53. Rischi ambientali per la salute
Redattori di capitoli: Annalee Yassi e Tord Kjellström
Collegamenti tra salute ambientale e occupazionale
Annalee Yassi e Tord Kjellström
Alimentazione e l'Agricoltura
Friedrich K. Käferstein
Inquinamento industriale nei paesi in via di sviluppo
Niu Shiru
Paesi in via di sviluppo e inquinamento
Tee L. Guidotti
Inquinamento dell'aria
Isabelle Romieu
Inquinamento terrestre
Tee L. Guidotti e Chen Weiping
Inquinamento dell'acqua
Ivanildo Hespanhol e Richard Helmer
Energia e Salute
LD Hamilton
Urbanizzazione
Edmund Werna
Cambiamenti climatici globali e riduzione dell'ozono
Jonathan A.Patz
Estinzione di specie, perdita di biodiversità e salute umana
Eric Chivian
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1. Principali focolai selezionati di "malattie ambientali".
2. Agenti di malattie di origine alimentare: caratteristiche epidemiologiche
3. Principali fonti di inquinanti atmosferici esterni
4. Relazione esposizione-risposta del PM10
5. Cambiamenti nella concentrazione di ozono: risultati sulla salute
6. Morbilità e mortalità: malattie legate all'acqua
7. Generazione di elettricità da combustibile: effetti sulla salute
8. Generazione di elettricità rinnovabile: effetti sulla salute
9. Generazione di elettricità nucleare: effetti sulla salute
10 Abitazione e salute
11 Infrastrutture urbane e salute
12 Stato globale delle principali malattie trasmesse da vettori
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54. Politica ambientale
Editor del capitolo: Larry R. Kohler
Panoramica Sicurezza e salute sul lavoro e ambiente: due facce della stessa medaglia
Larry R. Kohler
Ambiente e mondo del lavoro: un approccio integrato allo sviluppo sostenibile, all'ambiente e all'ambiente di lavoro
Larry R. Kohler
Legge e regolamenti
Françoise Burhenne-Guilmin
Convenzioni ambientali internazionali
Davide Freestone
Valutazioni di Impatto Ambientale
Ron Bisset
Valutazione del ciclo di vita (dalla culla alla tomba)
Sven Olof Ryding
Valutazione e comunicazione del rischio
Adrian V. Gheorghe e Hansjörg Seiler
Audit Ambientale - Definizione e Metodologia
Roberto Coyle
Strategie di gestione ambientale e tutela dei lavoratori
Cecilia Brighi
Controllo dell'inquinamento ambientale: rendere la prevenzione dell'inquinamento una priorità aziendale
Robert P. Bringer e Tom Zosel
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1. Ambito di un audit ambientale
2. Fasi fondamentali dell'audit ambientale
3. Accordi volontari relativi all'ambiente
4. Misure di tutela dell'ambiente e contratti collettivi
5. Contratti collettivi sulla tutela dell'ambiente
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55. Controllo dell'inquinamento ambientale
Redattori di capitoli: Jerry Spiegel e Lucien Y. Maystre
Controllo e prevenzione dell'inquinamento ambientale
Jerry Spiegel e Lucien Y. Maystre
Gestione dell'inquinamento atmosferico
Dietrich Schwela e Berenice Goelzer
Inquinamento atmosferico: modellazione della dispersione degli inquinanti atmosferici
Marion Wichmann-Fiebig
Monitoraggio della qualità dell'aria
Hans-Ulrich Pfeffer e Peter Bruckmann
Controllo dell'inquinamento atmosferico
Giovanni Elia
Controllo dell'inquinamento idrico
Herbert C. Preul
Progetto di bonifica delle acque reflue della regione di Dan: un caso di studio
Alessandro Donagi
Principi di gestione dei rifiuti
Lucien Y. Maystre
Gestione e riciclaggio dei rifiuti solidi
Niels Jorn Hahn e Poul S. Lauridsen
Caso di studio: controllo e prevenzione dell'inquinamento multimediale canadese sui Grandi Laghi
Thomas Tseng, Victor Shantora e Ian R. Smith
Tecnologie di produzione più pulite
David Bennett
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1. Inquinanti atmosferici comuni e loro fonti
2. Parametri di pianificazione della misurazione
3. Procedure di misura manuali per gas inorganici
4. Procedure di misura automatizzate per gas inorganici
5. Procedure di misura del particolato in sospensione
6. Procedure di misura a lunga distanza
7. Procedure cromatografiche di misurazione della qualità dell'aria
8. Monitoraggio sistematico della qualità dell'aria in Germania
9. Passaggi nella selezione dei controlli dell'inquinamento
10 Standard di qualità dell'aria per l'anidride solforosa
11 Standard di qualità dell'aria per il benzene
12 Esempi della migliore tecnologia di controllo disponibile
13 Gas industriali: metodi di pulizia
14 Tassi di emissione campione per processi industriali
15 Operazioni e processi di trattamento delle acque reflue
16 Elenco dei parametri indagati
17 Parametri indagati ai pozzi di recupero
18 Fonti di rifiuti
19 Criteri per la selezione delle sostanze
20 Riduzione delle emissioni di diossina e furano in Canada
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La pubblicità che circonda la Conferenza delle Nazioni Unite sull'ambiente e lo sviluppo (UNCED), che ha avuto luogo a Rio de Janeiro nel giugno 1992, ha confermato il posto centrale che le preoccupazioni ambientali globali su questioni come il riscaldamento globale e la perdita di diversità biologica hanno nell'agenda politica mondiale . Infatti, nei vent'anni intercorsi tra la Conferenza di Stoccolma sull'ambiente umano del 1972 e l'UNCED del 1992 non solo c'è stato un notevole aumento della consapevolezza delle minacce all'ambiente derivanti dalle attività umane su scala sia locale che globale, ma anche un massiccio aumento del numero di strumenti giuridici internazionali che disciplinano le questioni ambientali. (Esiste un gran numero di raccolte di trattati ambientali: si veda, ad esempio, Burhenne 1974a, 1974b, 1974c; Hohmann 1992; Molitor 1991. Per una valutazione qualitativa contemporanea si veda Sand 1992.)
Si ricorderà che le due fonti principali del diritto internazionale (come definito dallo Statuto della Corte internazionale di giustizia del 1945) sono le convenzioni internazionali e il diritto internazionale consuetudinario (articolo 38, paragrafo 1, dello Statuto). Il diritto consuetudinario internazionale deriva dalla prassi statale ripetuta nel tempo nella convinzione che rappresenti un obbligo giuridico. Sebbene sia possibile che nuove regole di consuetudine emergano in tempi relativamente brevi, la rapidità con cui la consapevolezza dei problemi ambientali globali ha raggiunto l'agenda politica internazionale ha fatto sì che il diritto consuetudinario tendesse a passare in secondo piano rispetto al diritto convenzionale o convenzionale nell'evoluzione del diritto norme. Sebbene alcuni principi basilari, come l'equo utilizzo delle risorse condivise (Lac Lanoux Arbitration 1957) o l'obbligo di non consentire attività che danneggino l'ambiente degli Stati limitrofi (Trail Smelter Arbitration 1939, 1941) possano essere attribuiti a decisioni giudiziarie derivate da consuetudini diritto, i trattati sono stati senza dubbio il principale mezzo con cui la comunità internazionale ha risposto all'esigenza di regolamentare le attività che minacciano l'ambiente. Un altro aspetto importante della regolamentazione ambientale internazionale è lo sviluppo delle “soft law”: strumenti non vincolanti che stabiliscono linee guida o desiderata per azioni future, o attraverso i quali gli Stati si impegnano politicamente a raggiungere determinati obiettivi. Questi strumenti di soft law talvolta si trasformano in strumenti giuridici formali o si collegano a strumenti vincolanti come, ad esempio, attraverso decisioni delle parti di una convenzione. (Sul significato del soft law in relazione al diritto internazionale dell'ambiente si veda Freestone 1994.) Molte delle raccolte di documenti di diritto internazionale dell'ambiente citate sopra includono strumenti di soft law.
Questo articolo fornirà una breve panoramica delle principali convenzioni ambientali internazionali. Sebbene tale revisione si concentri inevitabilmente sulle principali convenzioni globali, va tenuto presente anche il significativo e crescente tessuto di accordi regionali e bilaterali. (Per un'esposizione sistematica dell'intero corpus del diritto ambientale internazionale, vedi Kiss e Shelton 1991; Birnie e Boyle 1992. Vedi anche Churchill e Freestone 1991.)
Pre-Stoccolma
Prima della Conferenza di Stoccolma del 1972 la maggior parte delle convenzioni ambientali riguardava la conservazione della fauna selvatica. Di interesse storico sono solo le convenzioni per la protezione degli uccelli molto precoci (ad esempio, la Convenzione del 1902 per la protezione degli uccelli utili all'agricoltura; vedi oltre Lyster 1985). Più significative a lungo termine sono le convenzioni generali per la conservazione della natura, sebbene la Convenzione di Washington del 1946 per la regolamentazione della caccia alle balene (e il suo Protocollo del 1956) sia particolarmente degna di nota in questo periodo - nel tempo ha ovviamente cambiato il suo obiettivo dallo sfruttamento alla conservazione. Una convenzione pionieristica in termini di conservazione è stata la Convenzione africana del 1968 sulla conservazione della natura e delle risorse naturali, Algeri, che nonostante il suo approccio globale e innovativo alla conservazione ha commesso l'errore di molte altre convenzioni nel non stabilire una struttura amministrativa per sovrintendere alla sua supervisione. Notevole e di notevole successo è anche la Convenzione di Ramsar del 1971 sulle zone umide di importanza internazionale, in particolare come Habitat degli uccelli acquatici, che istituisce una rete di zone umide protette nei territori degli Stati membri.
Altri sviluppi degni di nota in questo periodo sono le prime Convenzioni globali sull'inquinamento da petrolio. La Convenzione internazionale del 1954 per la prevenzione dell'inquinamento marino da idrocarburi (OILPOL) (emendata nel 1962 e nel 1969) ha aperto nuovi orizzonti sviluppando un quadro normativo per il trasporto di idrocarburi via mare, ma le prime convenzioni a prevedere azioni di emergenza e il risarcimento per i danni da inquinamento da idrocarburi è stato sviluppato direttamente in risposta alla prima grande vittima di una petroliera al mondo: il naufragio della petroliera liberiana Canyon di Torrey al largo della costa del sud-ovest dell'Inghilterra nel 1967. La Convenzione internazionale del 1969 relativa all'intervento in alto mare in caso di danni da inquinamento da idrocarburi autorizzava l'azione di emergenza da parte degli stati costieri al di fuori delle acque territoriali e i suoi membri, la Convenzione internazionale del 1969 sulla responsabilità civile per l'inquinamento da idrocarburi danni e la Convenzione internazionale del 1971 sull'istituzione di un Fondo internazionale per il risarcimento dei danni da inquinamento da idrocarburi di Bruxelles, hanno fornito una base per le richieste di risarcimento nei confronti dei proprietari e degli operatori di petroliere integrate da un fondo di risarcimento internazionale. (Si noti anche i significativi schemi di compensazione volontaria del settore come TOVALOP e CRISTAL; vedere ulteriormente Abecassis e Jarashow 1985.)
Da Stoccolma a Rio
Gli anni dal 1972 al 1992 hanno visto un sorprendente aumento del numero e della varietà degli strumenti internazionali di diritto ambientale. Gran parte di questa attività è direttamente attribuibile alla Conferenza di Stoccolma. Non solo la famosa Dichiarazione della Conferenza (Dichiarazione della Conferenza delle Nazioni Unite sull'Ambiente Umano del 1972) fissava alcuni principi, la maggior parte dei quali erano de lege ferend (vale a dire, hanno dichiarato quello che la legge dovrebbe essere piuttosto che quello che era), ma ha anche sviluppato un piano d'azione ambientale di 109 punti e una risoluzione che raccomanda l'attuazione istituzionale e finanziaria da parte delle Nazioni Unite. Il risultato di queste raccomandazioni fu l'istituzione del Programma delle Nazioni Unite per l'ambiente (UNEP), stabilito dalla risoluzione dell'Assemblea generale delle Nazioni Unite (UNGA 1972) e con sede infine a Nairobi. L'UNEP è stata direttamente responsabile della sponsorizzazione di una serie di importanti trattati globali sull'ambiente e dello sviluppo dell'importante Programma Marittimo Regionale, che ha portato a una rete di circa otto convenzioni quadro regionali per la protezione dell'ambiente marino, ciascuna con protocolli sviluppati per soddisfare le esigenze particolari della regione. Numerosi nuovi programmi regionali sono ancora in cantiere.
Al fine di fornire una panoramica del gran numero di convenzioni ambientali sviluppate durante questo periodo, esse sono suddivise in una serie di gruppi: conservazione della natura; protezione dell'ambiente marino; e la regolamentazione degli impatti ambientali transfrontalieri.
Conservazione della natura e delle risorse naturali
Questo periodo ha visto la conclusione di una serie di trattati di conservazione della natura sia a livello globale che regionale. A livello mondiale si segnalano in particolare la Convenzione UNESCO del 1972 sulla protezione del patrimonio culturale e naturale mondiale, la Convenzione di Washington sul commercio internazionale delle specie minacciate di estinzione (CITES) del 1973 e la Convenzione di Bonn del 1979 sulla conservazione delle specie migratrici della fauna selvatica . A livello regionale il gran numero di trattati comprende la Convenzione nordica del 1974 sulla protezione dell'ambiente, la Convenzione sulla conservazione della natura nel Pacifico meridionale del 1976 (Convenzione Apia, in Burhenne 1974a) e la Convenzione di Berna del 1979 sulla conservazione della Fauna selvatica e habitat naturali (serie di trattati europei). Si ricordano anche la Direttiva CE 1979/79 del 409 sulla conservazione degli uccelli selvatici (GU 1979), ora modificata e integrata dalla Direttiva 92/43 sulla conservazione degli habitat naturali e della flora e della fauna selvatiche (GU 1992), la Convenzione del 1979 per la conservazione e la gestione della vigogna e l'accordo ASEAN del 1985 sulla conservazione della natura e delle risorse naturali (riprodotto in Kiss e Shelton 1991). (Degni di nota sono anche i trattati relativi all'Antartide, un'area di beni comuni globali al di fuori della giurisdizione di qualsiasi stato: la Convenzione di Canberra del 1980 sulla conservazione delle risorse biologiche dell'Antartide, la Convenzione di Wellington del 1988 sulla regolamentazione delle attività delle risorse minerarie dell'Antartide e il Protocollo del 1991 al Trattato Antartico sulla Protezione Ambientale, firmato a Madrid.)
Protezione dell'ambiente marino
Nel 1973 iniziarono i negoziati della Terza Conferenza delle Nazioni Unite sul Diritto del Mare (UNCLOS III). I nove anni di negoziati UNCLOS sono culminati nella Convenzione di Montego Bay sul diritto del mare (LOSC) del 1982, che includeva nella sua Parte XII un quadro generale per la regolamentazione delle questioni ambientali marine, comprese le fonti di inquinamento e di scarico di navi e terrestri , nonché di stabilire alcuni obblighi generali in materia di protezione dell'ambiente marino.
A un livello più dettagliato, l'Organizzazione marittima internazionale (IMO) è stata responsabile dello sviluppo di due importanti convenzioni globali: la Convenzione di Londra del 1972 sulla prevenzione dell'inquinamento marino dovuto allo scarico di rifiuti e altri materiali e la Convenzione internazionale del 1973 per la prevenzione dell'inquinamento Inquinamento da navi, come modificato nel 1978 (MARPOL 1973/78), e un terzo relativo alle fuoriuscite di petrolio dal titolo Convenzione internazionale sulla preparazione, risposta e cooperazione contro l'inquinamento da idrocarburi nel 1990, stabilisce un quadro giuridico globale per la collaborazione e l'assistenza in risposta a gravi fuoriuscite di petrolio. (Altre convenzioni marittime che non sono principalmente ambientali ma sono rilevanti includono la convenzione del 1972 sul regolamento internazionale per prevenire gli abbordi in mare (COLREG); la convenzione internazionale per la salvaguardia della vita umana in mare (SOLAS) del 1974; la convenzione ILO del 1976 per la navigazione mercantile (Standard minimi) (n. 147) e la Convenzione del 1978 sugli standard di addestramento, certificazione e vigilanza per i marittimi).
La Convenzione di Londra del 1972 ha adottato quello che ora è diventato un approccio comune elencando le sostanze (allegato I) che non possono essere scaricate nell'oceano; L'allegato II elencava le sostanze che potevano essere scaricate solo con un'autorizzazione. La struttura normativa, che richiede agli Stati firmatari di far rispettare questi obblighi nei confronti di qualsiasi nave che carica nei loro porti o delle loro navi battenti bandiera in qualsiasi parte del mondo, ha progressivamente rafforzato il suo regime al punto che le parti hanno ora effettivamente posto fine allo scarico oceanico di rifiuti industriali. La convenzione MARPOL del 1973/78 sostituisce la convenzione OILPOL del 1954 (sopra) e fornisce il principale regime normativo per l'inquinamento provocato da navi di ogni tipo, comprese le petroliere. La MARPOL richiede agli stati di bandiera di imporre controlli sugli "scarichi operativi" di tutte le sostanze controllate. Il regime MARPOL è stato modificato nel 1978 in modo da estenderlo progressivamente alle diverse forme di inquinamento provocato dalle navi contenute nei cinque allegati. Sono ora in vigore tutti gli allegati relativi al petrolio (allegato I), alle sostanze liquide nocive (allegato II), ai rifiuti imballati (allegato III), ai liquami (allegato IV) e ai rifiuti (allegato V). Standard più severi sono applicati all'interno delle Aree Speciali concordate dalle Parti.
A livello regionale, il Programma Marittimo Regionale dell'UNEP fornisce un'ampia, anche se non esaustiva, rete di trattati di protezione marina che coprono: il Mediterraneo (Convenzione per la protezione del Mar Mediterraneo dall'inquinamento, Barcellona, 16 febbraio 1976; protocolli nel 1976 ( 2), 1980 e 1982); Golfo (Convenzione regionale del Kuwait per la cooperazione sulla protezione dell'ambiente marino dall'inquinamento, Kuwait, 24 aprile 1978; protocolli nel 1978, 1989 e 1990); Africa occidentale (Convenzione per la cooperazione nella protezione e nello sviluppo dell'ambiente marino e costiero della regione dell'Africa occidentale e centrale (Abidjan, 23 marzo 1981), con protocollo del 1981); Pacifico sudorientale (Convenzione per la protezione dell'ambiente marino e delle zone costiere del Pacifico sudorientale (Lima, 12 novembre 1981); protocolli 1981, 1983 (2) e 1989); Mar Rosso (Convenzione regionale per la conservazione dell'ambiente del Mar Rosso e del Golfo di Aden (Gedda, 14 febbraio 1982); protocollo del 1982); Caraibi (Convenzione per la protezione e lo sviluppo dell'ambiente marino della regione dei Caraibi allargati, (Cartagena des Indias, 24 marzo 1983); protocolli nel 1983 e nel 1990); Africa orientale (Convenzione per la protezione, la gestione e lo sviluppo dell'ambiente marino e costiero della regione dell'Africa orientale (Nairobi, 21 giugno 1985); 2 protocolli nel 1985); e il Pacifico meridionale (Convenzione per la protezione delle risorse naturali e dell'ambiente della regione del Pacifico meridionale, (Noumea, 24 novembre 1986); 2 protocolli nel 1986) - con altri sei circa in varie fasi di pianificazione. (Per i testi di tutte le suddette Convenzioni e dei loro protocolli, nonché per dettagli sui programmi di sviluppo, vedere Sand 1987.) Questi trattati sono integrati da protocolli che coprono un'ampia gamma di questioni tra cui la regolamentazione delle fonti di inquinamento terrestri, inquinamento da (e smantellamento di) piattaforme petrolifere off-shore, aree particolarmente protette e protezione della fauna selvatica.
Altri regimi regionali sono stati sviluppati al di fuori del quadro dell'UNEP, in particolare nell'Atlantico nord-orientale, dove una rete molto ampia di strumenti regionali copre la regolamentazione dello scarico oceanico (Convenzione di Oslo del 1972 per la prevenzione dell'inquinamento marino dovuto allo scarico di navi e aeromobili; protocolli in 1983 e 1989), fonti terrestri di inquinamento (Convenzione di Parigi del 1974 per la prevenzione dell'inquinamento marino da fonti terrestri; protocollo nel 1986), monitoraggio e cooperazione dell'inquinamento da idrocarburi (Accordo di Bonn per la cooperazione nel trattamento dell'inquinamento del Mare del Nord da petrolio e altre sostanze nocive: decisione di modifica del 1983), ispezione delle navi per la sicurezza e la protezione dell'ambiente marino (Memorandum d'intesa di Parigi del 1989 sul controllo dello Stato di approdo nell'attuazione degli accordi sulla sicurezza marittima e la protezione dell'ambiente marino, nonché come conservazione della natura e pesca (vedi in generale Freestone e IJlstra 1982. Nota anche il nuovo Convento di Parigi del 1991 ione per la protezione dell'ambiente marino dell'Atlantico nord-orientale, che sostituirà le Convenzioni di Oslo e Parigi; testo e analisi in Hey, IJlstra e Nollkaemper 1992). una nuova Convenzione sviluppata per la regione del Mar Nero (Convenzione di Bucarest del 1993 sulla protezione del Mar Nero; vedere anche Dichiarazione ministeriale di Odessa del 1974 sulla protezione del Mar Nero).
