrienti e supportano una crescita acquatica minima come le alghe.

È interessante confrontare i tempi di lavaggio di alcuni dei principali laghi statunitensi riportati da Pecor (1973) utilizzando la seguente base di calcolo:

tempo di lavaggio del lago (LFT) = (volume di stoccaggio del lago)/(deflusso del lago)

Alcuni esempi sono: Lake Wabesa (Michigan), LFT=0.30 anni; Houghton Lake (Michigan), 1.4 anni; Lago Erie, 2.6 anni; Lago Superiore, 191 anni; Lago Tahoe, 700 anni.

Sebbene la relazione tra il processo di eutrofizzazione e il contenuto di nutrienti sia complessa, il fosforo è generalmente riconosciuto come il nutriente limitante. Sulla base di condizioni completamente miste, Sawyer (1947) ha riferito che le fioriture algali tendono a verificarsi se i valori di azoto superano 0.3 mg/l e fosforo supera 0.01 mg/l. Nei laghi e nei bacini stratificati, i bassi livelli di ossigeno disciolto nell'ipoliminio sono i primi segni di eutrofizzazione. Vollenweider (1968, 1969) ha sviluppato livelli di carico critici di fosforo totale e azoto totale per un certo numero di laghi sulla base di carichi di nutrienti, profondità medie e stati trofici. Per un confronto del lavoro su questo argomento, Dillon (1974) ha pubblicato una revisione critica del modello di bilancio dei nutrienti di Vollenweider e di altri modelli correlati. Sono disponibili anche modelli computerizzati più recenti per la simulazione dei cicli azoto/fosforo con variazioni di temperatura.

Inquinamento delle acque negli estuari

Un estuario è un passaggio intermedio d'acqua tra la foce di un fiume e la costa del mare. Questo passaggio è costituito da un canale della foce del fiume con afflusso fluviale (acqua dolce) da monte e deflusso di scarico sul lato a valle in un livello di acqua di mare in costante cambiamento (acqua salata). Gli estuari sono continuamente influenzati dalle fluttuazioni delle maree e sono tra i corpi idrici più complessi incontrati nel controllo dell'inquinamento idrico. Le caratteristiche dominanti di un estuario sono la salinità variabile, un cuneo salino o un'interfaccia tra acqua salata e dolce, e spesso vaste aree di acque poco profonde e torbide sovrastanti distese fangose ​​e paludi salmastre. I nutrienti sono in gran parte forniti a un estuario dal fiume che affluisce e si combinano con l'habitat marino per fornire una produzione prolifica di biota e vita marina. Particolarmente desiderati sono i frutti di mare raccolti dagli estuari.

Dal punto di vista dell'inquinamento idrico, gli estuari sono singolarmente complessi e generalmente richiedono indagini speciali che impiegano ampi studi sul campo e modellazione al computer. Per un'ulteriore comprensione di base, si rimanda il lettore a Reish 1979, sull'inquinamento marino ed estuario; ea Reid e Wood 1976, sull'ecologia delle acque interne e degli estuari.

Inquinamento delle acque negli ambienti marini

Gli oceani possono essere visti come l'ultimo ricettore di acqua o lavandino, poiché i rifiuti trasportati dai fiumi alla fine si scaricano in questo ambiente marino. Sebbene gli oceani siano vasti corpi di acqua salata con una capacità di assimilazione apparentemente illimitata, l'inquinamento tende a rovinare le coste e influisce ulteriormente sulla vita marina.

Le fonti di inquinanti marini includono molti di quelli riscontrati negli ambienti delle acque reflue terrestri e altri ancora correlati alle operazioni marittime. Di seguito è riportato un elenco limitato:

• liquami e fanghi domestici, rifiuti industriali, rifiuti solidi, rifiuti di bordo

• rifiuti della pesca, sedimenti e sostanze nutritive provenienti dai fiumi e dal deflusso terrestre

• fuoriuscite di petrolio, esplorazione petrolifera offshore e rifiuti di produzione, operazioni di dragaggio

• calore, scorie radioattive, rifiuti chimici, pesticidi ed erbicidi.

 

Ognuno dei precedenti richiede una gestione e metodi di controllo speciali. Lo scarico delle acque reflue domestiche e dei fanghi di depurazione attraverso gli scarichi oceanici è forse la principale fonte di inquinamento marino.