Impatti transfrontalieri
Il principio 21 della Dichiarazione di Stoccolma prevedeva che gli Stati avessero “la responsabilità di garantire che le attività sotto la loro giurisdizione e controllo non causassero danni all'ambiente di altri Stati o di aree al di fuori della giurisdizione nazionale”. Sebbene questo principio sia ora ampiamente considerato come parte del diritto internazionale consuetudinario, il principio grosso modo richiede una notevole messa a punto per fornire la base per la regolamentazione di tali attività. Per affrontare questi problemi, e in gran parte in risposta a crisi ben pubblicizzate, sono state sviluppate convenzioni internazionali per affrontare questioni quali l'inquinamento atmosferico transfrontaliero a lungo raggio, la protezione dello strato di ozono, la notifica e la cooperazione in risposta a incidenti nucleari, il movimento transfrontaliero di rifiuti pericolosi e il cambiamento climatico globale.
Inquinamento atmosferico transfrontaliero a lungo raggio
L'inquinamento atmosferico a lungo raggio in Europa è stato affrontato per la prima volta dalla Convenzione di Ginevra del 1979 (Convenzione sull'inquinamento atmosferico transfrontaliero a lungo raggio). Si trattava, tuttavia, di una convenzione quadro i cui scopi modestamente espressi erano “limitare e, per quanto possibile, ridurre e prevenire gradualmente l'inquinamento atmosferico, compreso l'inquinamento transfrontaliero a grande distanza”. Progressi sostanziali nella regolamentazione delle emissioni di sostanze specifiche sono stati compiuti solo con lo sviluppo dei protocolli, che ora sono quattro: il Protocollo di Ginevra del 1984 (Protocollo di Ginevra sul finanziamento a lungo termine del programma cooperativo per il monitoraggio e la valutazione del lungo periodo -Range Transmission of Air Pollution in Europe) ha istituito una rete di stazioni di monitoraggio della qualità dell'aria; il Protocollo di Helsinki del 1985 (sulla riduzione delle emissioni di zolfo) mirava a ridurre le emissioni di zolfo del 30% entro il 1993; il Protocollo di Sofia del 1988 (Concerning the Control of Emissions of Nitrogen Oxides or their Transboundary Fluxes), ora sostituito dal Second Sulphur Protocol, Oslo, 1994, prevedeva un congelamento delle emissioni nazionali di ossidi di azoto ai livelli del 1987 entro il 1994; e il Protocollo di Ginevra del 1991 (sul controllo delle emissioni di composti organici volatili o dei loro flussi transfrontalieri) ha fornito una gamma di opzioni per l'abbattimento delle emissioni di composti organici volatili e flussi.
Implicazioni transfrontaliere degli incidenti nucleari
L'attenzione mondiale era stata portata sulle implicazioni transfrontaliere degli incidenti nucleari dopo l'incidente di Chernobyl del 1986, ma anche prima, le precedenti convenzioni avevano affrontato una serie di questioni relative ai rischi derivanti da ordigni nucleari, tra cui la Convenzione del 1961 sulla responsabilità di terzi in il campo dell'energia nucleare (1960) e la Convenzione di Vienna sulla responsabilità civile per danni nucleari (1963). Si noti anche il trattato del 1963 che vieta i test sulle armi nucleari nell'atmosfera, nello spazio e sott'acqua. La Convenzione di Vienna del 1980 sulla protezione fisica del materiale nucleare aveva tentato di stabilire standard per la protezione del materiale nucleare da una serie di minacce, compreso il terrorismo. Sulla scia di Chernobyl, nel 1986 sono state concordate altre due convenzioni, sulla notifica tempestiva degli incidenti (Convenzione di Vienna sulla notifica tempestiva di un incidente nucleare) e sulla cooperazione internazionale in caso di tali incidenti (Convenzione di Vienna sull'assistenza in caso di incidente nucleare) incidente nucleare o emergenza radiologica).
Protezione dello strato di ozono
La Convenzione di Vienna del 1985 per la protezione dello strato di ozono impone obblighi generali a ciascuna parte "secondo i mezzi a sua disposizione e le sue capacità" per:
a) cooperare mediante l'osservazione sistematica, la ricerca e lo scambio di informazioni al fine di comprendere e valutare meglio gli effetti delle attività umane sullo strato di ozono e gli effetti sulla salute umana e sull'ambiente derivanti dalla modifica dello strato di ozono; b) adotta misure legislative o amministrative appropriate e collabora all'armonizzazione di politiche adeguate per controllare, limitare, ridurre o impedire le attività umane sotto la loro giurisdizione o il loro controllo, qualora si riscontri che tali attività hanno o possono avere effetti negativi derivanti da modifiche o probabilmente modifica dello strato di ozono; (c) collaborare alla formulazione di misure, procedure e standard concordati per l'attuazione della Convenzione, in vista dell'adozione di protocolli e allegati; d) cooperare con gli organismi internazionali competenti per attuare efficacemente la Convenzione ei protocolli di cui sono parte.
La Convenzione di Vienna è stata integrata dal Protocollo di Montreal del 1987 sulle sostanze che riducono lo strato di ozono, anch'esso adattato e modificato dalla Riunione di Londra del 1990 e più recentemente dalla Riunione di Copenaghen del novembre 1992. L'articolo 2 del Protocollo impone alle parti di imporre controlli sostanze chimiche che riducono lo strato di ozono, in particolare CFC, halon, altri CFC completamente alogenati, tetracloruro di carbonio e 1,1,1-tricloroetano (metilcloroformio).
L'articolo 5 prevede un'esenzione dalle restrizioni sulle emissioni per alcuni paesi in via di sviluppo, "per soddisfare le (loro) esigenze interne di base" per un massimo di dieci anni, fatte salve alcune condizioni stabilite nell'articolo 5 (2) (3). Il protocollo prevede inoltre la cooperazione tecnica e finanziaria per le parti dei paesi in via di sviluppo che chiedono l'esenzione ai sensi dell'articolo 5. È stato concordato un fondo multilaterale per assistere tali parti nella ricerca e nell'adempimento dei loro obblighi (articolo 10). A Copenaghen nel novembre 1992, alla luce della Valutazione scientifica dell'esaurimento dell'ozono del 1991, che ha rilevato che c'erano nuove prove di diminuzioni dell'ozono in entrambi gli emisferi alle medie e alte latitudini, sono state concordate una serie di nuove misure, soggette ovviamente a il regime generale sopra delineato; ritardi ai sensi dell'articolo 5 sono ancora possibili per i paesi in via di sviluppo. A tutte le parti è stato richiesto di cessare l'uso di halon entro il 1994 e di CFC, HBFC, tetracloruro di carbonio e metilcloroformio entro il 1996. L'uso di HCFC dovrebbe essere congelato entro il 1996, ridotto del 90% entro il 2015 ed eliminato entro il 2030. Il bromuro di metile, ancora utilizzato come un conservante per frutta e cereali, è stato sottoposto a controlli volontari. Le parti contraenti hanno concordato di "fare ogni sforzo" per congelarne l'uso entro il 1995 ai livelli del 1991. L'obiettivo generale era stabilizzare il carico di cloro atmosferico entro il 2000 e quindi ridurlo al di sotto dei livelli critici entro il 2060 circa.
Movimento transfrontaliero di rifiuti pericolosi
A seguito di una serie di noti incidenti in cui le spedizioni di rifiuti pericolosi provenienti da paesi sviluppati sono state trovate in condizioni incontrollate e pericolose nei paesi in via di sviluppo, il movimento transfrontaliero di rifiuti pericolosi è stato oggetto di regolamentazione internazionale dalla Convenzione di Basilea del 1989 sul controllo del movimento transfrontaliero dei rifiuti pericolosi e loro smaltimento (vedi anche Kummer 1992). Questa convenzione si basa sul principio del consenso informato preventivo da stato a stato prima che possa aver luogo il movimento di tali rifiuti. L'Organizzazione dell'Unità Africana è tuttavia andata oltre con la sua Convenzione di Bamako del 1991 sul divieto di importazione in Africa e sul controllo dei movimenti transfrontalieri e della gestione dei rifiuti pericolosi in Africa, che cerca di vietare completamente l'importazione di rifiuti pericolosi in Africa .
Valutazione dell'impatto ambientale (VIA) in un contesto transfrontaliero
La Convenzione di Espoo del 1991 sulla valutazione dell'impatto ambientale in un contesto transfrontaliero stabilisce un quadro per le relazioni di vicinato. Estende il concetto di VIA, fino ad oggi sviluppato esclusivamente nell'ambito delle leggi e delle procedure urbanistiche nazionali, agli impatti transfrontalieri dei progetti di sviluppo e delle relative procedure e decisioni.
1992 e Convenzioni post-Rio
L'UNCED di Rio ha stimolato, o ha coinciso con, un gran numero di nuove convenzioni ambientali globali e regionali, nonché un'importante dichiarazione di principi per il futuro nella Dichiarazione di Rio sull'ambiente e lo sviluppo. Oltre alle due convenzioni concluse a Rio, la Convenzione quadro sui cambiamenti climatici e la Convenzione sulla diversità biologica, nuove convenzioni ambientali firmate nel 1992 includevano quelle che regolavano l'uso dei corsi d'acqua internazionali e gli effetti transfrontalieri degli incidenti sul lavoro. A livello regionale il 1992 ha visto la Convenzione di Helsinki sulla protezione e l'uso dell'area del Mar Baltico (testo e analisi in Ehlers 1993) e la Convenzione di Bucarest sulla protezione del Mar Nero dall'inquinamento. Si noti anche la Dichiarazione ministeriale del 1993 sulla protezione del Mar Nero, che sostiene un approccio precauzionale e olistico, e la Convenzione di Parigi per la protezione dell'ambiente marino dell'Atlantico nord-orientale (testo e analisi in Hey, IJlstra e Nollkaemper 1993) .
La Convenzione quadro delle Nazioni Unite sui cambiamenti climatici (UNFCCC)
L'UNFCCC, firmato a Rio de Janeiro nel giugno 1992 da circa 155 stati, è vagamente modellato sulla Convenzione di Vienna del 1985. Come suggerisce il nome, fornisce un quadro all'interno del quale saranno negoziati obblighi più dettagliati per mezzo di protocolli dettagliati. L'obiettivo fondamentale della Convenzione è raggiungere
stabilizzazione delle concentrazioni di gas serra nell'atmosfera a un livello tale da prevenire pericolose interferenze antropogeniche con il sistema climatico ... in un lasso di tempo sufficiente per consentire agli ecosistemi di adattarsi naturalmente ai cambiamenti climatici, per garantire che la produzione alimentare non sia minacciata e per consentire sviluppo economico per procedere in modo sostenibile. (Articolo 2)
Due obblighi principali sono imposti a tutte le Parti dall'articolo 4: (a) sviluppare, aggiornare periodicamente, pubblicare e rendere disponibile un inventario nazionale delle emissioni antropogeniche da fonti e rimozioni da pozzi di tutti i gas a effetto serra utilizzando comparabili (e ancora da concordare ) metodologie; e (b) formulare, attuare, pubblicare e aggiornare regolarmente programmi nazionali e regionali di misure per mitigare i cambiamenti climatici affrontando le emissioni antropogeniche dalle fonti e gli assorbimenti da pozzi di tutti i gas a effetto serra e misure per facilitare un adeguato adattamento ai cambiamenti climatici. Inoltre, le parti dei paesi sviluppati concordano una serie di obblighi generali che saranno resi specifici da protocolli più dettagliati.
Ad esempio, impegnarsi a promuovere e cooperare allo sviluppo delle tecnologie; controllare, prevenire o ridurre le emissioni antropogeniche di gas serra; promuovere lo sviluppo sostenibile e la conservazione e il miglioramento di pozzi e serbatoi, tra cui biomassa, foreste, oceani e altri ecosistemi terrestri, costieri e marini; cooperare nell'adattamento agli impatti dei cambiamenti climatici, mediante l'elaborazione di piani per la gestione integrata delle zone costiere, delle risorse idriche e dell'agricoltura e per la protezione e il ripristino delle aree colpite, tra l'altro, da inondazioni; promuovere e cooperare allo scambio di informazioni scientifiche, tecnologiche, socioeconomiche e legali relative al clima, ai cambiamenti climatici e alle strategie di risposta; e promuovere e cooperare in materia di istruzione, formazione e sensibilizzazione del pubblico.
La convenzione sulla diversità biologica
Gli obiettivi della Convenzione sulla Diversità Biologica, anch'essa approvata all'UNCED del 1992 a Rio de Janeiro, sono la conservazione della diversità biologica, l'uso sostenibile delle sue componenti e la giusta ed equa condivisione dei benefici derivanti dall'utilizzo delle risorse genetiche ( Articolo 1) (per un'utile critica vedi Boyle 1993). Come l'UNFCCC anche questa convenzione sarà integrata da protocolli, ma stabilisce obblighi generali in materia di conservazione e uso sostenibile delle risorse naturali, per l'identificazione e il monitoraggio della diversità biologica, per on-site ed ex situ conservazione, ricerca e formazione nonché istruzione pubblica e sensibilizzazione e VIA delle attività che possono incidere sulla biodiversità. Esistono anche disposizioni generali relative all'accesso alle risorse genetiche e all'accesso e al trasferimento della relativa tecnologia, compresa la biotecnologia, nonché allo scambio internazionale di informazioni e alla cooperazione.
Regolamentazione dell'uso dei corsi d'acqua internazionali
La Convenzione di Helsinki del 1992 sulla protezione e l'uso dei corsi d'acqua transfrontalieri e dei laghi internazionali mira a stabilire quadri di cooperazione per il monitoraggio e la valutazione congiunti, la ricerca e lo sviluppo comuni e lo scambio di informazioni tra gli stati rivieraschi. Impone doveri fondamentali a tali Stati per prevenire il controllo e ridurre gli impatti transfrontalieri su tali risorse condivise, in particolare per quanto riguarda l'inquinamento idrico, attraverso adeguate tecniche di gestione, tra cui la VIA e la pianificazione di emergenza, nonché attraverso l'adozione di tecnologie a basso o non spreco e la riduzione di inquinamento da fonti puntuali e diffuse.
Gli effetti transfrontalieri degli incidenti sul lavoro
La Convenzione sugli effetti transfrontalieri degli incidenti industriali, anch'essa firmata a Helsinki nel marzo 1992, copre la prevenzione, la preparazione e la risposta agli incidenti industriali che possono avere un effetto transfrontaliero. Gli obblighi principali sono la cooperazione e lo scambio di informazioni con altre parti. Il sistema dettagliato di tredici allegati stabilisce i sistemi per identificare le attività pericolose con implicazioni transfrontaliere, per lo sviluppo della VIA con una dimensione transfrontaliera (in conformità con la Convenzione di Espoo del 1991, sopra) per le decisioni sull'ubicazione delle attività potenzialmente pericolose. Prevede inoltre la preparazione alle emergenze e l'accesso alle informazioni per il pubblico e per le altre parti.
Conclusione
Come questa breve rassegna avrebbe dovuto dimostrare, negli ultimi due decenni c'è stato un grande cambiamento nell'atteggiamento della comunità mondiale nei confronti della conservazione e della gestione dell'ambiente. Parte di questo cambiamento è stato un sostanziale aumento del numero e della portata degli strumenti internazionali che affrontano le questioni ambientali. L'enorme numero di strumenti è stato accompagnato da nuovi principi e istituzioni. Il principio chi inquina paga, il principio di precauzione (Churchill e Freestone 1991; Freestone e Hey 1996) e la preoccupazione per i diritti delle generazioni future (Kiss, in Freestone e Hey 1996) sono tutti riflessi nelle convenzioni internazionali sopra esaminate. Il ruolo del Programma ambientale delle Nazioni Unite e dei segretariati dei trattati istituiti per assistere e monitorare il crescente numero di regimi di trattati porta i commentatori a suggerire che il diritto ambientale internazionale, come, ad esempio, il diritto internazionale dei diritti umani, è emerso come un nuovo ramo distinto del diritto internazionale (Freestone 1994). L'UNCED ha svolto un ruolo importante in questo, ha stabilito un'agenda importante, gran parte della quale rimane incompiuta. Sono ancora necessari protocolli dettagliati per aggiungere sostanza al quadro della Convenzione sui cambiamenti climatici e, probabilmente, anche alla Convenzione sulla diversità biologica. La preoccupazione per l'impatto ambientale della pesca nelle zone di alto mare ha portato alla conclusione dell'accordo delle Nazioni Unite sugli stock ittici transfrontalieri e sugli stock ittici altamente migratori nel 1995. Sempre nel 1995 si è tenuta un'altra conferenza delle Nazioni Unite sulle fonti terrestri di inquinamento marino, ora concordata essere la causa di oltre il 70% di tutto l'inquinamento degli oceani. Anche le dimensioni ambientali del commercio mondiale, la deforestazione e la desertificazione sono questioni da affrontare per il futuro a livello globale, mentre i progressi continuano a migliorare la nostra consapevolezza degli impatti delle attività umane sugli ecosistemi mondiali. La sfida per questo emergente diritto ambientale internazionale non è semplicemente quella di rispondere con un aumento del numero di strumenti ambientali, ma anche di aumentarne l'impatto e l'efficacia.
Il termine utilizzato come titolo di questo articolo, valutazioni di impatto ambientale, è stato ormai sempre più, ma non universalmente, sostituito con il termine valutazioni ambientali. Un rapido esame del motivo di questo cambio di nome ci aiuterà a definire la natura essenziale dell'attività descritta da questi nomi, e uno dei fattori importanti dietro l'opposizione o la riluttanza all'uso della parola impatto.
Nel 1970, il National Environmental Policy Act (NEPA) è diventato legge negli Stati Uniti, stabilendo obiettivi di politica ambientale per il governo federale, concentrandosi sulla necessità di tenere conto dei fattori ambientali nel processo decisionale. Certo, è facile stabilire un obiettivo politico, ma è più difficile raggiungerlo. Per garantire che la legge avesse "denti", i legislatori hanno incorporato una disposizione che richiede che il governo federale prepari una "Dichiarazione sull'impatto ambientale" (EIS) per qualsiasi azione proposta "che potrebbe incidere in modo significativo sulla qualità dell'ambiente umano". Il contenuto di questo documento doveva essere considerato prima di prendere una decisione sull'opportunità di avviare l'azione proposta. Il lavoro svolto per la redazione della VIA è stato denominato Valutazione di Impatto Ambientale (VIA), poiché ha comportato l'identificazione, la previsione e la valutazione degli impatti dell'azione federale proposta.
La parola “impact”, in inglese, purtroppo non è un termine positivo. Si pensa che un impatto sia dannoso (quasi per definizione). Pertanto, poiché la pratica della VIA si è diffusa oltre gli Stati Uniti in Canada, Europa, Sud-est asiatico e Australasia, molti governi e i loro consulenti hanno voluto allontanarsi dagli aspetti negativi dell'impatto, e così è nato il termine valutazione ambientale (EA). EIA ed EA sono identiche (tranne che negli Stati Uniti e nei pochi paesi che hanno adottato il sistema statunitense, dove EIA ed EA hanno significati precisi e diversi). In questo articolo si farà riferimento solo a EIA, anche se va ricordato che tutti i commenti si applicano allo stesso modo a EA ed entrambi i termini sono in uso a livello internazionale.
Oltre all'uso della parola impatto, anche il contesto in cui è stata applicata la VIA (in particolare negli Stati Uniti e in Canada) è stato influente sulle percezioni della VIA che erano (e in alcuni casi sono tuttora) comuni tra politici, alti funzionari governativi funzionari e “sviluppatori” del settore privato e pubblico. Sia negli Stati Uniti che in Canada, la pianificazione dell'uso del territorio era debole e la preparazione di EIS o rapporti di VIA veniva spesso "dirottata" dalle parti interessate e diventava quasi attività di pianificazione. Ciò ha incoraggiato la produzione di documenti di grandi dimensioni e in più volumi che richiedevano tempo e denaro da produrre e, ovviamente, praticamente impossibili da leggere e agire! A volte i progetti venivano ritardati mentre tutta questa attività era in corso, causando irritazione e costi finanziari a promotori e investitori.
Inoltre, nei primi cinque o sei anni di attività, la NEPA ha dato luogo a numerosi casi giudiziari in cui gli oppositori del progetto hanno potuto contestare l'adeguatezza degli EIS per motivi tecnici e talvolta procedurali. Ancora una volta, ciò ha causato molti ritardi ai progetti. Tuttavia, man mano che l'esperienza è stata acquisita e sono state emanate linee guida più chiare e rigorose, il numero di casi portati in tribunale è diminuito in modo significativo.
Purtroppo, l'effetto combinato di queste esperienze è stato quello di dare a molti osservatori esterni la netta impressione che la VIA fosse un'attività ben intenzionata che, purtroppo, era andata male ed era finita per essere più un ostacolo che un aiuto allo sviluppo. A molte persone sembrava un'attività appropriata, se non del tutto necessaria, per i paesi sviluppati autoindulgenti, ma per le nazioni in via di industrializzazione era un lusso costoso che non potevano davvero permettersi.
Nonostante la reazione avversa in alcuni luoghi, a livello globale la diffusione della VIA si è rivelata irresistibile. A partire dal 1970 negli Stati Uniti, la VIA si è estesa al Canada, all'Australia e all'Europa. Diversi paesi in via di sviluppo, ad esempio Filippine, Indonesia e Tailandia, hanno introdotto procedure VIA prima di molti paesi dell'Europa occidentale. È interessante notare che le varie banche di sviluppo, come la Banca mondiale, sono state tra le organizzazioni più lente a introdurre la VIA nei loro sistemi decisionali. In effetti, è stato solo alla fine degli anni '1980 e all'inizio degli anni '1990 che si poteva dire che le banche e le agenzie di aiuto bilaterale avessero raggiunto il resto del mondo. Non vi è alcun segno che il ritmo con cui le leggi ei regolamenti sulla VIA vengono introdotti nei sistemi decisionali nazionali stia rallentando. Infatti, a seguito del "Vertice della Terra" tenutosi a Rio de Janeiro nel 1992, la VIA è stata utilizzata sempre di più mentre le agenzie internazionali ei governi nazionali tentano di soddisfare le raccomandazioni formulate a Rio in merito alla necessità di uno sviluppo sostenibile.
Cos'è la VIA?
Come possiamo spiegare la crescente popolarità della VIA? Cosa può fare per i governi, gli sviluppatori del settore privato e pubblico, i lavoratori, le loro famiglie e le comunità in cui vivono?
Prima della VIA, i progetti di sviluppo come autostrade, dighe idroelettriche, porti e installazioni industriali venivano valutati su basi tecniche, economiche e, ovviamente, politiche. Tali progetti hanno determinati obiettivi economici e sociali da raggiungere, e i decisori coinvolti nel rilascio di permessi, licenze o altri tipi di autorizzazioni erano interessati a sapere se i progetti li avrebbero raggiunti (lasciando da parte quei progetti concepiti e realizzati per scopi politici come come prestigio). Ciò ha richiesto uno studio economico (solitamente un'analisi costi-benefici) e indagini tecniche. Purtroppo, questi studi non hanno tenuto conto degli effetti ambientali e, con il passare del tempo, sempre più persone si sono rese conto dei crescenti danni causati all'ambiente da tali progetti di sviluppo. In molti casi, gli impatti ambientali e sociali non intenzionali hanno portato a costi economici; ad esempio, la diga di Kariba in Africa (al confine tra Zambia e Zimbabwe) ha provocato il reinsediamento di molti villaggi in aree non adatte all'agricoltura tradizionale praticata dalla popolazione. Nelle aree reinsediate il cibo è diventato scarso e il governo ha dovuto avviare operazioni di approvvigionamento alimentare di emergenza. Altri esempi di costi "aggiuntivi" imprevisti e danni ambientali hanno portato a una crescente consapevolezza che le tradizionali tecniche di valutazione del progetto necessitavano di una dimensione aggiuntiva per ridurre le possibilità di impatti imprevisti e indesiderati.
La crescente consapevolezza tra governi, organizzazioni non governative (ONG) e membri del pubblico delle conseguenze economiche impreviste che potrebbero derivare da grandi progetti di sviluppo ha coinciso con una crescita parallela della comprensione globale dell'importanza dell'ambiente. In particolare, la preoccupazione si è concentrata sulle implicazioni dell'aumento della crescita della popolazione e della conseguente espansione delle attività economiche, e se potrebbero esserci vincoli ambientali a tale crescita. L'importanza dei processi biogeochimici globali e di altro tipo per il mantenimento di aria e acqua pulite, nonché di risorse rinnovabili come cibo e legname, è stata sempre più riconosciuta. Di conseguenza, molti erano convinti che l'ambiente non potesse più essere visto come un fornitore passivo e senza fine di beni e un ricevitore di rifiuti umani. Essa doveva essere vista come una parte attiva del processo di sviluppo che, se maltrattata, poteva ridurre le possibilità di raggiungere gli obiettivi di sviluppo. Questa consapevolezza ha portato allo sviluppo e all'implementazione di una serie di procedure o pratiche per incorporare l'ambiente nel processo di sviluppo considerando la misura in cui potrebbe essere danneggiato o migliorato. Una di queste procedure è la VIA. L'obiettivo generale è ridurre il rischio - per l'homo sapiens in generale e per i gruppi locali in particolare - che il danno ambientale provochi conseguenze potenzialmente letali come carestie e inondazioni.
Fondamentalmente, la VIA è un mezzo per identificare, prevedere e valutare gli impatti ambientali di un'azione di sviluppo proposta e delle sue alternative, prima che venga presa la decisione di implementarla. L'obiettivo è integrare la VIA nelle attività standard, di prefattibilità, fattibilità, valutazione e progettazione che vengono svolte per verificare se una proposta raggiungerà i suoi obiettivi. Intraprendendo un lavoro di VIA in parallelo con questi studi dovrebbe essere possibile identificare, in anticipo, gli impatti negativi significativi (e quelli che sono benefici) e "progettare", per quanto possibile, gli impatti dannosi. Inoltre, i vantaggi possono essere migliorati. L'esito di qualsiasi VIA dovrebbe essere una proposta che, nella sua ubicazione, progettazione e metodo di costruzione o funzionamento, sia "rispettosa dell'ambiente" nella misura in cui le sue implicazioni ambientali sono accettabili e qualsiasi deterioramento ambientale è improbabile che causi difficoltà. La VIA è, quindi, uno strumento preventivo e la medicina fornisce un'analogia appropriata. Nel campo della medicina di comunità è meglio, ed economicamente più conveniente, prevenire la malattia piuttosto che curarla. Nel processo di sviluppo è meglio minimizzare il danno ambientale (pur raggiungendo gli obiettivi economici) piuttosto che finanziare costose azioni di risanamento o risanamento dopo che il danno si è verificato.
Applicazione della VIA
A quali tipi di attività di sviluppo si applica la VIA? Non esiste una risposta standard o corretta. Ciascun paese decide il tipo e l'entità delle attività da sottoporre a VIA; ad esempio, una strada proposta di 10 km in una piccola isola tropicale può causare impatti significativi, ma una strada simile in un grande paese semi-arido con una bassa densità di popolazione sarebbe probabilmente neutra dal punto di vista ambientale. In tutti i Paesi la VIA viene applicata ai progetti di sviluppo “fisico” secondo criteri nazionali; in alcuni paesi la VIA viene applicata anche a piani, programmi e politiche di sviluppo (come i programmi di sviluppo settoriale per l'approvvigionamento energetico ei piani di sviluppo nazionali) che potrebbero causare impatti ambientali significativi. Tra i paesi che applicano la VIA a questo tipo di azioni ci sono gli Stati Uniti, i Paesi Bassi e la Cina. Tuttavia, tali paesi sono l'eccezione alla pratica normale. La maggior parte delle VIA sono predisposte per progetti di sviluppo fisico, anche se non c'è dubbio che le VIA “strategiche” aumenteranno di importanza in futuro.
Quali tipi di impatto vengono analizzati nelle VIA? Anche in questo caso ciò varia da paese a paese, ma in misura minore rispetto al caso delle tipologie di attività proposte soggette a VIA. La solita risposta data è impatti "ambientali", a cui è probabile che l'inevitabile risposta sia: "Sì, ma cos'è 'ambientale'?" In generale, la maggior parte delle VIA si concentra sull'ambiente biofisico, ovvero sugli impatti su fattori quali:
In alcuni casi non vengono considerati altri impatti. Tuttavia, i limiti della limitazione della VIA agli impatti biofisici sono stati messi in discussione e, sempre più, sempre più VIA si basano su un concetto ampio di ambiente e includono, se del caso, impatti su:
Ci sono due ragioni che aiutano a spiegare questa definizione più ampia di impatti “ambientali”. In primo luogo, è risultato socialmente e politicamente inaccettabile considerare gli impatti di una proposta sull'ambiente biofisico e, allo stesso tempo, ignorare gli effetti sociali, sanitari ed economici sulle comunità locali e sugli abitanti. Questo problema è stato dominante nei paesi sviluppati, in particolare quelli che hanno sistemi di pianificazione territoriale deboli in cui sono incorporati obiettivi sociali ed economici.
Anche nei paesi in via di sviluppo questo fattore esiste ed è affiancato da un'ulteriore spiegazione complementare. La maggior parte della popolazione nei paesi in via di sviluppo ha una serie di relazioni dirette con il proprio ambiente più strette e, per molti versi, più complesse di quanto non avvenga nei paesi sviluppati. Ciò significa che il modo in cui le comunità locali ei loro membri interagiscono con il loro ambiente può essere modificato dagli impatti ambientali, sociali ed economici. Ad esempio, in località povere un nuovo grande progetto come una centrale elettrica da 2,400 MW introdurrà una fonte di nuove opportunità di lavoro e infrastrutture sociali (scuole, cliniche) per fornire la grande forza lavoro necessaria. Fondamentalmente, il reddito immesso nell'economia locale rende la località della centrale elettrica un'isola di prosperità in un mare di povertà. Questo attira i poveri nella zona per cercare di migliorare il proprio tenore di vita cercando di ottenere un lavoro e di utilizzare le nuove strutture. Non tutto avrà successo. I soccombenti cercheranno di offrire servizi agli occupati, ad esempio fornendo legna da ardere o carbone. Ciò causerà stress ambientale, spesso in luoghi distanti dalla centrale elettrica. Tali impatti si aggiungeranno a quelli causati dall'afflusso di lavoratori e delle loro famiglie direttamente occupati presso il sito della stazione. Pertanto, il principale effetto sociale indotto di un progetto, la migrazione, provoca impatti ambientali. Se queste implicazioni socioeconomiche non fossero analizzate, gli EIS correrebbero il rischio di non riuscire a raggiungere uno dei loro obiettivi principali, ovvero identificare, prevedere, valutare e mitigare gli impatti ambientali biofisici.
Praticamente tutte le VIA relative al progetto si concentrano sull'ambiente esterno, cioè l'ambiente al di fuori del confine del sito. Ciò riflette la storia della VIA. Come notato sopra, ha avuto origine nel mondo sviluppato. In questi paesi esiste un solido quadro giuridico per la protezione della salute sul lavoro ed era inappropriato che la VIA si concentrasse sull'ambiente di lavoro interno e sull'ambiente esterno, in quanto ciò costituirebbe una duplicazione degli sforzi e un uso improprio delle scarse risorse.
In molti paesi in via di sviluppo la situazione opposta è spesso la realtà. In tale contesto, sembrerebbe opportuno che le VIA, in particolare per gli impianti industriali, considerino gli impatti sull'ambiente interno. L'obiettivo principale di considerare tali impatti come i cambiamenti nella qualità dell'aria interna e nei livelli di rumore è la salute dei lavoratori. Ci sono altri due aspetti che sono importanti qui. In primo luogo, nei paesi poveri la perdita di un capofamiglia per malattia, infortunio o morte può costringere gli altri membri di una famiglia a sfruttare le risorse naturali per mantenere i livelli di reddito. Se un numero di famiglie è interessato, gli impatti cumulativi possono essere localmente significativi. In secondo luogo, la salute dei membri della famiglia può essere compromessa, direttamente, dalle sostanze chimiche introdotte in casa sui vestiti dei lavoratori. Quindi c'è un collegamento diretto tra l'ambiente interno e quello esterno. L'inclusione dell'ambiente interno nella VIA ha ricevuto poca attenzione nella letteratura sulla VIA ed è evidente per la sua assenza da leggi, regolamenti e linee guida sulla VIA. Tuttavia, non vi è alcun motivo logico o pratico per cui, se le circostanze locali lo consentono, le VIA non dovrebbero trattare le questioni importanti della salute dei lavoratori e le possibili implicazioni esterne di un deterioramento del benessere fisico e mentale dei lavoratori.
Costi e benefici delle VIA
Forse la questione più frequente sollevata da coloro che sono contrari alla VIA o neutrali nei suoi confronti riguarda il costo. La preparazione degli EIS richiede tempo e risorse e, alla fine, questo significa denaro. È importante, quindi, considerare gli aspetti economici della VIA.
I costi principali dell'introduzione delle procedure VIA in un paese ricadono sugli investitori o sui proponenti del progetto e sul governo centrale o locale (a seconda della natura delle procedure). Praticamente in tutti i paesi, gli investitori oi promotori del progetto pagano per la preparazione delle VIA per i loro progetti. Allo stesso modo, i promotori (di solito agenzie governative) di strategie di investimento settoriali e piani di sviluppo regionale pagano per le loro VIA. I dati provenienti dai paesi sviluppati e in via di sviluppo indicano che il costo di preparazione degli EIS varia dallo 0.1% all'1% del costo capitale di un progetto. Questa proporzione può aumentare quando si tiene conto delle misure di attenuazione raccomandate negli EIS. Il costo dipende dal tipo di mitigazione consigliato. Ovviamente, reinsediare 5,000 famiglie in modo tale da mantenere il loro tenore di vita è un esercizio relativamente costoso. In tali casi i costi dell'EIS e delle misure di mitigazione possono salire dal 15 al 20% del costo del capitale. In altri casi può essere compreso tra l'1 e il 5%. Tali cifre possono sembrare eccessive e indicare che la VIA è un onere finanziario. Non c'è dubbio che la VIA costi denaro, ma nell'esperienza dell'autore nessun grande progetto è stato interrotto a causa dei costi di preparazione della VIA, e solo in pochi casi i progetti sono stati resi antieconomici a causa dei costi delle necessarie misure di mitigazione.
Le procedure VIA impongono inoltre costi alle amministrazioni centrali o locali che derivano dal personale e dalle altre risorse che devono essere indirizzate alla gestione del sistema e all'elaborazione e alla revisione delle VIA. Anche in questo caso, il costo dipende dalla natura della procedura e dal numero di EIS prodotti all'anno. L'autore non è a conoscenza di alcun calcolo che tenti di fornire una cifra media per questo costo.
Per tornare alla nostra analogia medica, la prevenzione delle malattie richiede un investimento iniziale significativo per garantire benefici dispersi futuri e possibilmente a lungo termine in termini di salute della popolazione, e la VIA non è diversa. I vantaggi finanziari possono essere esaminati dal punto di vista del proponente, nonché da quelli del governo e della società in generale. Il proponente può beneficiare in diversi modi:
Non tutti questi funzioneranno in tutti i casi, ma è utile considerare i modi in cui i risparmi possono maturare per il proponente.
In tutti i paesi sono necessari vari permessi, permessi e autorizzazioni prima che un progetto possa essere implementato e gestito. Le procedure di autorizzazione richiedono tempo, e questo può essere esteso se c'è opposizione a un progetto e non esiste alcun meccanismo formale attraverso il quale le preoccupazioni possano essere identificate, considerate e indagate. Sembrano esserci pochi dubbi sul fatto che i giorni delle popolazioni passive che accolgono con favore ogni sviluppo come segno di un inevitabile progresso economico e sociale sono quasi finiti. Tutti i progetti sono soggetti a un crescente controllo locale, nazionale e internazionale, ad esempio la continua opposizione in India al complesso di dighe Sardar Sarovar (Narmada).
In questo contesto, la VIA fornisce un meccanismo per affrontare, se non eliminare, le preoccupazioni del pubblico. Studi nei paesi sviluppati (come il Regno Unito) hanno dimostrato il potenziale della VIA per ridurre la probabilità di ritardi nell'ottenimento delle autorizzazioni, e il tempo è denaro! In effetti, uno studio della British Gas alla fine degli anni '1970 ha mostrato che il tempo medio necessario per ottenere l'autorizzazione era più breve con la VIA rispetto a progetti simili senza VIA.
I costi aggiuntivi della mitigazione sono stati menzionati, ma vale la pena considerare la situazione opposta. Per gli impianti che producono uno o più flussi di rifiuti, la VIA può individuare misure di mitigazione che riducono il carico di rifiuti mediante l'utilizzo di processi di recupero o riciclo. Nel primo caso il recupero di un componente da un flusso di rifiuti potrebbe consentire al proponente di venderlo (se è disponibile un mercato) e coprire i costi del processo di recupero o addirittura realizzare un profitto. Il riciclo di un elemento come l'acqua può ridurre i consumi, abbassando così la spesa per l'ingresso di materie prime.
Se una VIA si è concentrata sull'ambiente interno, allora le condizioni di lavoro dovrebbero essere migliori di quelle che sarebbero state senza la VIA. Un ambiente di lavoro più pulito e sicuro riduce il malcontento, le malattie e le assenze dei lavoratori. È probabile che l'effetto complessivo sia una forza lavoro più produttiva, che rappresenta ancora una volta un vantaggio finanziario per il proponente o l'operatore.
Infine, l'opzione privilegiata selezionata utilizzando esclusivamente criteri tecnici ed economici potrebbe, di fatto, non essere l'alternativa migliore. In Botswana era stato selezionato un sito per lo stoccaggio dell'acqua prima che fosse trasportata a Gaborone (la capitale). È stata implementata una VIA ed è stato riscontrato, all'inizio del lavoro di VIA, che gli impatti ambientali sarebbero stati significativamente negativi. Durante il lavoro di indagine, il team VIA ha identificato un sito alternativo che è stato autorizzato a includere nella VIA. Il confronto del sito alternativo ha mostrato che gli impatti ambientali della seconda opzione erano molto meno gravi. Studi tecnici ed economici hanno dimostrato che il sito soddisfa i criteri tecnici ed economici. Infatti è stato riscontrato che il secondo sito potrebbe soddisfare gli obiettivi di sviluppo originali con un minor danno ambientale e costare il 50% in meno per la costruzione (IUCN e governo della Repubblica del Botswana, senza data). Non sorprende che la seconda opzione sia stata attuata, a vantaggio non solo del proponente (un'organizzazione parastatale) ma dell'intera popolazione contribuente del Botswana. È probabile che tali esempi non siano comuni, ma indicano l'opportunità fornita dal lavoro di VIA per "testare" varie opzioni di sviluppo.
I principali vantaggi delle procedure VIA sono dispersi tra le parti componenti della società, come il governo, le comunità e gli individui. Prevenendo un inaccettabile deterioramento ambientale, la VIA aiuta a mantenere i “processi vitali” essenziali da cui dipendono tutte le vite e le attività umane. Questo è un vantaggio a lungo termine e disperso. In casi specifici, la VIA può evitare danni ambientali localizzati che richiederebbero misure correttive (solitamente costose) in un secondo momento. Il costo delle misure di riparazione di solito ricade sul governo locale o centrale e non sul proponente o sul gestore dell'impianto che ha causato il danno.
I recenti avvenimenti, soprattutto a partire dall'“Earth Summit” di Rio, stanno lentamente modificando gli obiettivi delle attività di sviluppo. Fino a poco tempo fa gli obiettivi dello sviluppo erano il miglioramento delle condizioni economiche e sociali in un'area specifica. Sempre più spesso il raggiungimento di criteri o obiettivi di “sostenibilità” sta occupando un posto centrale nella tradizionale gerarchia degli obiettivi (che restano tuttora rilevanti). L'introduzione della sostenibilità come obiettivo importante, se non ancora primario, nel processo di sviluppo influenzerà profondamente l'esistenza futura dello sterile dibattito “lavoro contro ambiente” di cui ha sofferto la VIA. Questo dibattito aveva un significato quando l'ambiente era al di fuori del processo di sviluppo e guardava dentro. Ora l'ambiente sta diventando centrale e il dibattito è incentrato sui meccanismi di avere posti di lavoro e un ambiente sano collegati in modo sostenibile. La VIA ha ancora un contributo cruciale e in espansione da dare come uno dei meccanismi importanti per muoversi verso e raggiungere la sostenibilità.
La necessità di salvaguardare l'ambiente per le generazioni future rende necessario non solo discutere i problemi ambientali emergenti, ma compiere progressi nell'identificazione di strategie economicamente vantaggiose e rispettose dell'ambiente per risolverli e intraprendere azioni per applicare le misure che derivano da tale discussione. Vi sono ampie prove del fatto che il miglioramento dello stato dell'ambiente e l'istituzione di politiche per sostenere l'ambiente debbano assumere una maggiore priorità all'interno di questa generazione e di quelle che seguiranno. Sebbene questa convinzione sia comunemente sostenuta da governi, gruppi ambientalisti, industria, accademici e pubblico in generale, vi è un considerevole dibattito su come ottenere migliori condizioni ambientali senza sacrificare gli attuali vantaggi economici. Inoltre, la tutela dell'ambiente è diventata una questione di grande importanza politica e la garanzia della stabilità ecologica è stata posta in cima a molte agende politiche.