Per la tecnologia attuale su questo argomento, si rimanda il lettore al libro sull'inquinamento marino e il suo controllo di Bishop (1983).

Tecniche per la riduzione dell'inquinamento negli scarichi di acque reflue

Il trattamento delle acque reflue su larga scala viene tipicamente effettuato da comuni, distretti sanitari, industrie, imprese commerciali e varie commissioni di controllo dell'inquinamento. Lo scopo qui è quello di descrivere i metodi contemporanei di trattamento delle acque reflue urbane e quindi di fornire alcuni approfondimenti sul trattamento dei rifiuti industriali e sui metodi più avanzati.

In generale, tutti i processi di trattamento delle acque reflue possono essere raggruppati in tipi fisici, chimici o biologici, e uno o più di questi possono essere impiegati per ottenere un prodotto effluente desiderato. Questo raggruppamento di classificazione è il più appropriato per la comprensione degli approcci al trattamento delle acque reflue ed è tabulato nella tabella 1.

Tabella 1. Classificazione generale delle operazioni e dei processi di trattamento delle acque reflue

 

Metodi contemporanei di trattamento delle acque reflue

La copertura qui è limitata e intende fornire una panoramica concettuale delle attuali pratiche di trattamento delle acque reflue in tutto il mondo piuttosto che dati di progettazione dettagliati. Per quest'ultimo, si rimanda il lettore a Metcalf e Eddy 1991.

Le acque reflue urbane insieme ad alcune mescolanze di rifiuti industriali/commerciali sono trattate in sistemi che impiegano comunemente trattamento primario, secondario e terziario come segue:

Sistema di trattamento primario: Pretrattamento ® Decantazione primaria ® Disinfezione (clorazione) ® Effluente

Sistema di trattamento secondario: Pretrattamento ® Decantazione primaria ® Unità biologica ® Seconda decantazione ® Disinfezione (clorazione) ® Effluente a flusso

Sistema di trattamento terziario: Pretrattamento ® Decantazione primaria ® Unità biologica ® Seconda decantazione ® Unità terziaria ® Disinfezione (clorazione) ® Effluente a flusso

La Figura 7 mostra inoltre un diagramma schematico di un sistema di trattamento delle acque reflue convenzionale. Seguono le descrizioni generali dei processi di cui sopra.

Figura 7. Diagramma schematico del trattamento convenzionale delle acque reflue

Trattamento primario

L'obiettivo fondamentale del trattamento primario delle acque reflue urbane, comprese le acque reflue domestiche frammiste ad alcuni rifiuti industriali/commerciali, è quello di rimuovere i solidi sospesi e chiarificare le acque reflue, per renderle idonee al trattamento biologico. Dopo alcune operazioni di pretrattamento come la vagliatura, la rimozione delle sabbie e la sminuzzatura, il processo principale della sedimentazione primaria è la sedimentazione delle acque reflue grezze in grandi vasche di decantazione per periodi fino a diverse ore. Questo processo rimuove dal 50 al 75% del totale dei solidi sospesi, che vengono aspirati come fanghi di sottoflusso raccolti per il trattamento separato. L'effluente di troppopieno dal processo viene quindi indirizzato al trattamento secondario. In alcuni casi, possono essere impiegate sostanze chimiche per migliorare il grado di trattamento primario.

Trattamento secondario

La parte del contenuto organico delle acque reflue che è finemente sospesa o disciolta e non rimossa nel processo primario, viene trattata mediante trattamento secondario. Le forme generalmente accettate di trattamento secondario di uso comune includono filtri percolatori, contattori biologici come dischi rotanti, fanghi attivi, bacini di stabilizzazione dei rifiuti, sistemi di bacini aerati e metodi di applicazione al suolo, compresi i sistemi di zone umide. Tutti questi sistemi saranno riconosciuti come impieganti processi biologici di una forma o dell'altra. I più comuni di questi processi sono brevemente discussi di seguito.