Gli sforzi passati e presenti per proteggere l'ambiente sono in larga misura caratterizzati come approcci a un unico problema. Ogni problema è stato affrontato caso per caso. Per quanto riguarda i problemi causati dall'inquinamento da fonti puntuali da emissioni facilmente identificabili, questo è stato un modo efficace per ridurre gli impatti ambientali. Oggi la situazione è più complessa. Gran parte dell'inquinamento ora proviene da un gran numero di fonti non puntuali facilmente trasportabili da un paese all'altro. Inoltre, ognuno di noi contribuisce a questo carico totale di inquinamento ambientale attraverso i nostri modelli di vita quotidiani. Le diverse fonti non puntuali sono difficili da identificare e il modo in cui interagiscono nell'impatto sull'ambiente non è ben noto.
I crescenti problemi ambientali di carattere più complesso e globale molto probabilmente comporteranno grandi implicazioni per diversi settori della società nell'imporre azioni correttive. Per poter svolgere un ruolo nella protezione dell'ambiente, politiche solide e universali devono essere applicate congiuntamente come approccio aggiuntivo e multidisciplinare da parte di tutti gli attori che partecipano al processo: scienziati, sindacati, organizzazioni non governative, aziende e agenzie di autorità a livello nazionale e governativo, così come i media. Pertanto, è importante che tutte le aree di interesse settoriale siano coordinate nelle loro ambizioni ambientali, al fine di ottenere le interazioni e le risposte necessarie alle soluzioni proposte. È probabile che ci possa essere una visione unanime per quanto riguarda gli obiettivi ultimi di una migliore qualità ambientale. Tuttavia, è altrettanto probabile che ci possa essere disaccordo sul ritmo, i mezzi e il tempo necessario per raggiungerli.
La tutela dell'ambiente è diventata una questione strategica di crescente importanza per l'industria e il settore imprenditoriale, sia nella localizzazione degli impianti che nelle prestazioni tecniche dei processi e dei prodotti. Gli industriali stanno diventando sempre più interessati a poter guardare in modo olistico alle conseguenze ambientali delle loro operazioni. La normativa non è più l'unico fattore di dimensionamento a seguito della crescente importanza delle tematiche ambientali legate al prodotto. I concetti di sviluppo di prodotti rispettosi dell'ambiente e di prodotti rispettosi dell'ambiente o "verdi" stanno assumendo un'accettazione più ampia tra produttori e consumatori.
In effetti, questa è una grande sfida per l'industria; tuttavia i criteri ambientali spesso non vengono presi in considerazione all'inizio della progettazione di un prodotto, quando potrebbe essere più semplice evitare impatti negativi. Fino a poco tempo fa, la maggior parte degli impatti ambientali veniva ridotta attraverso i controlli di fine ciclo e la progettazione del processo piuttosto che la progettazione del prodotto. Di conseguenza, molte aziende dedicano troppo tempo a risolvere i problemi invece di prevenirli. Tuttavia, è necessario molto lavoro per sviluppare un approccio adeguato e accettato per incorporare gli impatti ambientali nelle varie fasi di produzione e attività industriali, dall'acquisizione e produzione delle materie prime all'uso del prodotto e allo smaltimento finale.
L'unico concetto noto per affrontare tutte queste nuove questioni complesse sembra essere un approccio al problema basato sul ciclo di vita. Le valutazioni del ciclo di vita (LCA) sono state ampiamente riconosciute come uno strumento di gestione ambientale per il futuro, poiché le questioni relative ai prodotti assumono un ruolo più centrale nel dibattito pubblico. Sebbene gli LCA promettano di essere uno strumento prezioso per programmi su strategie di produzione più pulite e progettazione per l'ambiente, il concetto è relativamente nuovo e richiederà un futuro perfezionamento per essere accettato come strumento generale per lo sviluppo di processi e prodotti rispettosi dell'ambiente.
Il quadro aziendale per la valutazione del ciclo di vita
Il necessario nuovo approccio alla protezione dell'ambiente nel settore delle imprese, per guardare ai prodotti e ai servizi nella loro totalità, deve essere collegato allo sviluppo di un approccio comune, sistematico e strutturato che consenta di prendere decisioni rilevanti e di fissare priorità. Tale approccio deve essere flessibile ed espandibile per coprire varie situazioni decisionali nell'industria, nonché nuovi input come il progresso della scienza e della tecnologia. Tuttavia, dovrebbe basarsi su alcuni principi e questioni di base, ad esempio: identificazione del problema, indagine sulle misure correttive, analisi costi/benefici e valutazione finale (figura 1).
Figura 1. Schema delle fasi successive per stabilire le priorità nelle decisioni sulle misure di protezione ambientale nell'industria
L'identificazione del problema dovrebbe evidenziare diversi tipi di problemi ambientali e le loro cause. Questi giudizi sono multidimensionali, tenendo conto di varie condizioni di fondo. Esiste infatti una stretta relazione tra l'ambiente di lavoro e l'ambiente esterno. L'ambizione di salvaguardare l'ambiente dovrebbe quindi includere due dimensioni: ridurre al minimo l'onere sull'ambiente esterno derivante da tutti i tipi di attività umane e promuovere il benessere dei dipendenti in termini di un ambiente di lavoro ben pianificato e sicuro.
Un'indagine sulle potenziali misure correttive dovrebbe includere tutte le alternative pratiche disponibili per ridurre al minimo sia le emissioni inquinanti sia l'uso di risorse naturali non rinnovabili. Le soluzioni tecniche dovrebbero essere descritte, se possibile, indicando il loro valore atteso sia in termini di riduzione dell'uso delle risorse e dei carichi inquinanti, sia in termini monetari. L'analisi costi/benefici mira a produrre un elenco di priorità confrontando i diversi approcci identificati di misure correttive dal punto di vista delle specifiche del prodotto e dei requisiti da soddisfare, della fattibilità economica e dell'efficienza ecologica. Tuttavia, l'esperienza ha dimostrato che spesso sorgono grandi difficoltà quando si cerca di esprimere i beni ambientali in termini monetari.
La fase di accertamento e valutazione dovrebbe essere considerata come parte integrante della procedura di definizione delle priorità per fornire gli input necessari per il giudizio finale sull'efficacia delle misure correttive suggerite. L'esercizio continuo di valutazione e valutazione a seguito di qualsiasi misura implementata o applicata fornirà un feedback aggiuntivo per l'ottimizzazione di un modello decisionale generale per le strategie di priorità ambientale per la decisione sui prodotti. Il valore strategico di un tale modello aumenterà probabilmente nell'industria quando diventerà gradualmente evidente che le priorità ambientali potrebbero essere una parte altrettanto importante della futura procedura di pianificazione per nuovi processi o prodotti. Poiché l'LCA è uno strumento per identificare le emissioni nell'ambiente e valutare gli impatti associati causati da un processo, prodotto o attività, servirà probabilmente come veicolo principale per l'industria nella ricerca di modelli decisionali pratici e di facile utilizzo per sviluppo del prodotto.
Concetto di valutazione del ciclo di vita
Il concetto di LCA è quello di valutare gli effetti ambientali associati a qualsiasi data attività dalla raccolta iniziale di materia prima dalla terra fino al punto in cui tutti i residui vengono restituiti alla terra. Pertanto, il concetto viene spesso definito valutazione "dalla culla alla tomba". Sebbene la pratica di condurre studi sul ciclo di vita esista dall'inizio degli anni '1970, ci sono stati pochi tentativi completi di descrivere l'intera procedura in un modo che faciliterebbe la comprensione del processo complessivo, i requisiti dei dati sottostanti, i presupposti intrinseci e le possibilità di fare un uso pratico della metodologia. Tuttavia, dal 1992 sono stati pubblicati numerosi rapporti incentrati sulla descrizione delle varie parti di un LCA da un punto di vista teorico (Heijungs 1992; Vigon et al. 1992; Keoleian e Menerey 1993; Canadian Standards Association 1993; Society of Environmental Toxicology and Chemistry 1993). Sono state pubblicate alcune guide pratiche e manuali che affrontano le prospettive specifiche dei progettisti di prodotti nell'uso pratico di un LCA completo nello sviluppo di prodotti compatibili con l'ambiente (Ryding 1996).
LCA è stato definito come un processo oggettivo per valutare gli oneri ambientali associati a un sistema di processo, prodotto, attività o servizio identificando e quantificando l'energia e i materiali utilizzati e rilasciati nell'ambiente al fine di valutare l'impatto di tali usi di energia e materiali e rilasci nell'ambiente e per valutare e implementare opportunità per effettuare miglioramenti ambientali. La valutazione comprende l'intero ciclo di vita del sistema di processo, prodotto, attività o servizio, comprendente l'estrazione e la lavorazione delle materie prime, la produzione, il trasporto e la distribuzione, l'uso, il riutilizzo, la manutenzione, il riciclaggio e lo smaltimento finale.
Gli obiettivi primari della realizzazione dell'LCA sono fornire un quadro il più completo possibile delle interazioni di un'attività con l'ambiente, contribuire alla comprensione della natura globale e interdipendente delle conseguenze ambientali delle attività umane e fornire ai decisori informazioni informazioni che identificano opportunità di miglioramento ambientale.
Il quadro metodologico LCA è un esercizio di calcolo graduale che comprende quattro componenti: definizione e scoping degli obiettivi, analisi dell'inventario, valutazione dell'impatto e interpretazione. Come componente di una metodologia più ampia, nessuno di questi componenti da solo può essere descritto come un LCA. LCA dovrebbe includere tutti e quattro. In molti casi gli studi sul ciclo di vita si concentrano sull'analisi dell'inventario e sono generalmente indicati come LCI (inventario del ciclo di vita).
La definizione e l'ambito degli obiettivi consistono in una definizione dello scopo e del sistema dello studio: il suo ambito, la definizione dell'unità funzionale (la misura delle prestazioni fornite dal sistema) e l'istituzione di una procedura per la garanzia della qualità dei risultati.
Quando si avvia uno studio LCA, è di vitale importanza definire chiaramente l'obiettivo dello studio, preferibilmente in termini di dichiarazione chiara e inequivocabile del motivo per lo svolgimento dell'LCA e l'uso previsto dei risultati. Una considerazione fondamentale è decidere se i risultati debbano essere utilizzati per applicazioni interne all'azienda per migliorare le prestazioni ambientali di un processo industriale o di un prodotto, o se i risultati debbano essere utilizzati esternamente, ad esempio per influenzare l'ordine pubblico o le scelte di acquisto dei consumatori .
Senza stabilire in anticipo un obiettivo e uno scopo chiari per lo studio LCA, l'analisi dell'inventario e la valutazione dell'impatto potrebbero essere eccessive ei risultati finali potrebbero non essere utilizzati correttamente per decisioni pratiche. Definire se i risultati devono concentrarsi sui carichi ambientali, un problema ambientale specifico o una valutazione olistica dell'impatto ambientale chiarirà direttamente se condurre un'analisi di inventario, una classificazione/caratterizzazione o una valutazione (figura 2). È importante rendere “visibili” tutti i componenti LCA consecutivi in modo da rendere più facile per qualsiasi utente scegliere il livello di complessità che desidera utilizzare.
Figura 2. Finalità e completezza della valutazione del ciclo di vita
In molti programmi generali per strategie di produzione più pulite, progettazione per l'ambiente o sviluppo di prodotti rispettosi dell'ambiente, l'obiettivo principale è spesso quello di ridurre l'impatto ambientale complessivo durante il ciclo di vita di un prodotto. Per soddisfare queste esigenze è talvolta necessario arrivare a una forma altamente aggregata della valutazione dell'impatto ambientale che a sua volta sottolinea la necessità di identificare un approccio di valutazione generalmente accettato per un sistema di punteggio per soppesare i diversi effetti ambientali l'uno rispetto all'altro.
L'ambito di un LCA definisce il sistema, i confini, i requisiti dei dati, le ipotesi e le limitazioni. L'ambito dovrebbe essere definito abbastanza bene da garantire che l'ampiezza e la profondità dell'analisi siano compatibili e sufficienti per affrontare lo scopo dichiarato e tutti i confini, e che i presupposti siano chiaramente dichiarati, comprensibili e visibili. Tuttavia, poiché un LCA è un processo iterativo, in alcuni casi può essere consigliabile non fissare in modo permanente tutti gli aspetti inclusi nel campo di applicazione. Si raccomanda l'uso dell'analisi della sensibilità e dell'errore per rendere possibile la successiva verifica e convalida dello scopo e dell'ambito dello studio LCA rispetto ai risultati ottenuti, al fine di apportare correzioni e stabilire nuove ipotesi.
L'analisi dell'inventario è un processo oggettivo e basato sui dati per quantificare i fabbisogni energetici e di materie prime, le emissioni atmosferiche, gli effluenti trasportati dall'acqua, i rifiuti solidi e altri rilasci ambientali durante tutto il ciclo di vita di un sistema di processo, prodotto, attività o servizio (figura 3).
Figura 3. Elementi graduali in un'analisi dell'inventario del ciclo di vita.
Il calcolo degli input e degli output nell'analisi dell'inventario fa riferimento al sistema definito. In molti casi, le operazioni di elaborazione producono più di un output ed è importante scomporre un sistema così complesso in una serie di sottoprocessi separati, ognuno dei quali produce un singolo prodotto. Durante la produzione di un materiale da costruzione, si verificano emissioni inquinanti in ogni sottoprocesso, dall'acquisizione delle materie prime al prodotto finale. Il processo produttivo complessivo può essere illustrato da un “albero dei processi” dove lo stelo può essere visto come la principale catena di flusso di materiali ed energia, mentre i rami possono illustrare i sottoprocessi e le foglie i dati specifici sulle emissioni inquinanti e così via . Sommati questi sottoprocessi presentano le caratteristiche complessive del singolo sistema originario di coprodotti.
Per stimare l'accuratezza dei dati ottenuti nell'analisi dell'inventario, si raccomanda un'analisi della sensibilità e degli errori. Tutti i dati utilizzati dovrebbero quindi essere “etichettati” con informazioni rilevanti non solo sull'attendibilità ma anche sulla fonte, sull'origine e così via, per facilitare il futuro aggiornamento e perfezionamento dei dati (i cosiddetti meta-dati). L'uso di un'analisi della sensibilità e degli errori identificherà i dati chiave di grande importanza per l'esito dello studio LCA che potrebbero richiedere ulteriori sforzi per aumentarne l'affidabilità.
La valutazione dell'impatto è un processo tecnico, qualitativo e/o quantitativo per caratterizzare e valutare gli effetti del carico ambientale identificato nella componente dell'inventario. La valutazione dovrebbe affrontare considerazioni sia ecologiche che sulla salute umana, nonché altri effetti come le modifiche dell'habitat e l'inquinamento acustico. La componente della valutazione d'impatto potrebbe essere caratterizzata da tre fasi consecutive - classificazione, caratterizzazione e valutazione - che interpretano tutte gli effetti degli oneri ambientali identificati nell'analisi dell'inventario, su diversi livelli aggregati (figura 4). La classificazione è la fase in cui le analisi di inventario vengono raggruppate in una serie di categorie di impatto; la caratterizzazione è la fase in cui avviene l'analisi e la quantificazione e, ove possibile, l'aggregazione degli impatti all'interno di determinate categorie di impatto; la valutazione è la fase in cui i dati delle diverse categorie di impatto specifico vengono ponderati in modo da poterli confrontare tra loro per arrivare a un'ulteriore interpretazione e aggregazione dei dati della valutazione dell'impatto.
Figura 4. Quadro concettuale per il successivo livello di aggregazione dei dati nella componente di valutazione dell'impatto
Nella fase di classificazione, gli impatti possono essere raggruppati nelle aree di protezione generale dell'esaurimento delle risorse, della salute ecologica e della salute umana. Queste aree possono essere ulteriormente suddivise in specifiche categorie di impatto, concentrandosi preferibilmente sul processo ambientale coinvolto, per consentire una prospettiva coerente con le attuali conoscenze scientifiche su questi processi.
Esistono vari approcci alla caratterizzazione: correlare i dati a concentrazioni senza effetti osservabili o a standard ambientali, modellare sia l'esposizione che gli effetti e applicare questi modelli in modo specifico per il sito o utilizzare fattori di equivalenza per le diverse categorie di impatto. Un ulteriore approccio consiste nel normalizzare i dati aggregati per ciascuna categoria di impatto all'entità effettiva degli impatti in una determinata area, per aumentare la comparabilità dei dati delle diverse categorie di impatto.
La valutazione, con l'obiettivo di aggregare ulteriormente i dati della valutazione d'impatto, è la componente LCA che probabilmente ha generato i dibattiti più accesi. Si afferma che alcuni approcci, spesso indicati come tecniche di teoria delle decisioni, hanno il potenziale per rendere la valutazione un metodo razionale ed esplicito. I principi di valutazione possono basarsi su giudizi scientifici, politici o sociali e attualmente sono disponibili approcci che coprono tutte e tre le prospettive. Di particolare importanza è l'uso della sensibilità e dell'analisi degli errori. L'analisi di sensitività consente l'identificazione di quei criteri di valutazione selezionati che possono modificare la priorità risultante tra due alternative di processo o di prodotto a causa delle incertezze nei dati. L'analisi degli errori può essere utilizzata per indicare la probabilità che un prodotto alternativo sia più rispettoso dell'ambiente rispetto a un prodotto della concorrenza.
Molti sono dell'opinione che le valutazioni debbano basarsi in gran parte su informazioni su valori e preferenze sociali. Tuttavia, nessuno ha ancora definito i requisiti specifici che un metodo di valutazione affidabile e generalmente accettato dovrebbe soddisfare. La Figura 5 elenca alcuni di questi requisiti specifici di valore potenziale. Tuttavia, va chiaramente sottolineato che qualsiasi sistema di valutazione per valutare la "gravità" degli impatti ambientali di qualsiasi attività umana deve essere in gran parte basato su giudizi di valore soggettivi. Per tali valutazioni probabilmente non è possibile stabilire criteri sostenibili in tutte le situazioni mondiali.
Figura 5. Elenco dei requisiti suggeriti da soddisfare per un metodo di valutazione LCA
L'interpretazione dei risultati è una valutazione sistematica delle esigenze e delle opportunità per ridurre l'onere ambientale associato all'uso di energia e materie prime e alle emissioni di rifiuti durante l'intero ciclo di vita di un prodotto, processo o attività. Questa valutazione può includere misure di miglioramento sia quantitative che qualitative, come modifiche nella progettazione del prodotto, nell'uso delle materie prime, nella lavorazione industriale, nella domanda dei consumatori e nella gestione dei rifiuti.
L'interpretazione dei risultati è la componente di un LCA in cui vengono identificate e valutate le opzioni per ridurre gli impatti o gli oneri ambientali dei processi o dei prodotti oggetto di studio. Si occupa dell'identificazione, della valutazione e della selezione delle opzioni per il miglioramento dei processi e della progettazione del prodotto, ovvero la riprogettazione tecnica di un processo o di un prodotto per ridurre al minimo l'onere ambientale associato pur soddisfacendo la funzione prevista e le caratteristiche prestazionali. È importante guidare il decisore riguardo agli effetti delle incertezze esistenti nei dati di background e ai criteri utilizzati per ottenere i risultati, per ridurre il rischio di trarre conclusioni errate sui processi e sui prodotti oggetto di studio. Ancora una volta, è necessaria un'analisi della sensibilità e degli errori per ottenere credibilità per la metodologia LCA in quanto fornisce al decisore informazioni su (1) parametri e ipotesi chiave, che potrebbero dover essere ulteriormente considerati e perfezionati per rafforzare le conclusioni, e ( 2) la significatività statistica della differenza calcolata nel carico ambientale totale tra le alternative di processo o di prodotto.
La componente interpretativa è stata identificata come la parte meno documentata di un LCA. Tuttavia, i risultati preliminari di alcuni ampi studi LCA condotti come sforzi globali da persone del mondo accademico, società di consulenza e molte aziende hanno tutti indicato che, da una prospettiva generale, gli oneri ambientali significativi dei prodotti sembrano essere collegati all'uso del prodotto (figura 6) . Quindi, sembra esistere il potenziale per iniziative motivate dall'industria per ridurre al minimo gli impatti ambientali attraverso lo sviluppo del prodotto.
Figura 6. Schema di alcune esperienze generali di dove nei cicli di vita dei prodotti si verificano i maggiori oneri ambientali
Uno studio sulle esperienze internazionali di sviluppo di prodotti rispettosi dell'ambiente basato sull'LCA (Ryding 1994) ha indicato che le promettenti applicazioni generali dell'LCA sembrano essere (1) per uso interno da parte delle aziende per formare la base per fornire una guida nella pianificazione strategica a lungo termine riguardante il prodotto progettazione, ma anche (2) in una certa misura per l'uso da parte delle agenzie e delle autorità di regolamentazione per soddisfare gli scopi generali della pianificazione sociale e del processo decisionale. Sviluppando e utilizzando le informazioni LCA riguardanti gli effetti ambientali che sono sia "a monte" che "a valle" della particolare attività in esame, è possibile creare un nuovo paradigma per basare le decisioni sia nella gestione aziendale che nella definizione delle politiche normative.