Sistemi di contattori biologici. I filtri gocciolanti sono una delle prime forme di questo metodo per il trattamento secondario e sono ancora ampiamente utilizzati con alcuni metodi di applicazione migliorati. In questo trattamento, l'effluente proveniente dai serbatoi primari viene applicato uniformemente su un letto di materiale, come roccia o plastica sintetica. La distribuzione uniforme viene ottenuta tipicamente gocciolando il liquido da tubazioni perforate fatte ruotare sul letto in modo intermittente o continuo secondo il processo desiderato. A seconda del tasso di carichi organici e idraulici, i filtri percolatori possono rimuovere fino al 95% del contenuto organico, solitamente analizzato come domanda biochimica di ossigeno (BOD). Esistono numerosi altri sistemi contattori biologici più recenti in uso che possono fornire rimozioni di trattamento nella stessa gamma; alcuni di questi metodi offrono vantaggi speciali, particolarmente applicabili in determinate condizioni limitanti come lo spazio, il clima e così via. Va notato che una successiva vasca di decantazione secondaria è considerata una parte necessaria per completare il processo. Nella decantazione secondaria, alcuni cosiddetti fanghi di humus vengono prelevati come un deflusso e il trabocco viene scaricato come effluente secondario.

Fanghi attivi. Nella forma più comune di questo processo biologico, l'effluente trattato primario confluisce in un serbatoio dell'unità a fanghi attivi contenente una sospensione biologica preesistente denominata fanghi attivi. Questa miscela è indicata come solidi sospesi di liquori misti (MLSS) e viene fornito un periodo di contatto che varia tipicamente da diverse ore fino a 24 ore o più, a seconda dei risultati desiderati. Durante questo periodo la miscela viene fortemente aerata e agitata per favorire l'attività biologica aerobica. Al termine del processo, una parte della miscela (MLSS) viene prelevata e restituita all'affluente per la continuazione del processo di attivazione biologica. La sedimentazione secondaria viene fornita dopo l'unità di fanghi attivi allo scopo di decantare la sospensione di fanghi attivi e scaricare un troppopieno chiarificato come effluente. Il processo è in grado di rimuovere fino a circa il 95% del BOD influente.

Trattamento terziario

Un terzo livello di trattamento può essere fornito laddove sia richiesto un grado più elevato di rimozione degli inquinanti. Questa forma di trattamento può tipicamente includere filtrazione a sabbia, stagni di stabilizzazione, metodi di smaltimento in terra, zone umide e altri sistemi che stabilizzano ulteriormente l'effluente secondario.

Disinfezione degli effluenti

La disinfezione è comunemente richiesta per ridurre batteri e agenti patogeni a livelli accettabili. La clorazione, il biossido di cloro, l'ozono e la luce ultravioletta sono i processi più comunemente usati.

Efficienza complessiva dell'impianto di trattamento delle acque reflue

Le acque reflue comprendono un'ampia gamma di costituenti che generalmente sono classificati come solidi sospesi e disciolti, costituenti inorganici e costituenti organici.

L'efficienza di un sistema di trattamento può essere misurata in termini di rimozione percentuale di questi costituenti. I parametri comuni di misurazione sono:

• BOD: domanda biochimica di ossigeno, misurata in mg/l

• MERLUZZO: domanda chimica di ossigeno, misurata in mg/l

• TSS: solidi sospesi totali, misurati in mg/l

• TDS: solidi totali disciolti, misurati in mg/l

• forme di azoto: compresi nitrato e ammoniaca, misurati in mg/l (il nitrato è particolarmente preoccupante come nutriente nell'eutrofizzazione)

• fosfati: misurato in mg/l (particolarmente preoccupante anche come nutriente nell'eutrofizzazione)

• pH: grado di acidità, misurato come numero da 1 (più acido) a 14 (più alcalino)

• conta dei batteri coliformi: misurato come numero più probabile per 100 ml (Escherichia e batteri coliformi fecali sono gli indicatori più comuni).

 

Trattamento delle acque reflue industriali

Tipologie di rifiuti industriali

I rifiuti industriali (non domestici) sono numerosi e variano notevolmente nella composizione; possono essere altamente acidi o alcalini e spesso richiedono un'analisi di laboratorio dettagliata. Potrebbe essere necessario un trattamento specializzato per renderli innocui prima della dimissione. La tossicità è di grande preoccupazione nello smaltimento delle acque reflue industriali.