Conclusione
La conoscenza delle minacce umane all'ambiente sembra crescere più velocemente della nostra capacità di risolverle. Pertanto, le decisioni in ambito ambientale devono spesso essere prese con maggiori incertezze presenti rispetto a quelle in altri settori. Inoltre, generalmente esistono margini di sicurezza molto ridotti. Le attuali conoscenze ecologiche e tecniche non sono sempre sufficienti per offrire una strategia completa e infallibile per la salvaguardia dell'ambiente. Non è possibile ottenere una piena comprensione di tutte le risposte ecologiche allo stress ambientale prima di agire. Tuttavia, l'assenza di prove scientifiche complete e inconfutabili non dovrebbe scoraggiare le decisioni e l'attuazione dei programmi di abbattimento dell'inquinamento. Non è possibile attendere che tutte le questioni ecologiche siano scientificamente fondate prima di agire: il danno che potrebbe derivare da tali ritardi potrebbe essere irreversibile. Pertanto, il significato e la portata della maggior parte dei problemi sono già noti in misura sufficiente per giustificare l'azione e, in molti casi, sono disponibili conoscenze sufficienti per avviare misure correttive efficaci per la maggior parte dei problemi ambientali.
La valutazione del ciclo di vita offre un nuovo concetto per affrontare le future complesse questioni ambientali. Tuttavia, non ci sono scorciatoie o risposte semplici a tutte le domande poste. La rapida adozione di un approccio olistico per combattere i problemi ambientali identificherà molto probabilmente molte lacune nelle nostre conoscenze sui nuovi aspetti che devono essere affrontati. Inoltre, i dati disponibili che possono essere utilizzati sono in molti casi destinati ad altri scopi. Nonostante tutte le difficoltà, non c'è argomento per aspettare di usare LCA finché non migliora. Non è affatto difficile trovare difficoltà e incertezze nell'attuale concetto di LCA, se si vogliono utilizzare tali argomenti per giustificare una riluttanza a condurre un LCA. Bisogna decidere se vale la pena cercare un approccio olistico del ciclo di vita agli aspetti ambientali nonostante tutte le difficoltà. Più si utilizza l'LCA, maggiori saranno le conoscenze acquisite sulla sua struttura, funzione e applicabilità, che saranno la migliore garanzia per un feedback per assicurarne il successivo miglioramento.
Utilizzare l'LCA oggi può essere più una questione di volontà e ambizione che di conoscenza indiscussa. L'intera idea di LCA dovrebbe essere quella di utilizzare al meglio le attuali conoscenze scientifiche e tecniche e di utilizzare i risultati in modo intelligente e umile. Un tale approccio molto probabilmente guadagnerà credibilità.
Il governo, l'industria e la comunità riconoscono la necessità di identificare, valutare e controllare i rischi industriali (occupazionali e pubblici) per le persone e l'ambiente. La consapevolezza dei pericoli e degli incidenti che possono provocare perdite significative di vite umane e proprietà hanno portato allo sviluppo e all'applicazione di approcci, metodi e strumenti sistematici per la valutazione e la comunicazione dei rischi.
Il processo di valutazione del rischio comprende: la descrizione del sistema, l'identificazione dei pericoli e lo sviluppo di scenari di incidenti e risultati per eventi associati a un'operazione di processo oa un impianto di stoccaggio; la stima degli effetti o delle conseguenze di tali eventi pericolosi su persone, cose e ambiente; la stima della probabilità o verosimiglianza che tali eventi pericolosi si verifichino nella pratica e dei loro effetti, tenendo conto delle diverse pratiche e controlli dei rischi operativi e organizzativi; la quantificazione dei conseguenti livelli di rischio al di fuori dei confini di impianto, sia in termini di conseguenze che di probabilità; e la valutazione di tali livelli di rischio mediante riferimento a criteri di rischio quantificati.
Il processo di valutazione del rischio quantificato è di natura probabilistica. Poiché gli incidenti gravi possono verificarsi o meno durante l'intera vita di un impianto o di un processo, non è appropriato basare il processo di valutazione sulle conseguenze degli incidenti isolatamente. Dovrebbe essere presa in considerazione la probabilità o la probabilità che tali incidenti si verifichino effettivamente. Tali probabilità ei livelli di rischio risultanti dovrebbero riflettere il livello di controlli di progettazione, operativi e organizzativi disponibili presso l'impianto. Esistono numerose incertezze associate alla quantificazione del rischio (ad esempio, modelli matematici per la stima delle conseguenze, impostazione delle probabilità per diversi scenari di incidente, effetti di probabilità di tali incidenti). Il processo di valutazione del rischio dovrebbe, in tutti i casi, esporre e riconoscere tali incertezze.
Il valore principale del processo di valutazione del rischio quantificato non dovrebbe risiedere nel valore numerico dei risultati (in isolamento). Il processo di valutazione stesso offre opportunità significative per l'identificazione sistematica dei pericoli e la valutazione del rischio. Il processo di valutazione dei rischi prevede l'identificazione e il riconoscimento dei pericoli e consente l'assegnazione di risorse pertinenti e appropriate al processo di controllo dei pericoli.
Gli obiettivi e gli usi del processo di identificazione dei pericoli (HIP) determineranno a loro volta l'ambito dell'analisi, le procedure e i metodi appropriati, il personale, le competenze, i finanziamenti e il tempo necessari per l'analisi, nonché la relativa documentazione necessaria. L'identificazione dei pericoli è una procedura efficiente e necessaria per assistere gli analisti del rischio e il processo decisionale per la valutazione del rischio e la gestione della sicurezza e della salute sul lavoro. Si possono individuare alcuni obiettivi principali:
Il primo obiettivo generale mira ad estendere la comprensione generale delle questioni e delle situazioni importanti che potrebbero influenzare il processo di analisi dei rischi per i singoli impianti e processi; la sinergia dei singoli pericoli al livello di studio dell'area ha il suo significato speciale. È possibile identificare i problemi di progettazione e operativi e si può prendere in considerazione uno schema di classificazione dei pericoli.
Il secondo obiettivo contiene elementi di valutazione del rischio e riguarda lo sviluppo dello scenario di incidente e l'interpretazione dei risultati. La valutazione delle conseguenze di vari incidenti e la loro propagazione dell'impatto nel tempo e nello spazio ha un significato speciale nella fase di identificazione del pericolo.
Il terzo obiettivo mira a fornire informazioni che possano successivamente aiutare ulteriori passi nella valutazione del rischio e nella gestione della sicurezza delle operazioni dell'impianto. Ciò può avvenire sotto forma di miglioramento delle specifiche dello scenario per l'analisi del rischio o dell'identificazione di adeguate misure di sicurezza per conformarsi a determinati criteri di rischio (ad esempio, individuale o sociale) o consulenza per la preparazione alle emergenze e la gestione degli incidenti.
Dopo la definizione degli obiettivi, la definizione dell'ambito dello studio HIP è il secondo elemento più rilevante nella gestione, organizzazione e attuazione dell'HIP. L'ambito dell'HIP in uno studio di valutazione del rischio complesso può essere descritto principalmente in termini dei seguenti parametri: (1) potenziali fonti di pericolo (ad esempio, emissioni radioattive, sostanze tossiche, incendi, esplosioni); (2) stato di danneggiamento dell'impianto o del processo; (3) l'avvio di eventi; (4) potenziali conseguenze; e (5) priorità dei pericoli. I fattori rilevanti che determinano la misura in cui questi parametri sono inclusi nell'HIP sono: (a) gli obiettivi e gli usi previsti dell'HIP; (b) la disponibilità di informazioni e dati adeguati; ec) le risorse e le competenze disponibili. L'identificazione del pericolo richiede la considerazione di tutte le informazioni rilevanti riguardanti l'impianto (ad es. impianto, processo). Ciò potrebbe tipicamente includere: layout del sito e dell'impianto; informazioni di processo dettagliate sotto forma di diagrammi ingegneristici e condizioni operative e di manutenzione; la natura e le quantità dei materiali movimentati; presidi operativi, organizzativi e fisici; e standard di progettazione.
Nell'affrontare le conseguenze esterne di un incidente, possono verificarsi un certo numero di tali conseguenze (ad esempio, numero di vittime, numero di persone ricoverate in ospedale, vari tipi di danni all'ecosistema, perdite finanziarie, ecc.). Le conseguenze esterne di un incidente causato dalla sostanza i per un'attività individuata j, può essere calcolato dalla relazione:
Cij = Aa fa fm, dove: cij = numero di decessi per incidente causati dalla sostanza i per un'attività individuata j; A = area interessata (ha); a = densità di popolazione nelle aree popolate all'interno della zona interessata (persone/ha); fa e fm sono fattori di correzione.
Le conseguenze di incidenti (gravi) per l'ambiente sono più difficili da stimare a causa della varietà di sostanze che possono essere coinvolte, nonché del numero di indicatori di impatto ambientale rilevanti in una data situazione di incidente. Di solito, una scala di utilità è associata a varie conseguenze ambientali; la relativa scala di utilità potrebbe includere eventi relativi a incidenti, incidenti o esiti catastrofici.
La valutazione delle conseguenze monetarie di (potenziali) incidenti richiede una stima dettagliata delle possibili conseguenze e dei relativi costi. Un valore monetario per classi speciali di conseguenze (ad esempio, la perdita di vite umane o speciali habitat biologici) non è sempre accettato a priori. La valutazione monetaria delle conseguenze dovrebbe includere anche i costi esterni, molto spesso difficili da valutare.
Le procedure per l'identificazione delle situazioni pericolose che possono verificarsi negli impianti e nelle apparecchiature di processo sono generalmente considerate l'elemento più sviluppato e consolidato nel processo di valutazione delle installazioni pericolose. Si deve riconoscere che (1) le procedure e le tecniche variano in termini di completezza e livello di dettaglio, da liste di controllo comparative a diagrammi logici strutturati dettagliati, e (2) le procedure possono essere applicate a varie fasi della formulazione e dell'attuazione del progetto (dalla processo decisionale iniziale per determinare l'ubicazione di un impianto, fino alla sua progettazione, costruzione e funzionamento).
Le tecniche per l'identificazione dei pericoli rientrano essenzialmente in tre categorie. Quanto segue indica le tecniche più comunemente utilizzate all'interno di ciascuna categoria.
Causa Conseguenza Analisi; Analisi dell'affidabilità umana
L'adeguatezza e la pertinenza di una particolare tecnica di identificazione del pericolo dipendono in gran parte dallo scopo per il quale viene intrapresa la valutazione del rischio. Quando sono disponibili ulteriori dettagli tecnici, è possibile combinarli nel processo complessivo per la valutazione del rischio di vari pericoli. I pareri di esperti e ingegneri possono spesso essere utilizzati per un'ulteriore valutazione del rischio per impianti o processi. Il principio fondamentale è esaminare prima l'impianto o le operazioni dal punto di vista più ampio possibile e identificare sistematicamente i possibili pericoli. Tecniche elaborate come strumento principale possono causare problemi e far perdere alcuni rischi evidenti. A volte può essere necessario adottare più di una tecnica, a seconda del livello di dettaglio richiesto e se l'impianto è una nuova installazione proposta o un'operazione esistente.
I criteri di sicurezza probabilistici (PSC) sono associati a un processo decisionale razionale che richiede l'istituzione di un quadro coerente con gli standard per esprimere il livello di sicurezza desiderato. Quando si valuta l'accettabilità di qualsiasi impianto industriale pericoloso, dovrebbero essere presi in considerazione i rischi della società o del gruppo. Una serie di fattori dovrebbero essere tenuti in considerazione quando si sviluppa un PSC basato sul rischio sociale, compresa l'avversione del pubblico per gli incidenti con conseguenze elevate (vale a dire, il livello di rischio scelto dovrebbe diminuire con l'aumentare delle conseguenze). Sebbene i livelli di rischio di mortalità individuale includano tutte le componenti del rischio (vale a dire, incendi, esplosioni e tossicità), potrebbero esserci incertezze nel correlare le concentrazioni tossiche con i livelli di rischio di mortalità. L'interpretazione di "fatale" non dovrebbe basarsi su alcuna relazione dose-effetto, ma dovrebbe comportare una revisione dei dati disponibili. Il concetto di rischio sociale implica che il rischio di conseguenze più elevate, con minore frequenza, sia percepito come più importante di quelli di conseguenze minori con probabilità più elevate.
Indipendentemente dal valore numerico di qualsiasi livello di criterio di rischio ai fini della valutazione del rischio, è essenziale adottare determinati principi qualitativi come parametri di riferimento per la valutazione del rischio e la gestione della sicurezza: (1) tutti i rischi "evitabili" dovrebbero essere evitati; (2) il rischio derivante da un grave pericolo dovrebbe essere ridotto ove possibile; (3) le conseguenze di eventi pericolosi più probabili dovrebbero, ove possibile, essere contenute entro i confini dell'impianto; e (4) laddove esista un rischio elevato esistente derivante da un'installazione pericolosa, non dovrebbero essere consentiti ulteriori sviluppi pericolosi se si aggiungono in modo significativo a tale rischio esistente.
Negli anni '1990 è stata data un'importanza crescente alla comunicazione del rischio, che è diventata una branca separata della scienza del rischio.
I compiti principali nella comunicazione del rischio sono:
La portata e gli obiettivi della comunicazione del rischio possono differire, a seconda degli attori coinvolti nel processo di comunicazione, nonché delle funzioni e delle aspettative che attribuiscono al processo di comunicazione e al suo ambiente.
Gli attori individuali e aziendali nella comunicazione del rischio utilizzano molteplici mezzi e canali comunicativi. Le questioni principali sono la protezione della salute e dell'ambiente, il miglioramento della sicurezza e l'accettabilità del rischio.
Secondo la teoria generale della comunicazione, la comunicazione può avere le seguenti funzioni:
Per il processo di comunicazione del rischio in particolare può essere utile distinguere tra queste funzioni. A seconda della funzione, dovrebbero essere considerate diverse condizioni per un processo di comunicazione di successo.
La comunicazione del rischio può talvolta svolgere il ruolo di una semplice presentazione dei fatti. L'informazione è un'esigenza generale nella società moderna. In materia ambientale in particolare esistono leggi che, da un lato, attribuiscono alle autorità il dovere di informare il pubblico e, dall'altro, attribuiscono al pubblico il diritto di conoscere la situazione ambientale e di rischio (es. denominata Direttiva Seveso della Comunità Europea e legislazione “Community Right-to-Know” negli Stati Uniti). Le informazioni possono anche essere determinate per un segmento pubblico speciale; ad esempio, i dipendenti di una fabbrica devono essere informati sui rischi che corrono sul posto di lavoro. In questo senso la comunicazione del rischio deve essere:
Gli appelli tendono a incitare qualcuno a fare qualcosa. In materia di rischio si possono distinguere le seguenti funzioni di ricorso:
La comunicazione di ricorso deve essere:
L'auto-presentazione non fornisce informazioni neutre, ma è principalmente parte di una strategia di persuasione o di marketing al fine di migliorare l'immagine pubblica di un individuo o ottenere l'accettazione pubblica per una determinata attività o ottenere il sostegno pubblico per un qualche tipo di posizione. Il criterio per il successo della comunicazione è se il pubblico crede nella presentazione. Da un punto di vista normativo, sebbene l'autopresentazione miri a convincere qualcuno, dovrebbe essere onesta e sincera.
Queste forme di comunicazione sono principalmente di tipo unidirezionale. La comunicazione volta a raggiungere una decisione o un accordo è di tipo bidirezionale o multidirezionale: non c'è solo una parte che dà informazioni, vari attori sono coinvolti in un processo di comunicazione del rischio e comunicano tra loro. Questa è la solita situazione in una società democratica. Soprattutto nelle questioni relative al rischio e all'ambiente, la comunicazione è considerata uno strumento normativo alternativo in situazioni complesse, dove non sono possibili o accessibili soluzioni facili. Pertanto le decisioni rischiose con una rilevanza politica rilevante devono essere prese in un clima comunicativo. La comunicazione del rischio, in questo senso, può includere, tra l'altro, la comunicazione su argomenti di rischio altamente politicizzati, ma può anche significare, ad esempio, la comunicazione tra un operatore, i dipendenti e i servizi di emergenza affinché l'operatore sia preparato al meglio caso di incidente. Pertanto, a seconda della portata e dell'obiettivo della comunicazione del rischio, diversi attori possono partecipare al processo di comunicazione. I potenziali attori principali in un ambiente di comunicazione del rischio sono:
In un approccio di teoria dei sistemi tutte queste categorie di attori corrispondono a un certo sistema sociale e quindi hanno diversi codici di comunicazione, diversi valori e interessi da comunicare. Molto spesso non è facile trovare una base comune per un dialogo sul rischio. È necessario trovare strutture per combinare questi diversi punti di vista e ottenere un risultato pratico. Gli argomenti per tali tipi di comunicazione del rischio sono, ad esempio, una decisione consensuale sull'ubicazione o meno di un impianto pericoloso in una determinata regione.
In tutte le società esistono procedure legali e politiche per affrontare le questioni relative al rischio (ad esempio, legislazione parlamentare, decisioni governative o amministrative, procedure legali davanti a un tribunale, ecc.). In molti casi queste procedure esistenti non si traducono in soluzioni del tutto soddisfacenti per la risoluzione pacifica delle controversie di rischio. Si è riscontrato che le proposte raggiunte integrando elementi di comunicazione del rischio nelle procedure esistenti migliorano il processo decisionale politico.
Due questioni principali devono essere discusse quando si propongono procedure di comunicazione del rischio:
Per l'organizzazione formale della comunicazione del rischio ci sono varie possibilità:
Va comunque chiarito il rapporto tra queste strutture di comunicazione e gli organi decisionali giuridici e politici esistenti. Solitamente il risultato di un processo di comunicazione del rischio ha l'effetto di una raccomandazione non vincolante agli organi decisionali.
Per quanto riguarda la struttura del processo comunicativo, secondo le regole generali del discorso pratico, qualsiasi argomentazione è consentita se soddisfa le seguenti condizioni:
Nel processo di comunicazione del rischio sono state sviluppate varie regole e proposte speciali per concretizzare queste regole. Tra queste, meritano menzione le seguenti regole:
Nel processo di comunicazione del rischio occorre distinguere tra:
Di conseguenza, le divergenze di opinione possono avere vari motivi, vale a dire:
Può essere utile chiarire attraverso il processo di comunicazione del rischio il livello delle differenze e il loro significato. Sono state fatte varie proposte strutturali per migliorare le condizioni di un tale discorso e, allo stesso tempo, per aiutare i decisori a trovare soluzioni eque e competenti, ad esempio:
L'efficacia della comunicazione del rischio può essere definita come il grado in cui una situazione iniziale (indesiderata) viene modificata verso uno stato previsto, come definito dagli obiettivi iniziali. Gli aspetti procedurali devono essere inclusi nella valutazione dei programmi di comunicazione del rischio. Tali criteri includono la fattibilità (ad esempio flessibilità, adattabilità, implementabilità) ei costi (in termini di denaro, personale e tempo) del programma.
Origini dell'audit ambientale
L'audit della sicurezza ambientale e della salute si è sviluppato all'inizio degli anni '1970, in gran parte tra le aziende che operano in settori ad alta intensità ambientale come oli e prodotti chimici. Da allora l'audit ambientale si è diffuso rapidamente con un corrispondente sviluppo degli approcci e delle tecniche adottate. Diversi fattori hanno influenzato questa crescita.
Che cos'è un audit ambientale?
È importante distinguere tra audit e tecniche come la valutazione dell'impatto ambientale (VIA). Quest'ultimo valuta i potenziali effetti ambientali di un impianto proposto. Lo scopo essenziale di un audit ambientale è il controllo sistematico delle prestazioni ambientali in tutte le operazioni esistenti di un'azienda. Nella migliore delle ipotesi, un audit è un esame completo dei sistemi e delle strutture di gestione; nel peggiore dei casi, è una recensione superficiale.
Il termine audit ambientale significa cose diverse per persone diverse. Termini come valutazione, indagine e revisione vengono utilizzati per descrivere lo stesso tipo di attività. Inoltre, alcune organizzazioni ritengono che un "audit ambientale" affronti solo questioni ambientali, mentre altre usano il termine per indicare un audit di salute, sicurezza e questioni ambientali. Sebbene non esista una definizione universale, l'auditing, così come praticato da molte aziende leader, segue la stessa filosofia e approccio di base riassunti dall'ampia definizione adottata dalla International Chambers of Commerce (ICC) nella sua pubblicazione Audit Ambientale (1989). L'ICC definisce l'audit ambientale come:
uno strumento di gestione che comprende una valutazione sistematica, documentata, periodica e obiettiva delle prestazioni dell'organizzazione, della gestione e delle attrezzature ambientali, con l'obiettivo di contribuire alla salvaguardia dell'ambiente attraverso:
(i) facilitare il controllo di gestione delle pratiche ambientali e
(ii) valutare la conformità alle politiche aziendali che includerebbero il rispetto dei requisiti normativi.
La Commissione Europea nella sua proposta di regolamento sull'audit ambientale adotta anche la definizione ICC di audit ambientale.
Obiettivi dell'audit ambientale
L'obiettivo generale dell'audit ambientale è contribuire a salvaguardare l'ambiente e ridurre al minimo i rischi per la salute umana. Chiaramente, l'auditing da solo non raggiungerà questo obiettivo (da qui l'uso della parola aiuto); è uno strumento di gestione. Gli obiettivi chiave di un audit ambientale sono quindi:
Ambito dell'Audit
Poiché l'obiettivo principale degli audit è testare l'adeguatezza dei sistemi di gestione esistenti, essi svolgono un ruolo fondamentalmente diverso dal monitoraggio delle prestazioni ambientali. Gli audit possono riguardare un argomento o un'intera gamma di problemi. Maggiore è l'ambito dell'audit, maggiori saranno le dimensioni del gruppo di audit, il tempo trascorso in loco e la profondità dell'indagine. Laddove gli audit internazionali devono essere svolti da un team centrale, possono esserci buoni motivi per coprire più di un'area mentre si è in loco per ridurre al minimo i costi.
Inoltre, l'ambito di un audit può variare da un semplice test di conformità a un esame più rigoroso, a seconda delle esigenze percepite dalla direzione. La tecnica viene applicata non solo alla gestione operativa dell'ambiente, della salute e della sicurezza, ma sempre più anche alla sicurezza dei prodotti e alla gestione della qualità dei prodotti e ad aree come la prevenzione delle perdite. Se l'intento dell'auditing è quello di aiutare a garantire che queste vaste aree siano gestite correttamente, allora tutti questi singoli argomenti devono essere rivisti. Gli elementi che possono essere affrontati negli audit, tra cui ambiente, salute, sicurezza e sicurezza del prodotto, sono riportati nella tabella 1.
Tabella 1. Ambito dell'audit ambientale
Ambientali |
Sicurezza |
Salute occupazionale |
La sicurezza dei prodotti |
-Storia del sito |
-Politica/procedure di sicurezza |
-Esposizione dei dipendenti a contaminanti dell'aria |
-Programma di sicurezza del prodotto |
Sebbene alcune aziende abbiano un ciclo di audit regolare (spesso annuale), gli audit sono principalmente determinati dalla necessità e dalla priorità. Pertanto, non tutte le strutture o gli aspetti di un'azienda saranno valutati con la stessa frequenza o nella stessa misura.
Il tipico processo di revisione
Un audit è solitamente condotto da un team di persone che raccoglierà informazioni fattuali prima e durante una visita in loco, analizzerà i fatti e li confronterà con i criteri per l'audit, trarrà conclusioni e riporterà i risultati. Questi passaggi sono generalmente condotti all'interno di una sorta di struttura formale (un protocollo di audit), tale che il processo possa essere ripetuto in modo affidabile presso altre strutture e la qualità possa essere mantenuta. Per garantire che un audit sia efficace, è necessario includere una serie di passaggi chiave. Questi sono riassunti e spiegati nella tabella 2.
Tabella 2. Fasi fondamentali dell'audit ambientale
Fasi di base nell'audit ambientale
Criteri: rispetto a cosa audite?
Un passo essenziale nello stabilire un programma di audit è decidere i criteri in base ai quali verrà condotto l'audit e garantire che la direzione in tutta l'organizzazione sappia quali sono questi criteri. Tipicamente i criteri utilizzati per gli audit sono:
Fasi di pre-audit
Le fasi di pre-audit includono le questioni amministrative associate alla pianificazione dell'audit, alla selezione del personale per il gruppo di audit (spesso proveniente da diverse parti dell'azienda o da un'unità specializzata), alla preparazione del protocollo di audit utilizzato dall'organizzazione e all'ottenimento di informazioni di base sul facilità.
Se l'auditing è una novità, la necessità di formazione di coloro che sono coinvolti nel processo di audit (i revisori o coloro che vengono sottoposti ad audit) non dovrebbe essere sottovalutata. Ciò vale anche per una società multinazionale che estende un programma di audit nel suo paese d'origine alle filiali all'estero. In queste situazioni, il tempo dedicato alla spiegazione e all'istruzione ripagherà assicurando che gli audit vengano affrontati con spirito di cooperazione e non siano visti come una minaccia dalla direzione locale.
Quando un'importante azienda statunitense ha proposto di estendere il proprio programma di audit alle proprie operazioni in Europa, era particolarmente preoccupata di garantire che gli stabilimenti fossero adeguatamente informati, che i protocolli di audit fossero appropriati per le operazioni europee e che i team di audit comprendessero le normative pertinenti. Sono stati condotti audit pilota presso impianti selezionati. Inoltre, il processo di audit è stato introdotto in modo da sottolineare i vantaggi di un approccio cooperativo piuttosto che di un approccio di "polizia".
Ottenere informazioni di base su un sito e sui suoi processi può aiutare a ridurre al minimo il tempo trascorso in loco dal gruppo di audit ea focalizzare le sue attività, risparmiando così risorse.
La composizione del gruppo di audit dipenderà dall'approccio adottato da una particolare organizzazione. Laddove vi sia una carenza di competenze interne, o laddove non sia possibile dedicare risorse all'attività di audit, le aziende si avvalgono frequentemente di consulenti indipendenti per condurre gli audit per loro conto. Altre aziende impiegano un mix di personale interno e consulenti esterni in ciascun team per garantire una visione "indipendente". Alcune grandi aziende utilizzano solo personale interno per gli audit e dispongono di gruppi di audit ambientali per questa specifica funzione. Molte grandi aziende hanno il proprio personale di audit dedicato, ma includono anche un consulente indipendente per molti degli audit che svolgono.
Passi in loco
Segnalazione dei risultati dell'audit. Questo di solito viene fatto durante un incontro con la direzione dell'impianto al termine della visita del team. Ogni risultato e il suo significato possono essere discussi con il personale dell'impianto. Prima di lasciare il sito, il gruppo di audit fornirà spesso un riepilogo scritto dei risultati per la direzione dell'impianto, per garantire che non vi siano sorprese nel rapporto finale.
Fasi post-audit
Dopo il lavoro in loco, il passo successivo è preparare una bozza di rapporto, che viene rivista dalla direzione dell'impianto per confermarne l'accuratezza. Viene quindi distribuito al senior management in base alle esigenze dell'azienda.
L'altro passo fondamentale è lo sviluppo di un piano d'azione per affrontare le carenze. Alcune aziende richiedono raccomandazioni per azioni correttive da includere nel rapporto di audit formale. L'impianto baserà quindi il suo piano sull'attuazione di queste raccomandazioni. Altre società richiedono che il rapporto di audit indichi i fatti e le carenze, senza alcun riferimento a come dovrebbero essere corretti. Spetta quindi alla direzione dell'impianto ideare i mezzi per rimediare alle carenze.
Una volta che un programma di audit è stato messo in atto, gli audit futuri includeranno i rapporti passati e i progressi nell'attuazione di qualsiasi raccomandazione ivi formulata come parte delle loro prove.
Estensione del processo di audit: altri tipi di audit
Sebbene l'uso più diffuso dell'audit ambientale sia quello di valutare le prestazioni ambientali delle operazioni di un'azienda, esistono variazioni sul tema. Altri tipi di audit utilizzati in circostanze particolari includono quanto segue:
Emette audit. Alcune organizzazioni applicano la tecnica di audit a un problema specifico che può avere implicazioni per l'intera azienda, come i rifiuti. La BP, multinazionale petrolifera con sede nel Regno Unito, ha effettuato audit esaminando l'impatto dell'esaurimento dell'ozono e le implicazioni della preoccupazione pubblica per la deforestazione tropicale.
Vantaggi dell'audit ambientale
Se l'audit ambientale viene implementato in modo costruttivo, ci sono molti vantaggi che possono derivare dal processo. L'approccio di auditing descritto in questo documento aiuterà a:
L'evoluzione delle strategie di risposta ambientale
Negli ultimi trent'anni c'è stato un drammatico aumento dei problemi ambientali dovuto a molti fattori diversi: espansione demografica (questo ritmo continua, con una stima di 8 miliardi di persone entro il 2030), povertà, modelli economici dominanti basati sulla crescita e sulla quantità piuttosto che qualità, elevato consumo di risorse naturali guidato in particolare dall'espansione industriale, riduzione della diversità biologica soprattutto a causa dell'aumento della produzione agricola attraverso la monocoltura, l'erosione del suolo, i cambiamenti climatici, l'uso non sostenibile delle risorse naturali e l'inquinamento dell'aria, del suolo e risorse idriche. Tuttavia, gli effetti negativi dell'attività umana sull'ambiente hanno anche accelerato la consapevolezza e la percezione sociale delle persone in molti paesi, portando a cambiamenti negli approcci tradizionali e nei modelli di risposta.
Le strategie di risposta si sono evolute: dal non riconoscimento del problema, all'ignoramento del problema, alla diluizione e al controllo dell'inquinamento attraverso un approccio dall'alto verso il basso, ovvero le cosiddette strategie end-of-pipe. Gli anni '1970 segnano le prime crisi ambientali locali di grande portata e lo sviluppo di una nuova consapevolezza dell'inquinamento ambientale. Ciò ha portato all'adozione della prima grande serie di leggi nazionali, regolamenti e convenzioni internazionali finalizzate al controllo e alla regolazione dell'inquinamento. Questa strategia di end-of-pipe dimostrò ben presto il suo fallimento, poiché si diresse in modo autoritario verso interventi legati ai sintomi e non alle cause dei problemi ambientali. Allo stesso tempo, l'inquinamento industriale ha anche attirato l'attenzione sulle crescenti contraddizioni filosofiche tra datori di lavoro, lavoratori e gruppi ambientalisti.
Gli anni '1980 sono stati il periodo delle questioni ambientali globali come il disastro di Chernobyl, le piogge acide, l'esaurimento dell'ozono e il buco dell'ozono, l'effetto serra e il cambiamento climatico, la crescita dei rifiuti tossici e la loro esportazione. Questi eventi ei problemi che ne derivano hanno accresciuto la consapevolezza pubblica e contribuito a generare sostegno per nuovi approcci e soluzioni incentrati su strumenti di gestione ambientale e strategie di produzione più pulite. Organizzazioni come l'UNEP, l'OCSE, l'Unione Europea e molte istituzioni nazionali hanno iniziato a definire la questione ea lavorare insieme in un quadro più globale basato sui principi di prevenzione, innovazione, informazione, educazione e partecipazione delle parti interessate. Quando siamo entrati negli anni '1990 c'è stato un altro drammatico aumento della consapevolezza che la crisi ambientale si stava aggravando, in particolare nel mondo in via di sviluppo e nell'Europa centrale e orientale. Ciò ha raggiunto una soglia critica alla Conferenza delle Nazioni Unite sull'ambiente e lo sviluppo (UNCED) a Rio de Janeiro nel 1992.
Oggi, l'approccio precauzionale è diventato uno dei fattori più importanti da tenere in considerazione nella valutazione delle politiche e delle soluzioni ambientali. L'approccio precauzionale suggerisce che anche quando vi è incertezza scientifica o controversia sui problemi e sulle politiche ambientali, le decisioni dovrebbero riflettere la necessità di prendere precauzioni per evitare future implicazioni negative ogni volta che sia economicamente, socialmente e tecnicamente fattibile. L'approccio precauzionale dovrebbe essere perseguito nello sviluppo di politiche e normative e nella pianificazione e attuazione di progetti e programmi.
In effetti, sia l'approccio preventivo che quello precauzionale cercano un approccio più integrato all'azione ambientale, passando da un'attenzione quasi esclusiva al processo produttivo allo sviluppo di strumenti e tecniche di gestione ambientale applicabili a tutte le forme di attività economica umana e ai processi decisionali . A differenza del controllo dell'inquinamento, che implicava un approccio limitato, di reazione e ritiro, l'approccio di gestione ambientale e produzione più pulita mira all'integrazione di un approccio precauzionale all'interno di strategie più ampie per creare un processo che sarà valutato, monitorato e continuamente migliorato. Per essere efficaci, tuttavia, la gestione ambientale e le strategie di produzione più pulite devono essere attentamente attuate attraverso il coinvolgimento di tutte le parti interessate ea tutti i livelli di intervento.
Questi nuovi approcci non devono essere considerati semplici strumenti tecnici legati all'ambiente, ma piuttosto dovrebbero essere visti come approcci integrativi olistici che contribuiranno a definire nuovi modelli di un'economia di mercato sana dal punto di vista ambientale e sociale. Per essere pienamente efficaci, questi nuovi approcci richiederanno anche un quadro normativo, strumenti di incentivazione e consenso sociale definiti attraverso il coinvolgimento delle istituzioni, delle parti sociali e delle organizzazioni ambientaliste e dei consumatori interessate. Se la portata della gestione ambientale e delle strategie di produzione più pulite deve portare a scenari di sviluppo socioeconomico più sostenibili, sarà necessario prendere in considerazione vari fattori nella definizione delle politiche, nello sviluppo e nell'applicazione di norme e regolamenti e nei contratti collettivi e piani d'azione, non solo a livello aziendale o aziendale, ma anche a livello locale, nazionale e internazionale. Date le grandi disparità nelle condizioni economiche e sociali nel mondo, le opportunità di successo dipenderanno anche dalle condizioni politiche, economiche e sociali locali.
La globalizzazione, la liberalizzazione dei mercati e le politiche di aggiustamento strutturale creeranno anche nuove sfide alla nostra capacità di analizzare in modo integrato le implicazioni economiche, sociali e ambientali di questi complessi cambiamenti all'interno delle nostre società, non ultimo il rischio che questi cambiamenti possono portare a relazioni di potere e responsabilità molto diverse, forse anche proprietà e controllo. Sarà necessario prestare attenzione per garantire che questi cambiamenti non comportino il rischio di impotenza e paralisi nello sviluppo di una gestione ambientale e di tecnologie di produzione più pulite. D'altra parte, questa situazione mutevole, oltre ai suoi rischi, offre anche nuove opportunità per promuovere il miglioramento delle nostre attuali condizioni sociali, economiche, culturali, politiche e ambientali. Tali cambiamenti positivi, tuttavia, richiederanno un approccio collaborativo, partecipativo e flessibile per gestire il cambiamento all'interno delle nostre società e delle nostre imprese. Per evitare la paralisi, dovremo adottare misure che rafforzino la fiducia e sottolineino un approccio graduale, parziale e graduale che genererà un sostegno e una capacità crescenti volti a facilitare cambiamenti più sostanziali nelle nostre condizioni di vita e di lavoro in futuro.
Principali implicazioni internazionali
Come accennato in precedenza, la nuova situazione internazionale è caratterizzata dalla liberalizzazione dei mercati, dall'eliminazione delle barriere commerciali, dalle nuove tecnologie dell'informazione, dai rapidi ed enormi trasferimenti giornalieri di capitali e dalla globalizzazione della produzione, soprattutto attraverso le imprese multinazionali. La deregolamentazione e la competitività sono i criteri dominanti per le strategie di investimento. Questi cambiamenti, tuttavia, facilitano anche la delocalizzazione degli stabilimenti, la frammentazione dei processi produttivi e l'istituzione di speciali zone di trasformazione per l'esportazione, che esonerano le industrie dalle normative in materia di lavoro e ambiente e da altri obblighi. Tali effetti possono favorire un costo del lavoro eccessivamente basso e di conseguenza maggiori profitti per l'industria, ma ciò si accompagna spesso a situazioni di deplorevole sfruttamento umano e ambientale. Inoltre, in assenza di normative e controlli, si esportano impianti, tecnologie e attrezzature obsolete così come si esportano sostanze chimiche e sostanze pericolose vietate, ritirate o severamente limitate in un Paese per motivi ambientali o di sicurezza, in particolare verso paesi in via di sviluppo.
Per rispondere a questi problemi, è di particolare importanza che le nuove regole dell'Organizzazione mondiale del commercio (OMC) siano definite in modo da promuovere un commercio socialmente e ambientalmente accettabile. Ciò significa che l'OMC, al fine di garantire una concorrenza leale, dovrebbe richiedere a tutti i paesi di rispettare le norme fondamentali del lavoro internazionale (ad esempio, le Convenzioni fondamentali dell'OIL) e le convenzioni ei regolamenti ambientali. Inoltre, le linee guida come quelle preparate dall'OCSE sul trasferimento di tecnologia e le normative dovrebbero essere attuate efficacemente al fine di evitare l'esportazione di sistemi di produzione altamente inquinanti e non sicuri.
I fattori internazionali da considerare includono:
I paesi in via di sviluppo e altri che necessitano di assistenza dovrebbero ricevere assistenza finanziaria speciale, riduzione delle tasse, incentivi e assistenza tecnica per aiutarli ad attuare le suddette normative di base in materia di lavoro e ambiente e per introdurre tecnologie e prodotti di produzione più puliti. Un approccio innovativo che merita ulteriore attenzione in futuro è lo sviluppo di codici di condotta negoziati da alcune imprese e dai loro sindacati al fine di promuovere il rispetto dei diritti sociali fondamentali e delle norme ambientali. Un ruolo unico nella valutazione del processo a livello internazionale è svolto dall'ILO, data la sua struttura tripartita, e in stretto coordinamento con le altre agenzie delle Nazioni Unite e le istituzioni finanziarie internazionali responsabili degli aiuti internazionali e dell'assistenza finanziaria.
Principali implicazioni nazionali e locali
Occorre inoltre definire un adeguato quadro normativo generale sia a livello nazionale che locale al fine di sviluppare adeguate procedure di gestione ambientale. Ciò richiederà un processo decisionale che colleghi le politiche di bilancio, fiscali, industriali, economiche, del lavoro e ambientali e preveda anche la piena consultazione e partecipazione degli attori sociali più interessati (ossia, datori di lavoro, organizzazioni sindacali, ambientali e dei consumatori gruppi). Tale approccio sistematico includerebbe collegamenti tra diversi programmi e politiche, ad esempio:
Le politiche industriali nazionali e locali dovrebbero essere progettate e attuate in piena consultazione con le organizzazioni sindacali in modo che le politiche aziendali e le politiche del lavoro possano soddisfare le esigenze sociali e ambientali. Le negoziazioni dirette e le consultazioni a livello nazionale con i sindacati possono aiutare a prevenire potenziali conflitti derivanti dalle implicazioni per la sicurezza, la salute e l'ambiente delle nuove politiche industriali. Tali negoziazioni a livello nazionale, tuttavia, dovrebbero essere accompagnate da negoziazioni e consultazioni a livello di singole aziende e imprese, in modo da garantire adeguati controlli, incentivi e assistenza anche sul posto di lavoro.
In sintesi, i fattori nazionali e locali da considerare includono:
Gestione ambientale a livello aziendale
La gestione ambientale all'interno di una data azienda, impresa o altra struttura economica richiede una valutazione e considerazione continua degli effetti ambientali - sul luogo di lavoro (ovvero l'ambiente di lavoro) e al di fuori dei cancelli dello stabilimento (ovvero l'ambiente esterno) - per quanto riguarda l'intera gamma delle attività e delle decisioni relative alle operazioni. Implica, inoltre, la conseguente modifica dell'organizzazione del lavoro e dei processi produttivi per rispondere in modo efficiente ed efficace a tali effetti ambientali.
È necessario che le imprese prevedano le potenziali conseguenze ambientali di una determinata attività, processo o prodotto fin dalle prime fasi di pianificazione al fine di garantire l'attuazione di strategie di risposta adeguate, tempestive e partecipative. L'obiettivo è rendere l'industria e altri settori economici economicamente, socialmente e ambientalmente sostenibili. Sicuramente, in molti casi sarà ancora necessario un periodo di transizione che richiederà attività di controllo dell'inquinamento e di bonifica. Pertanto, la gestione ambientale va vista come un processo composito di prevenzione e controllo che mira ad allineare le strategie aziendali alla sostenibilità ambientale. Per fare ciò, le aziende dovranno sviluppare e implementare procedure all'interno della loro strategia di gestione complessiva per valutare processi di produzione più puliti e per verificare le prestazioni ambientali.
La gestione ambientale e una produzione più pulita porteranno a una serie di vantaggi che non solo influiranno sulle prestazioni ambientali, ma potrebbero anche portare a miglioramenti in:
Le aziende non dovrebbero concentrarsi semplicemente sulla valutazione della conformità aziendale alla legislazione e ai regolamenti esistenti, ma dovrebbero definire possibili obiettivi ambientali da raggiungere attraverso un processo graduale e limitato nel tempo che includa:
Esistono molti approcci diversi alla valutazione delle attività e le seguenti sono importanti componenti potenziali di qualsiasi programma di questo tipo:
Relazioni Industriali e Gestione Ambientale
Mentre in alcuni Paesi i diritti sindacali fondamentali non sono ancora riconosciuti e ai lavoratori viene impedito di tutelare la propria salute e sicurezza e le condizioni di lavoro e di migliorare le performance ambientali, in diversi altri Paesi l'approccio partecipativo alla sostenibilità ambientale aziendale è stato sperimentato con buoni risultati. Negli ultimi dieci anni, l'approccio tradizionale delle relazioni industriali si è spostato sempre di più per includere non solo questioni e programmi di salute e sicurezza che riflettono le normative nazionali e internazionali in questo settore, ma ha anche iniziato a integrare le questioni ambientali nei meccanismi di relazioni industriali. I partenariati tra datori di lavoro e rappresentanti sindacali a livello aziendale, settoriale e nazionale sono stati definiti, a seconda delle diverse situazioni, attraverso accordi collettivi e talvolta sono stati anche coperti da regolamenti e procedure di consultazione istituiti dalle autorità locali o nazionali per gestire i conflitti ambientali. Vedi tabella 1, tabella 2 e tabella 3.