I rifiuti industriali rappresentativi includono: cellulosa e carta, mattatoi, birrerie, concerie, industrie alimentari, industrie conserviere, chimiche, petrolifere, tessili, zuccheriere, lavanderia, carne e pollame, alimentazione di maiali, rendering e molti altri. Il primo passo nello sviluppo della progettazione del trattamento è un'indagine sui rifiuti industriali, che fornisce dati sulle variazioni del flusso e sulle caratteristiche dei rifiuti. Le caratteristiche dei rifiuti indesiderati elencate da Eckenfelder (1989) possono essere riassunte come segue:

• sostanze organiche solubili che causano l'esaurimento dell'ossigeno disciolto

• solidi sospesi

• tracce organiche

• metalli pesanti, cianuro e sostanze organiche tossiche

• colore e torbidità

• azoto e fosforo

• sostanze refrattarie resistenti alla biodegradazione

• olio e materiale galleggiante

• materiali volatili.

 

L'EPA statunitense ha ulteriormente definito un elenco di sostanze chimiche organiche e inorganiche tossiche con limitazioni specifiche nella concessione dei permessi di scarico. L'elenco include più di 100 composti ed è troppo lungo per essere ristampato qui, ma può essere richiesto all'EPA.

Metodi di trattamento

La gestione dei rifiuti industriali è più specializzata rispetto al trattamento dei rifiuti domestici; tuttavia, ove suscettibili di riduzione biologica, vengono solitamente trattati con metodi analoghi a quelli precedentemente descritti (approcci di trattamento biologico secondario/terziario) per i sistemi municipali.

I bacini di stabilizzazione dei rifiuti sono un metodo comune di trattamento delle acque reflue organiche in cui è disponibile un'area di terra sufficiente. Gli stagni a flusso continuo sono generalmente classificati in base alla loro attività batterica come aerobica, facoltativa o anaerobica. Gli stagni aerati sono riforniti di ossigeno mediante sistemi di aerazione diffusa o meccanica.

La figura 8 e la figura 9 mostrano schizzi di bacini di stabilizzazione dei rifiuti.

Figura 8. Bacino di stabilizzazione a due celle: diagramma della sezione trasversale

Figura 9. Tipi di laguna aerata: diagramma schematico

Prevenzione dell'inquinamento e minimizzazione dei rifiuti

Quando le operazioni e i processi all'interno degli impianti dei rifiuti industriali vengono analizzati alla fonte, spesso possono essere controllati in modo da evitare scarichi inquinanti significativi.

Le tecniche di ricircolo sono approcci importanti nei programmi di prevenzione dell'inquinamento. Un esempio di caso di studio è un piano di riciclaggio per un effluente di una conceria di cuoio pubblicato da Preul (1981), che includeva il recupero/riutilizzo del cromo insieme al completo ricircolo di tutte le acque reflue di conceria senza effluenti in nessun flusso tranne che in caso di emergenza. Il diagramma di flusso per questo sistema è mostrato in figura 10.

Figura 10. Diagramma di flusso per il sistema di riciclaggio degli effluenti di conceria

Per innovazioni più recenti in questa tecnologia, si rimanda il lettore a una pubblicazione sulla prevenzione dell'inquinamento e la minimizzazione dei rifiuti della Water Environment Federation (1995).

Metodi avanzati di trattamento delle acque reflue

Sono disponibili numerosi metodi avanzati per livelli più elevati di rimozione dei costituenti dell'inquinamento, se necessario. Un elenco generale include:

filtrazione (sabbia e multimedia)

precipitazione chimica

adsorbimento di carbonio

elettrodialisi

distillazione

nitrificazione

raccolta delle alghe

bonifica degli effluenti

micro-sforzo

rimozione dell'ammoniaca

osmosi inversa

scambio ionico

applicazione del terreno

denitrificazione

zone umide.

Il processo più appropriato per ogni situazione deve essere determinato sulla base della qualità e della quantità delle acque reflue grezze, del fabbisogno di acqua ricevente e, naturalmente, dei costi. Per ulteriori riferimenti, vedere Metcalf e Eddy 1991, che include un capitolo sul trattamento avanzato delle acque reflue.

Caso studio di trattamento avanzato delle acque reflue

Il caso di studio del Dan Region Sewage Reclamation Project discusso altrove in questo capitolo fornisce un eccellente esempio di metodi innovativi per il trattamento e la bonifica delle acque reflue.

Inquinamento termico

L'inquinamento termico è una forma di spreco industriale, definito come aumento o riduzione deleteri delle normali temperature dell'acqua delle acque riceventi causati dallo smaltimento del calore da impianti di origine umana. Le industrie che producono il maggior calore di scarto sono le centrali elettriche a combustibili fossili (petrolio, gas e carbone) e nucleari, le acciaierie, le raffinerie di petrolio, gli impianti chimici, le cartiere, le distillerie e le lavanderie. Di particolare interesse è l'industria della generazione di energia elettrica che fornisce energia a molti paesi (ad esempio, circa l'80% negli Stati Uniti).

Impatto del calore residuo sulle acque riceventi

Influenza sulla capacità di assimilazione dei rifiuti

• Il calore aumenta l'ossidazione biologica.

• Il calore diminuisce il contenuto di saturazione di ossigeno dell'acqua e diminuisce il tasso di riossigenazione naturale.

• L'effetto netto del calore è generalmente dannoso durante i mesi caldi dell'anno.

• L'effetto invernale può essere benefico nei climi più freddi, dove le condizioni del ghiaccio sono rotte e l'aerazione superficiale è fornita per i pesci e la vita acquatica.

 

Influenza sulla vita acquatica

Molte specie hanno limiti di tolleranza alla temperatura e necessitano di protezione, in particolare nei tratti di un corso d'acqua o di uno specchio d'acqua colpiti dal calore. Ad esempio, i corsi d'acqua fredda di solito hanno il tipo più alto di pesci sportivi come trote e salmoni, mentre le acque calde generalmente supportano popolazioni di pesci grossolani, con alcune specie come lucci e spigole in acque a temperatura intermedia.

Figura 11. Scambio di calore ai limiti di una sezione d'acqua ricevente

Analisi termica in acque riceventi

La figura 11 illustra le varie forme di scambio termico naturale ai confini di un'acqua ricevente. Quando il calore viene scaricato in un'acqua ricevente come un fiume, è importante analizzare la capacità del fiume per le aggiunte termiche. Il profilo di temperatura di un fiume può essere calcolato risolvendo un bilancio termico simile a quello utilizzato nel calcolo delle curve di abbassamento dell'ossigeno disciolto. I fattori principali del bilancio termico sono illustrati nella figura 12 per un tratto fluviale compreso tra i punti A e B. Ogni fattore richiede un calcolo individuale dipendente da determinate variabili termiche. Come per il bilancio dell'ossigeno disciolto, il bilancio della temperatura è semplicemente una somma delle attività e passività della temperatura per una data sezione. Altri approcci analitici più sofisticati sono disponibili in letteratura su questo argomento. I risultati dei calcoli del bilancio termico possono essere utilizzati per stabilire i limiti di scarico del calore ed eventualmente alcuni vincoli di utilizzo per un corpo idrico.

Figura 12. Portata fluviale per aggiunte termiche

Controllo dell'inquinamento termico

I principali approcci per il controllo dell'inquinamento termico sono:

• miglioramento dell'efficienza operativa della centrale elettrica

• Torri di raffreddamento

• stagni di raffreddamento isolati

• considerazione di metodi alternativi di generazione di energia come l'energia idroelettrica.

 

Dove le condizioni fisiche sono favorevoli entro certi limiti ambientali, l'energia idroelettrica dovrebbe essere considerata un'alternativa alla produzione di energia fossile o nucleare. Nella produzione di energia idroelettrica non c'è smaltimento di calore e non c'è scarico di acque reflue che causano inquinamento idrico.

Controllo dell'inquinamento delle acque sotterranee

Importanza delle acque sotterranee

Poiché le risorse idriche mondiali sono ampiamente estratte dalle falde acquifere, è molto importante che queste fonti di approvvigionamento siano protette. Si stima che oltre il 95% dell'approvvigionamento di acqua dolce disponibile sulla terra sia sotterraneo; negli Stati Uniti circa il 50% dell'acqua potabile proviene da pozzi, secondo l'US Geological Survey del 1984. Poiché l'inquinamento e il movimento delle acque sotterranee sono di natura sottile e invisibile, a volte viene prestata meno attenzione all'analisi e al controllo di questa forma di degrado idrico rispetto all'inquinamento delle acque superficiali, che è molto più evidente.