Tabella 1. Soggetti coinvolti in accordi volontari relativi all'ambiente
Paese |
Datore di lavoro/ |
Datore di lavoro/ |
Datore di lavoro/ |
Datore di lavoro/ |
Olanda |
X |
X |
X |
|
Belgio |
X |
X |
||
Danmark |
X |
X |
X |
X |
Austria |
X |
|||
Germania |
X |
X |
X |
|
UK |
X |
X |
||
Italia |
X |
X |
X |
X |
Francia |
X |
X |
||
Spagna |
X |
X |
||
Grecia |
X |
X |
Fonte: Hildebrandt e Schmidt 1994.
Tabella 2. Ambito di applicazione accordi volontari sulle misure di protezione dell'ambiente tra le parti di accordi collettivi
Paese |
il |
Filiale (regionale) |
Impianto |
Olanda |
X |
X |
X |
Belgio |
X |
X |
|
Danmark |
X |
X |
X |
Austria |
X |
||
Germania |
X |
X |
|
UK |
X |
||
Italia |
X |
X |
X |
Francia |
|||
Spagna |
X |
X |
|
Grecia |
X |
Fonte: Hildebrandt e Schmidt 1994.
Tabella 3. Natura degli accordi sulle misure di protezione dell'ambiente tra le parti di contratti collettivi
Paese |
Dichiarazioni congiunte, |
A livello di filiale |
Accordi sugli impianti |
Olanda |
X |
X |
X |
Belgio |
X |
X |
|
Danmark |
X |
X |
X |
Austria |
X |
||
Germania |
X |
X |
X |
UK |
X |
||
Italia |
X |
X |
X |
Francia |
X |
X |
|
Spagna |
X |
||
Grecia |
X |
Fonte: Hildebrandt e Schmidt 1994.
Bonifica dell'inquinamento: ripulire
La bonifica dei siti contaminati è una procedura che si è fatta sempre più evidente e costosa a partire dagli anni '1970, quando è aumentata la consapevolezza sui gravi casi di contaminazione del suolo e delle acque da rifiuti chimici accumulati, siti industriali dismessi e così via. Questi siti contaminati sono stati generati da attività come le seguenti:
La progettazione di un piano di bonifica/bonifica richiede attività e procedure tecniche complesse che devono essere accompagnate dalla definizione di chiare responsabilità gestionali e conseguenti responsabilità. Tali iniziative dovrebbero essere realizzate nell'ambito di legislazioni nazionali armonizzate, e prevedere la partecipazione delle popolazioni interessate, la definizione di chiare procedure di risoluzione dei conflitti e l'evitamento di possibili effetti di dumping socio-ambientale. Tali regolamenti, accordi e piani dovrebbero comprendere chiaramente non solo le risorse biotiche e abiotiche naturali come l'acqua, l'aria, il suolo o la flora e la fauna, ma dovrebbero includere anche il patrimonio culturale, altri aspetti visivi dei paesaggi e danni alle persone fisiche e alle proprietà. Una definizione restrittiva di ambiente ridurrà di conseguenza la definizione di danno ambientale e quindi limiterà l'effettiva bonifica dei siti. Allo stesso tempo, dovrebbe anche essere possibile non solo concedere determinati diritti e tutele ai soggetti direttamente colpiti dal danno, ma dovrebbe anche essere possibile intraprendere azioni collettive di gruppo a tutela di interessi collettivi al fine di assicurare il ripristino delle condizioni precedenti.
Conclusione
Saranno necessarie azioni significative per rispondere alla nostra situazione ambientale in rapida evoluzione. Il focus di questo articolo è stato sulla necessità di intraprendere azioni per migliorare le prestazioni ambientali dell'industria e di altre attività economiche. Per fare questo in modo efficiente ed efficace, i lavoratori ei loro sindacati devono svolgere un ruolo attivo non solo a livello aziendale, ma anche all'interno delle loro comunità locali ea livello nazionale. I lavoratori devono essere visti e mobilitati attivamente come partner chiave per il raggiungimento degli obiettivi futuri in materia di ambiente e sviluppo sostenibile. La capacità dei lavoratori e dei loro sindacati di contribuire come partner in questo processo di gestione ambientale non dipende semplicemente dalla loro capacità e consapevolezza - sebbene gli sforzi siano effettivamente necessari e in corso per aumentare la loro capacità - ma dipenderà anche dall'impegno di management e comunità per creare un ambiente favorevole che promuova lo sviluppo di nuove forme di collaborazione e partecipazione nel futuro.
Vedere le possibilità e realizzarle è ciò che riguarda la prevenzione dell'inquinamento. È un impegno per prodotti e processi che hanno un impatto minimo sull'ambiente.
La prevenzione dell'inquinamento non è un'idea nuova. È la manifestazione di un'etica ambientale praticata dagli abitanti originari di molte culture, inclusi i nativi americani. Vivevano in armonia con il loro ambiente. Era la fonte del loro rifugio, del loro cibo e il fondamento stesso della loro religione. Sebbene il loro ambiente fosse estremamente duro, veniva trattato con onore e rispetto.
Man mano che le nazioni si sviluppavano e la rivoluzione industriale avanzava, emerse un atteggiamento molto diverso nei confronti dell'ambiente. La società è arrivata a vedere l'ambiente come una fonte inesauribile di materie prime e una comoda discarica per i rifiuti.
I primi sforzi per ridurre i rifiuti
Anche così, alcune industrie hanno praticato una sorta di prevenzione dell'inquinamento sin da quando sono stati sviluppati i primi processi chimici. Inizialmente, l'industria si è concentrata sull'efficienza o sull'aumento della resa del processo attraverso la riduzione dei rifiuti, piuttosto che prevenire specificamente l'inquinamento impedendo ai rifiuti di entrare nell'ambiente. Tuttavia, il risultato finale di entrambe le attività è lo stesso: meno rifiuti di materiale vengono rilasciati nell'ambiente.
Un primo esempio di prevenzione dell'inquinamento sotto un'altra veste fu praticato in un impianto di produzione di acido solforico tedesco durante il 1800. I miglioramenti del processo nello stabilimento hanno ridotto la quantità di anidride solforosa emessa per libbra di prodotto prodotto. Queste azioni sono state molto probabilmente etichettate come miglioramenti dell'efficienza o della qualità. Solo di recente il concetto di prevenzione dell'inquinamento è stato direttamente associato a questo tipo di cambiamento di processo.
La prevenzione dell'inquinamento così come la conosciamo oggi iniziò a emergere a metà degli anni '1970 in risposta al volume e alla complessità crescenti dei requisiti ambientali. Successivamente è stata creata la US Environmental Protection Agency (EPA). I primi sforzi per ridurre l'inquinamento sono stati per lo più installazioni di apparecchiature di controllo dell'inquinamento di fine linea o costose. Eliminare la fonte di un problema di inquinamento non era una priorità. Quando si è verificato, era più una questione di profitto o di efficienza che uno sforzo organizzato per proteggere l'ambiente.
Solo di recente le imprese hanno adottato un punto di vista ambientale più specifico e hanno tenuto traccia dei progressi. Tuttavia, i processi con cui le aziende affrontano la prevenzione dell'inquinamento possono differire in modo significativo.
Prevenzione contro controllo
Col tempo, l'attenzione iniziò a spostarsi dal controllo dell'inquinamento alla prevenzione dell'inquinamento. È diventato evidente che gli scienziati che inventano i prodotti, gli ingegneri che progettano le apparecchiature, gli esperti di processo che gestiscono gli impianti di produzione, i professionisti del marketing che lavorano con i clienti per migliorare le prestazioni ambientali dei prodotti, i rappresentanti di vendita che riportano le preoccupazioni ambientali dei clienti al laboratorio per trovare soluzioni e gli impiegati che lavorano per ridurre l'utilizzo della carta possono tutti contribuire a ridurre l'impatto ambientale delle operazioni o delle attività sotto il loro controllo.
Sviluppare efficaci programmi di prevenzione dell'inquinamento
Nella prevenzione dell'inquinamento allo stato dell'arte, devono essere esaminati i programmi di prevenzione dell'inquinamento nonché le tecnologie specifiche di prevenzione dell'inquinamento. Sia il programma generale di prevenzione dell'inquinamento che le singole tecnologie di prevenzione dell'inquinamento sono ugualmente importanti per ottenere benefici ambientali. Sebbene lo sviluppo delle tecnologie sia un requisito assoluto, senza la struttura organizzativa per supportare e implementare tali tecnologie, i benefici ambientali non saranno mai pienamente raggiunti.
La sfida è ottenere la totale partecipazione aziendale alla prevenzione dell'inquinamento. Alcune aziende hanno implementato la prevenzione dell'inquinamento a tutti i livelli della loro organizzazione attraverso programmi ben organizzati e dettagliati. Forse i tre più ampiamente riconosciuti negli Stati Uniti sono il programma Pollution Prevention Pays (3P) di 3M, Save Money and Reduce Toxics (SMART) di Chevron e WRAP (WRAP).
L'obiettivo di tali programmi è ridurre i rifiuti quanto più tecnologicamente possibile. Ma fare affidamento solo sulla riduzione della fonte non è sempre tecnicamente fattibile. Anche il riciclaggio e il riutilizzo devono far parte dello sforzo di prevenzione dell'inquinamento, come nei programmi di cui sopra. Quando a ogni dipendente viene chiesto non solo di rendere i processi il più efficienti possibile, ma anche di trovare un uso produttivo per ogni sottoprodotto o flusso residuo, la prevenzione dell'inquinamento diventa parte integrante della cultura aziendale.
Alla fine del 1993, The Business Roundtable negli Stati Uniti ha pubblicato i risultati di uno studio comparativo sulla prevenzione dell'inquinamento degli sforzi riusciti. Lo studio ha identificato i migliori programmi di prevenzione dell'inquinamento delle strutture e ha evidenziato gli elementi necessari per integrare completamente la prevenzione dell'inquinamento nelle operazioni aziendali. Sono state incluse le strutture di Proctor & Gamble (P&G), Intel, DuPont, Monsanto, Martin Marietta e 3M.
Iniziative di prevenzione dell'inquinamento
Lo studio ha rilevato che i programmi di prevenzione dell'inquinamento di successo in queste aziende condividevano i seguenti elementi:
Inoltre, lo studio ha rilevato che ciascuna delle strutture era passata dalla concentrazione sulla prevenzione dell'inquinamento nel processo di produzione all'integrazione della prevenzione dell'inquinamento nelle decisioni pre-produzione. La prevenzione dell'inquinamento era diventata un valore aziendale fondamentale.
Il supporto dell'alta direzione è una necessità per un programma di prevenzione dell'inquinamento pienamente operativo. Gli alti funzionari sia a livello aziendale che di struttura devono inviare un messaggio forte a tutti i dipendenti che la prevenzione dell'inquinamento è parte integrante del loro lavoro. Questo deve iniziare a livello di amministratore delegato (CEO) perché quella persona dà il tono a tutte le attività aziendali. Parlare pubblicamente e all'interno dell'azienda fa sentire il messaggio.
La seconda ragione del successo è il coinvolgimento dei dipendenti. Le persone tecniche e di produzione sono maggiormente coinvolte nello sviluppo di nuovi processi o formulazioni di prodotti. Ma i dipendenti in ogni posizione possono essere coinvolti nella riduzione dei rifiuti attraverso il riutilizzo, il recupero e il riciclaggio come parte della prevenzione dell'inquinamento. I dipendenti conoscono le possibilità nella loro area di responsabilità molto meglio dei professionisti ambientali. Al fine di stimolare il coinvolgimento dei dipendenti, l'azienda deve istruire i dipendenti sulla sfida che l'azienda deve affrontare. Ad esempio, gli articoli sulle questioni ambientali nella newsletter aziendale possono aumentare la consapevolezza dei dipendenti.
Il riconoscimento dei risultati può essere fatto in molti modi. Il CEO di 3M conferisce uno speciale premio per la leadership ambientale non solo ai dipendenti che contribuiscono agli obiettivi dell'azienda, ma anche a coloro che contribuiscono agli sforzi ambientali della comunità. Inoltre, i risultati ambientali sono riconosciuti nelle revisioni annuali delle prestazioni.
Misurare i risultati è estremamente importante perché è la forza trainante per l'azione dei dipendenti. Alcune strutture e programmi aziendali misurano tutti i rifiuti, mentre altri si concentrano sulle emissioni del Toxic Release Inventory (TRI) o su altre misurazioni che meglio si adattano alla loro cultura aziendale e ai loro specifici programmi di prevenzione dell'inquinamento.
Esempi di programmi ambientali
Nel corso di 20 anni, la prevenzione dell'inquinamento è diventata parte integrante della cultura di 3M. Il management di 3M si è impegnato ad andare oltre i regolamenti governativi, in parte sviluppando piani di gestione ambientale che uniscono gli obiettivi ambientali alla strategia aziendale. Il programma 3P si è concentrato sulla prevenzione dell'inquinamento, non sul controllo.
L'idea è fermare l'inquinamento prima che inizi e cercare opportunità di prevenzione in tutte le fasi della vita di un prodotto, non solo alla fine. Le aziende di successo riconoscono che la prevenzione è più efficace dal punto di vista ambientale, tecnicamente più valida e meno costosa rispetto alle procedure di controllo convenzionali, che non eliminano il problema. La prevenzione dell'inquinamento è economica, perché se l'inquinamento viene evitato in primo luogo, non deve essere affrontato in seguito.
I dipendenti 3M hanno sviluppato e implementato più di 4,200 progetti di prevenzione dell'inquinamento dall'inizio del programma 3P. Negli ultimi 20 anni, questi progetti hanno portato all'eliminazione di oltre 1.3 miliardi di libbre di sostanze inquinanti e hanno consentito all'azienda di risparmiare 750 milioni di dollari.
Tra il 1975 e il 1993, 3M ha ridotto la quantità di energia necessaria per unità di produzione di 3,900 BTU, pari al 58%. Il risparmio energetico annuo di 3M solo negli Stati Uniti ammonta a 22 trilioni di BTU all'anno. Questa è energia sufficiente per riscaldare, raffreddare e illuminare più di 200,000 case negli Stati Uniti ed elimina più di 2 milioni di tonnellate di anidride carbonica. E nel 1993, le strutture 3M negli Stati Uniti hanno recuperato e riciclato più rifiuti solidi (199 milioni di libbre) di quanti ne hanno inviati alle discariche (198 milioni di libbre).
Tecnologie per la prevenzione dell'inquinamento
Il concetto di progettazione per l'ambiente sta diventando importante, ma le tecnologie utilizzate per la prevenzione dell'inquinamento sono tanto diverse quanto le aziende stesse. In generale, questo concetto può essere realizzato attraverso l'innovazione tecnica in quattro aree:
Gli sforzi concentrati in ciascuna di queste aree possono significare prodotti nuovi e più sicuri, risparmi sui costi e maggiore soddisfazione del cliente.
La riformulazione del prodotto può essere la più difficile. Molti degli attributi che rendono i materiali ideali per gli usi previsti possono anche contribuire a problemi per l'ambiente. Un esempio di riformulazione del prodotto ha portato un team di scienziati a eliminare il metilcloroformio chimico che riduce lo strato di ozono da un prodotto per la protezione dei tessuti. Questo nuovo prodotto a base acqua riduce notevolmente l'uso di solventi e conferisce all'azienda un vantaggio competitivo sul mercato.
Nella produzione di compresse medicinali per l'industria farmaceutica, i dipendenti hanno sviluppato una nuova soluzione di rivestimento a base d'acqua per la soluzione di rivestimento a base di solvente che era stata utilizzata per rivestire le compresse. La modifica è costata $ 60,000, ma ha eliminato la necessità di spendere $ 180,000 per le apparecchiature di controllo dell'inquinamento, risparmiando $ 150,000 nel costo del materiale e prevenendo 24 tonnellate all'anno di inquinamento atmosferico.
Un esempio di modifica del processo ha comportato l'allontanamento dalle sostanze chimiche pericolose per pulire a fondo le lastre di rame prima di utilizzarle per realizzare prodotti elettrici. In passato, il rivestimento veniva pulito con uno spray con persolfato di ammonio, acido fosforico e acido solforico, tutte sostanze chimiche pericolose. Questa procedura è stata sostituita da una che impiega una soluzione leggera di acido citrico, una sostanza chimica non pericolosa. La modifica del processo ha eliminato la generazione di 40,000 libbre di rifiuti pericolosi all'anno e consente all'azienda di risparmiare circa $ 15,000 all'anno in materie prime e costi di smaltimento.
Anche la riprogettazione delle attrezzature riduce gli sprechi. Nell'area dei prodotti in resina, un'azienda ha regolarmente campionato una particolare resina fenolica liquida utilizzando un rubinetto sulla linea di flusso del processo. Una parte del prodotto è stata sprecata prima e dopo la raccolta del campione. Installando un semplice imbuto sotto il nastro del campione e un tubo che riporta al processo, l'azienda ora preleva campioni senza alcuna perdita di prodotto. In questo modo si evitano circa 9 tonnellate di rifiuti all'anno, si risparmiano circa $ 22,000, si aumenta la resa e si riducono i costi di smaltimento, il tutto per un costo capitale di circa $ 1,000.
Il recupero delle risorse, l'uso produttivo del materiale di scarto, è estremamente importante nella prevenzione dell'inquinamento. Una marca di cuscinetti per sapone in lana è ora realizzata interamente con bottiglie di plastica riciclata post-consumo. Nei primi due anni di questo nuovo prodotto, l'azienda ha utilizzato oltre un milione di libbre di questo materiale riciclato per realizzare tamponi di sapone. Questo è l'equivalente di oltre 10 milioni di bottiglie di soda da due litri. Inoltre, la gomma di scarto tagliata dai tappetini in Brasile viene utilizzata per realizzare sandali. Solo nel 1994 lo stabilimento ha recuperato circa 30 tonnellate di materiale, sufficienti per realizzare più di 120,000 paia di sandali.
In un altro esempio, Post-it(T) Carta riciclata Le note utilizzano carta riciclata al 100%. Una tonnellata di carta riciclata da sola consente di risparmiare 3 metri cubi di spazio in discarica, 17 alberi, 7,000 litri d'acqua e 4,100 chilowattora di energia, sufficienti per riscaldare una casa media per sei mesi.
Analisi del ciclo di vita
L'analisi del ciclo di vita o un processo simile è in atto in ogni azienda di successo. Ciò significa che ogni fase del ciclo di vita di un prodotto, dallo sviluppo alla produzione, all'uso e allo smaltimento, offre opportunità di miglioramento ambientale. La risposta a tali sfide ambientali ha portato a prodotti con forti rivendicazioni ambientali in tutta l'industria.
Ad esempio, P&G è stato il primo produttore di articoli commerciali a sviluppare detergenti concentrati che richiedono confezioni dal 50 al 60% più piccole rispetto alla formula precedente. P&G produce anche ricariche per oltre 57 marchi in 22 paesi. Le ricariche in genere costano meno e consentono di risparmiare fino al 70% in rifiuti solidi.
Dow ha sviluppato un nuovo erbicida altamente efficace che non è tossico. È meno rischioso per persone e animali e viene applicato in once anziché in libbre per acro. Utilizzando la biotecnologia, la Monsanto ha sviluppato una pianta di patata resistente agli insetti, quindi ha ridotto la necessità di insetticidi chimici. Un altro erbicida della Monsanto aiuta a ripristinare l'habitat naturale delle zone umide controllando le erbacce in modo più sicuro.
Impegno per un ambiente più pulito
È fondamentale affrontare la prevenzione dell'inquinamento su scala globale, compreso l'impegno per miglioramenti sia programmatici che tecnologici. Aumentare l'efficienza o la resa del processo e ridurre la produzione di rifiuti è stata a lungo una pratica dell'industria manifatturiera. Tuttavia, solo nell'ultimo decennio queste attività si sono concentrate più direttamente sulla prevenzione dell'inquinamento. Sforzi sostanziali sono ora volti a migliorare la riduzione alla fonte e ad adattare i processi per separare, riciclare e riutilizzare i sottoprodotti. Tutti questi sono comprovati strumenti di prevenzione dell'inquinamento.
Nel corso del ventesimo secolo, il crescente riconoscimento degli impatti sull'ambiente e sulla salute pubblica associati alle attività antropiche (discusso nel capitolo Rischi ambientali per la salute) ha indotto lo sviluppo e l'applicazione di metodi e tecnologie per ridurre gli effetti dell'inquinamento. In questo contesto, i governi hanno adottato misure normative e altre misure politiche (discusse nel capitolo Politica ambientale) per ridurre al minimo gli effetti negativi e garantire il rispetto degli standard di qualità ambientale.