Figura 13. Ciclo idrologico e fonti di contaminazione delle acque sotterranee

Fonti di inquinamento sotterraneo

La figura 13 mostra il ciclo idrologico con sorgenti sovrapposte di contaminazione delle acque sotterranee. Un elenco completo delle potenziali fonti di inquinamento del sottosuolo è ampio; tuttavia, per esempio, le fonti più ovvie includono:

• scarichi di rifiuti industriali

• corsi d'acqua inquinati a contatto con le falde acquifere

• operazioni minerarie

• smaltimento rifiuti solidi e pericolosi

• serbatoi di stoccaggio sotterranei come per il petrolio

• sistema di irrigazione

• ricarica artificiale

• invasione di acqua di mare

• fuoriuscite

• stagni inquinati con fondo permeabile

• pozzi di smaltimento

• campi di piastrelle di fosse settiche e pozzi di lisciviazione

• perforazione impropria del pozzo

• operazioni agricole

• sali disgelanti stradali.

 

Gli inquinanti specifici nella contaminazione del sottosuolo sono ulteriormente classificati come:

• costituenti chimici indesiderati (elenco tipico, non completo) - organici e inorganici (es. cloruro, solfato, ferro, manganese, sodio, potassio)

• durezza totale e solidi totali disciolti

• costituenti tossici (elenco tipico, non completo) - nitrato, arsenico, cromo, piombo, cianuro, rame, fenoli, mercurio disciolto

• caratteristiche fisiche indesiderabili - gusto, colore e odore

• pesticidi ed erbicidi - idrocarburi clorurati e altri

• materiali radioattivi - varie forme di radioattività

• biologico: batteri, virus, parassiti e così via

• acido (basso pH) o caustico (alto pH).

 

Di quanto sopra, i nitrati destano particolare preoccupazione sia nelle acque sotterranee che in quelle superficiali. Nelle acque sotterranee, i nitrati possono causare la malattia metaemoglobinemia (cianosi infantile). Provocano inoltre dannosi effetti di eutrofizzazione nelle acque superficiali e sono presenti in un'ampia gamma di risorse idriche, come riportato da Preul (1991). Preul (1964, 1967, 1972) e Preul e Schroepfer (1968) hanno anche riferito sul movimento sotterraneo di azoto e altri inquinanti.

Viaggi di inquinamento nel dominio sotterraneo

Il movimento delle acque sotterranee è estremamente lento e sottile rispetto al viaggio delle acque superficiali nel ciclo idrologico. Per una semplice comprensione del viaggio delle normali acque sotterranee in condizioni ideali di flusso costante, la legge di Darcy è l'approccio di base per la valutazione del movimento delle acque sotterranee a bassi numeri di Reynolds (R):

V = K(dh/dl)

dove:

V = velocità delle acque sotterranee in falda, m/giorno

K = coefficiente di permeabilità dell'acquifero

(dh/dl) = gradiente idraulico che rappresenta la forza motrice del movimento.

Nel viaggio inquinante sotterraneo, acque sotterranee ordinarie (H₂O) è generalmente il fluido trasportatore e si può calcolare che si muova a una velocità secondo i parametri della Legge di Darcy. Tuttavia, la velocità di viaggio o la velocità di un inquinante, come una sostanza chimica organica o inorganica, può essere diversa a causa dei processi di avvezione e dispersione idrodinamica. Alcuni ioni si muovono più lentamente o più velocemente della velocità generale del flusso delle acque sotterranee a causa delle reazioni all'interno della falda acquifera, in modo che possano essere classificati come "reattivi" o "non reattivi". Le reazioni sono generalmente delle seguenti forme:

• reazioni fisiche tra l'inquinante e la falda e/o il liquido di trasporto

• reazioni chimiche tra l'inquinante e la falda e/o il liquido di trasporto

• azioni biologiche sull'inquinante.

 

I seguenti sono tipici degli inquinanti sotterranei reattivi e non reattivi:

• sostanze inquinanti reattive - cromo, ione ammonio, calcio, sodio, ferro e così via; cationi in generale; costituenti biologici; componenti radioattivi

• inquinanti non reagenti - cloruro, nitrato, solfato e così via; alcuni anioni; alcuni pesticidi ed erbicidi chimici.

 

All'inizio, potrebbe sembrare che gli inquinanti reattivi siano il tipo peggiore, ma questo potrebbe non essere sempre il caso perché le reazioni trattengono o ritardano le concentrazioni di viaggio degli inquinanti mentre il viaggio degli inquinanti non reattivi può essere in gran parte disinibito. Sono ora disponibili alcuni prodotti domestici e agricoli "morbidi" che si degradano biologicamente dopo un certo periodo di tempo e quindi evitano la possibilità di contaminazione delle acque sotterranee.

Bonifica delle falde acquifere

La prevenzione dell'inquinamento del sottosuolo è ovviamente l'approccio migliore; tuttavia, l'esistenza incontrollata di condizioni di acque sotterranee inquinate di solito viene resa nota dopo il suo verificarsi, ad esempio dai reclami degli utenti dei pozzi d'acqua nell'area. Sfortunatamente, nel momento in cui il problema viene riconosciuto, potrebbero essersi verificati gravi danni ed è necessario rimediare. La bonifica può richiedere approfondite indagini idrogeologiche in campo con analisi di laboratorio su campioni di acqua al fine di stabilire l'entità delle concentrazioni di inquinanti e dei pennacchi di viaggio. Spesso i pozzi esistenti possono essere utilizzati nel campionamento iniziale, ma i casi più gravi possono richiedere sondaggi estesi e campionamenti dell'acqua. Questi dati possono quindi essere analizzati per stabilire le condizioni attuali e per fare previsioni sulle condizioni future. L'analisi dei viaggi di contaminazione delle acque sotterranee è un campo specializzato che spesso richiede l'uso di modelli computerizzati per comprendere meglio le dinamiche delle acque sotterranee e fare previsioni in base a vari vincoli. A tale scopo sono disponibili in letteratura numerosi modelli computerizzati bi e tridimensionali. Per approcci analitici più dettagliati, si rimanda il lettore al libro di Freeze e Cherry (1987).

Prevenzione dell'inquinamento

L'approccio preferito per la protezione delle risorse idriche sotterranee è la prevenzione dell'inquinamento. Sebbene gli standard per l'acqua potabile si applichino generalmente all'uso delle acque sotterranee, le forniture di acqua grezza richiedono protezione dalla contaminazione. Gli enti governativi come i ministeri della salute, le agenzie per le risorse naturali e le agenzie per la protezione dell'ambiente sono generalmente responsabili di tali attività. Gli sforzi di controllo dell'inquinamento delle acque sotterranee sono in gran parte diretti alla protezione delle falde acquifere e alla prevenzione dell'inquinamento.

La prevenzione dell'inquinamento richiede controlli sull'uso del suolo sotto forma di suddivisione in zone e alcuni regolamenti. Le leggi possono applicarsi alla prevenzione di funzioni specifiche in particolare applicabili a fonti puntuali o azioni che potenzialmente possono causare inquinamento. Il controllo mediante la zonizzazione dell'uso del suolo è uno strumento di protezione delle acque sotterranee che è più efficace a livello di governo municipale o di contea. I programmi di protezione delle falde acquifere e delle teste di pozzo discussi di seguito sono esempi importanti di prevenzione dell'inquinamento.

Un programma di protezione dell'acquifero richiede di stabilire i confini dell'acquifero e delle sue aree di ricarica. Le falde acquifere possono essere di tipo non confinato o confinato e pertanto devono essere analizzate da un idrologo per effettuare questa determinazione. La maggior parte delle principali falde acquifere sono generalmente ben note nei paesi sviluppati, ma altre aree possono richiedere indagini sul campo e analisi idrogeologiche. L'elemento chiave del programma nella protezione dell'acquifero dal degrado della qualità dell'acqua è il controllo dell'uso del suolo sull'acquifero e sulle sue aree di ricarica.

La protezione della testa pozzo è un approccio più definitivo e limitato che si applica all'area di ricarica che contribuisce a un particolare pozzo. Il governo federale degli Stati Uniti, con gli emendamenti approvati nel 1986 al Safe Drinking Water Act (SDWA) (1984), richiede ora che vengano istituite specifiche aree di protezione della testa pozzo per i pozzi di approvvigionamento pubblico. L'area di protezione della testa di pozzo (WHPA) è definita nella SDWA come "l'area superficiale e sotterranea che circonda un pozzo d'acqua o un campo di pozzi, che alimenta un sistema di approvvigionamento idrico pubblico, attraverso la quale è ragionevolmente probabile che i contaminanti si spostino verso e raggiungano tale pozzo o pozzo d'acqua campo." L'obiettivo principale del programma WHPA, come delineato dall'US EPA (1987), è la delimitazione delle aree di protezione dei pozzi sulla base di criteri selezionati, funzionamento dei pozzi e considerazioni idrogeologiche.

 

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