L'obiettivo di questo capitolo è quello di fornire un orientamento ai metodi che vengono applicati per controllare e prevenire l'inquinamento ambientale. Verranno introdotti i principi base seguiti per eliminare gli impatti negativi sulla qualità dell'acqua, dell'aria o del suolo; si prenderà in considerazione lo spostamento dell'accento dal controllo alla prevenzione; e verranno esaminati i limiti delle soluzioni costruttive per i singoli mezzi ambientali. Non è sufficiente, ad esempio, proteggere l'aria rimuovendo i metalli in traccia da un gas di combustione solo per trasferire questi contaminanti nel terreno attraverso pratiche di gestione improprie dei rifiuti solidi. Sono necessarie soluzioni multimediali integrate.
L'approccio al controllo dell'inquinamento
Le conseguenze ambientali della rapida industrializzazione hanno provocato innumerevoli casi di contaminazione di siti di risorse terrestri, aeree e idriche con materiali tossici e altri inquinanti, minacciando gli esseri umani e gli ecosistemi con gravi rischi per la salute. L'uso più esteso e intensivo di materiali ed energia ha creato pressioni cumulative sulla qualità degli ecosistemi locali, regionali e globali.
Prima che ci fosse uno sforzo concertato per limitare l'impatto dell'inquinamento, la gestione ambientale andava poco oltre la tolleranza del laissez-faire, mitigata dallo smaltimento dei rifiuti per evitare disagi locali dirompenti concepiti in una prospettiva a breve termine. La necessità di riparazione è stata riconosciuta, eccezionalmente, nei casi in cui il danno è stato ritenuto inaccettabile. Man mano che il ritmo dell'attività industriale si intensificava e cresceva la comprensione degli effetti cumulativi, a controllo dell'inquinamento paradigma è diventato l'approccio dominante alla gestione ambientale.
Due concetti specifici sono serviti come base per l'approccio di controllo:
Nell'ambito dell'approccio di controllo dell'inquinamento, i tentativi di proteggere l'ambiente si sono basati in particolare sull'isolamento dei contaminanti dall'ambiente e sull'utilizzo di filtri e depuratori di fine tubo. Queste soluzioni tendevano a concentrarsi su obiettivi di qualità ambientale o limiti di emissione specifici per i mezzi e sono state principalmente dirette agli scarichi di sorgenti puntuali in mezzi ambientali specifici (aria, acqua, suolo).
Applicazione delle tecnologie di controllo dell'inquinamento
L'applicazione di metodi di controllo dell'inquinamento ha dimostrato una notevole efficacia nel controllare i problemi di inquinamento, in particolare quelli di carattere locale. L'applicazione di tecnologie appropriate si basa su un'analisi sistematica della fonte e della natura dell'emissione o dello scarico in questione, della sua interazione con l'ecosistema e del problema dell'inquinamento ambientale da affrontare e sullo sviluppo di tecnologie appropriate per mitigare e monitorare gli impatti dell'inquinamento .
Nel loro articolo sul controllo dell'inquinamento atmosferico, Dietrich Schwela e Berenice Goelzer spiegano l'importanza e le implicazioni dell'adozione di un approccio globale alla valutazione e al controllo delle fonti puntuali e non puntuali dell'inquinamento atmosferico. Evidenziano anche le sfide - e le opportunità - che vengono affrontate nei paesi che stanno subendo una rapida industrializzazione senza avere una forte componente di controllo dell'inquinamento che accompagni lo sviluppo precedente.
Marion Wichman-Fiebig spiega i metodi applicati per modellare la dispersione degli inquinanti atmosferici per determinare e caratterizzare la natura dei problemi di inquinamento. Ciò costituisce la base per comprendere i controlli da porre in essere e per valutarne l'efficacia. Man mano che la comprensione dei potenziali impatti si è approfondita, la valutazione degli effetti si è estesa dalla scala locale a quella regionale a quella globale.
Hans-Ulrich Pfeffer e Peter Bruckmann forniscono un'introduzione alle apparecchiature e ai metodi utilizzati per monitorare la qualità dell'aria in modo da poter valutare i potenziali problemi di inquinamento e valutare l'efficacia degli interventi di controllo e prevenzione.
John Elias fornisce una panoramica dei tipi di controlli dell'inquinamento atmosferico che possono essere applicati e dei problemi che devono essere affrontati nella selezione delle opzioni di gestione del controllo dell'inquinamento appropriate.
La sfida del controllo dell'inquinamento idrico è affrontata da Herbert Preul in un articolo che spiega la base per cui le acque naturali della terra possono essere inquinate da fonti puntuali, non puntuali e intermittenti; la base per regolare l'inquinamento idrico; ei diversi criteri che possono essere applicati nella determinazione dei programmi di controllo. Preul spiega il modo in cui gli scarichi vengono ricevuti nei corpi idrici e possono essere analizzati e valutati per valutare e gestire i rischi. Infine, viene fornita una panoramica delle tecniche applicate per il trattamento delle acque reflue su larga scala e il controllo dell'inquinamento idrico.
Un caso di studio fornisce un vivido esempio di come le acque reflue possono essere riutilizzate - un argomento di notevole importanza nella ricerca di modi in cui le risorse ambientali possono essere utilizzate in modo efficace, specialmente in circostanze di scarsità. Alexander Donagi fornisce una sintesi dell'approccio che è stato perseguito per il trattamento e la ricarica delle acque sotterranee delle acque reflue municipali per una popolazione di 1.5 milioni in Israele.
Gestione completa dei rifiuti
Nella prospettiva del controllo dell'inquinamento, i rifiuti sono considerati un sottoprodotto indesiderabile del processo di produzione che deve essere contenuto in modo da garantire che le risorse del suolo, dell'acqua e dell'aria non siano contaminate oltre i livelli ritenuti accettabili. Lucien Maystre fornisce una panoramica delle questioni che devono essere affrontate nella gestione dei rifiuti, fornendo un collegamento concettuale ai ruoli sempre più importanti del riciclaggio e della prevenzione dell'inquinamento.
In risposta alle ampie prove della grave contaminazione associata alla gestione illimitata dei rifiuti, i governi hanno stabilito standard per pratiche accettabili per la raccolta, la manipolazione e lo smaltimento per garantire la protezione dell'ambiente. Particolare attenzione è stata prestata ai criteri per lo smaltimento sicuro dal punto di vista ambientale mediante discariche sanitarie, incenerimento e trattamento dei rifiuti pericolosi.
Per evitare il potenziale onere ambientale ei costi associati allo smaltimento dei rifiuti e promuovere una gestione più accurata delle risorse scarse, la riduzione al minimo dei rifiuti e il riciclaggio hanno ricevuto un'attenzione crescente. Niels Hahn e Poul Lauridsen forniscono una sintesi dei problemi che vengono affrontati nel perseguire il riciclaggio come strategia di gestione dei rifiuti preferita e considerano le potenziali implicazioni di esposizione dei lavoratori di ciò.
Spostare l'accento sulla prevenzione dell'inquinamento
L'abbattimento di fine ciclo rischia di trasferire l'inquinamento da un mezzo a un altro, dove può causare problemi ambientali altrettanto gravi o addirittura costituire una fonte indiretta di inquinamento per lo stesso mezzo. Sebbene non sia costoso come la bonifica, l'abbattimento a fine ciclo può contribuire in modo significativo ai costi dei processi di produzione senza apportare alcun valore. Tipicamente è anche associato a regimi normativi che aggiungono altre serie di costi associati all'applicazione della conformità.
Sebbene l'approccio al controllo dell'inquinamento abbia ottenuto un notevole successo nel produrre miglioramenti a breve termine per i problemi di inquinamento locale, è stato meno efficace nell'affrontare i problemi cumulativi che sono sempre più riconosciuti a livello regionale (ad esempio, piogge acide) o globale (ad esempio, riduzione dell'ozono). .
L'obiettivo di un programma di controllo dell'inquinamento ambientale orientato alla salute è quello di promuovere una migliore qualità della vita riducendo l'inquinamento al livello più basso possibile. I programmi e le politiche di controllo dell'inquinamento ambientale, le cui implicazioni e priorità variano da paese a paese, coprono tutti gli aspetti dell'inquinamento (aria, acqua, terra e così via) e prevedono il coordinamento tra aree quali lo sviluppo industriale, l'urbanistica, lo sviluppo delle risorse idriche e dei trasporti politiche.
Thomas Tseng, Victor Shantora e Ian Smith forniscono un caso studio dell'impatto multimediale che l'inquinamento ha avuto su un ecosistema vulnerabile e soggetto a molti stress: i Grandi Laghi nordamericani. Viene esaminata in particolare l'efficacia limitata del modello di controllo dell'inquinamento nel trattare le tossine persistenti che si disperdono nell'ambiente. Concentrandosi sull'approccio perseguito in un paese e sulle implicazioni che questo ha per l'azione internazionale, vengono illustrate le implicazioni per le azioni che affrontano la prevenzione così come il controllo.
Poiché le tecnologie di controllo dell'inquinamento ambientale sono diventate più sofisticate e più costose, c'è stato un crescente interesse nei modi per incorporare la prevenzione nella progettazione dei processi industriali, con l'obiettivo di eliminare gli effetti ambientali dannosi promuovendo al contempo la competitività delle industrie. Tra i vantaggi degli approcci di prevenzione dell'inquinamento, delle tecnologie pulite e della riduzione dell'uso di sostanze tossiche c'è la possibilità di eliminare l'esposizione dei lavoratori ai rischi per la salute.
David Bennett fornisce una panoramica del motivo per cui la prevenzione dell'inquinamento sta emergendo come una strategia preferita e come si collega ad altri metodi di gestione ambientale. Questo approccio è fondamentale per attuare il passaggio allo sviluppo sostenibile che è stato ampiamente approvato sin dal rilascio della Commissione delle Nazioni Unite per il commercio e lo sviluppo nel 1987 e ribadito alla Conferenza delle Nazioni Unite sull'ambiente e lo sviluppo (UNCED) di Rio nel 1992.
L'approccio alla prevenzione dell'inquinamento si concentra direttamente sull'uso di processi, pratiche, materiali ed energia che evitino o riducano al minimo la creazione di inquinanti e rifiuti alla fonte, e non su misure di abbattimento "aggiuntive". Mentre l'impegno aziendale gioca un ruolo fondamentale nella decisione di perseguire la prevenzione dell'inquinamento (vedi Bringer e Zoesel in politica ambientale), Bennett richiama l'attenzione sui vantaggi per la società derivanti dalla riduzione dei rischi per l'ecosistema e per la salute umana, e in particolare per la salute dei lavoratori. Identifica i principi che possono essere utilmente applicati nella valutazione delle opportunità per perseguire questo approccio.
La gestione dell'inquinamento atmosferico mira all'eliminazione, o alla riduzione a livelli accettabili, di inquinanti gassosi aerodispersi, particolato in sospensione e agenti fisici e, in una certa misura, biologici la cui presenza nell'atmosfera può causare effetti negativi sulla salute umana (es. aumento dell'incidenza o della prevalenza di malattie respiratorie, morbilità, cancro, eccesso di mortalità) o del benessere (ad esempio, effetti sensoriali, riduzione della visibilità), effetti deleteri sulla vita animale o vegetale, danni a materiali di valore economico per la società e danni all'ambiente (es. modificazioni climatiche). Anche i gravi pericoli associati agli inquinanti radioattivi, nonché le procedure speciali richieste per il loro controllo e smaltimento, meritano particolare attenzione.
L'importanza di una gestione efficiente dell'inquinamento dell'aria esterna e interna non può essere sottovalutata. Senza un adeguato controllo, la moltiplicazione delle fonti di inquinamento nel mondo moderno può portare a danni irreparabili per l'ambiente e per l'uomo.
L'obiettivo di questo articolo è fornire una panoramica generale dei possibili approcci alla gestione dell'inquinamento dell'aria ambiente da fonti automobilistiche e industriali. Tuttavia, va sottolineato fin dall'inizio che l'inquinamento dell'aria interna (in particolare, nei paesi in via di sviluppo) potrebbe svolgere un ruolo ancora più importante dell'inquinamento dell'aria esterna a causa dell'osservazione che le concentrazioni di inquinanti dell'aria interna sono spesso sostanzialmente più elevate delle concentrazioni all'aperto.
Oltre alle considerazioni sulle emissioni da fonti fisse o mobili, la gestione dell'inquinamento atmosferico implica la considerazione di fattori aggiuntivi (come la topografia e la meteorologia e la partecipazione della comunità e del governo, tra molti altri) che devono essere tutti integrati in un programma completo. Ad esempio, le condizioni meteorologiche possono influenzare notevolmente le concentrazioni al suolo derivanti dalla stessa emissione di inquinanti. Le fonti di inquinamento atmosferico possono essere sparse su una comunità o una regione ei loro effetti possono essere avvertiti o il loro controllo può coinvolgere più di un'amministrazione. Inoltre, l'inquinamento atmosferico non rispetta alcun confine e le emissioni di una regione possono produrre effetti in un'altra regione a causa del trasporto a lunga distanza.
La gestione dell'inquinamento atmosferico, quindi, richiede un approccio multidisciplinare e uno sforzo congiunto da parte di enti privati e governativi.
Fonti di inquinamento atmosferico
Le fonti di inquinamento atmosferico antropico (o fonti di emissione) sono sostanzialmente di due tipi:
Inoltre, esistono anche fonti naturali di inquinamento (es. aree erose, vulcani, alcune piante che rilasciano grandi quantità di polline, fonti di batteri, spore e virus). Le fonti naturali non sono discusse in questo articolo.
Tipi di inquinanti atmosferici
Gli inquinanti atmosferici sono generalmente classificati in particolato in sospensione (polveri, fumi, nebbie, fumi), inquinanti gassosi (gas e vapori) e odori. Di seguito sono presentati alcuni esempi di inquinanti usuali:
Particolato sospeso (SPM, PM-10) include gas di scarico diesel, ceneri volanti di carbone, polveri minerali (es. carbone, amianto, calcare, cemento), polveri e fumi metallici (es. zinco, rame, ferro, piombo) e nebbie acide (es. , acido solforico), fluoruri, pigmenti per vernici, nebbie di pesticidi, nerofumo e fumo d'olio. Gli inquinanti particolati in sospensione, oltre ai loro effetti di provocare malattie respiratorie, tumori, corrosione, distruzione di piante e così via, possono anche costituire disturbo (es. accumulo di sporcizia), interferire con la luce solare (es. formazione di smog e foschia per diffusione della luce) e fungono da superfici catalitiche per la reazione delle sostanze chimiche adsorbite.
Inquinanti gassosi includono composti solforati (p. es., anidride solforosa (SO2) e anidride solforosa (SO3)), monossido di carbonio, composti azotati (ad esempio, ossido nitrico (NO), biossido di azoto (NO2), ammoniaca), composti organici (es. idrocarburi (HC), composti organici volatili (VOC), idrocarburi policiclici aromatici (IPA), aldeidi), composti alogenati e derivati alogenati (es. HF e HCl), idrogeno solforato, disolfuro di carbonio e mercaptani (odori).
Gli inquinanti secondari possono essere formati da reazioni termiche, chimiche o fotochimiche. Ad esempio, per azione termica l'anidride solforosa può ossidarsi ad anidride solforosa che, disciolta in acqua, dà luogo alla formazione di nebbie di acido solforico (catalizzate da manganese e ossidi di ferro). Le reazioni fotochimiche tra gli ossidi di azoto e gli idrocarburi reattivi possono produrre ozono (O3), formaldeide e nitrato di perossiacetile (PAN); le reazioni tra HCl e formaldeide possono formare bis-clorometil etere.
mentre alcuni odori sono noti per essere causati da specifici agenti chimici come l'idrogeno solforato (H2S), solfuro di carbonio (CS2) e mercaptani (R-SH o R1-S-R2) altri sono difficili da definire chimicamente.
Esempi dei principali inquinanti associati ad alcune fonti di inquinamento atmosferico industriale sono presentati nella tabella 1 (Economopoulos 1993).
Tabella 1. Inquinanti atmosferici comuni e loro fonti
Categoria |
Fonte |
Inquinanti emessi |
Agricoltura |
Aprire la masterizzazione |
SPM, CO, COV |
estrazione mineraria e |
Estrazione del carbone petrolio greggio Estrazione di minerali non ferrosi Estrazione di pietra |
SPM, COSÌ2, NOx, COV SO2 SPM, Pb SPM |
Produzione |
Prodotti alimentari, bevande e tabacco Industrie tessili e del cuoio Prodotti in legno Prodotti di carta, stampa |
SPM, CO, COV, H2S SPM, COV SPM, COV SPM, COSÌ2, CO, COV, H2S, R-SH |
Produzione |
Anidride ftalica Cloro-alcali Acido cloridrico Acido fluoridrico acido solforico L'acido nitrico Acido fosforico Ossido di piombo e pigmenti Ammoniaca Carbonato di sodio Carburo di Calcio Acido adipico Piombo alchilico Anidride maleica e Fertilizzante e Nitrato di ammonio solfato di ammonio Resine sintetiche, plastica Pitture, vernici, lacche Sapone Nerofumo e inchiostro da stampa trinitrotoluene |
SPM, COSÌ2, CO, COV Cl2 HCl HF, SiF4 SO2, COSÌ3 NOx SMP, F2 SPM, Pb SPM, COSÌ2, NOx, CO, COV, NH3 SPM, NH3 SPM SMP, NOx, CO, COV Pb CO, COV SPM, NH3 SPM, NH3, H.N.O.3 VOC SPM, COV, H2S, CS2 SPM, COV SPM SPM, COSÌ2, NOx, CO, COV, H2S SPM, COSÌ2, NOx, COSÌ3, H.N.O.3 |
Raffinerie di petrolio |
Prodotti vari |
SPM, COSÌ2, NOx, CO, COV |
Minerale non metallico |
Prodotti in vetro Prodotti strutturali in argilla Cemento, calce e gesso |
SPM, COSÌ2, NOx, CO, COV, F SPM, COSÌ2, NOx, CO, COV, F2 SPM, COSÌ2, NOx, CO |
Industrie metallurgiche di base |
Ferro e acciaio Industrie non ferrose |
SPM, COSÌ2, NOx, CO, COV, Pb SPM, COSÌ2, FA, Pb |
Produzione di energia |
Elettricità, gas e vapore |
SPM, COSÌ2, NOx, CO, COV, COSÌ3, Pb |
Commercio all'ingrosso e |
Stoccaggio carburante, operazioni di rifornimento |
VOC |
Trasporti |
SPM, COSÌ2, NOx, CO, COV, Pb |
|
Servizi alla comunità |
Inceneritori comunali |
SPM, COSÌ2, NOx, CO, COV, Pb |
Fonte: Economopoulos 1993
Piani di attuazione dell'aria pulita
La gestione della qualità dell'aria mira alla conservazione della qualità ambientale prescrivendo il grado di inquinamento tollerato, lasciando alle autorità locali e agli inquinatori il compito di ideare e attuare azioni per garantire che tale grado di inquinamento non venga superato. Un esempio di legislazione all'interno di questo approccio è l'adozione di standard di qualità dell'aria ambiente basati, molto spesso, su linee guida sulla qualità dell'aria (WHO 1987) per diversi inquinanti; questi sono livelli massimi accettati di inquinanti (o indicatori) nell'area target (ad esempio, a livello del suolo in un punto specifico di una comunità) e possono essere standard primari o secondari. Gli standard primari (WHO 1980) sono i livelli massimi coerenti con un adeguato margine di sicurezza e con la salvaguardia della salute pubblica, e devono essere rispettati entro un termine specifico; gli standard secondari sono quelli ritenuti necessari per la protezione contro effetti avversi noti o previsti diversi dai pericoli per la salute (principalmente sulla vegetazione) e devono essere rispettati “entro un termine ragionevole”. Gli standard di qualità dell'aria sono valori a breve, medio o lungo termine validi per 24 ore al giorno, 7 giorni alla settimana e per l'esposizione mensile, stagionale o annuale di tutti i soggetti viventi (compresi i sottogruppi sensibili come bambini, anziani e malati) così come oggetti non viventi; questo è in contrasto con i livelli massimi ammissibili per l'esposizione professionale, che sono per un'esposizione settimanale parziale (ad esempio, 8 ore al giorno, 5 giorni alla settimana) di lavoratori adulti e presumibilmente sani.
Le misure tipiche nella gestione della qualità dell'aria sono misure di controllo alla fonte, ad esempio l'applicazione dell'uso di convertitori catalitici nei veicoli o di standard di emissione negli inceneritori, la pianificazione dell'uso del territorio e la chiusura di fabbriche o la riduzione del traffico in condizioni meteorologiche sfavorevoli . La migliore gestione della qualità dell'aria sottolinea che le emissioni di inquinanti atmosferici dovrebbero essere ridotte al minimo; questo è sostanzialmente definito attraverso standard di emissione per singole fonti di inquinamento atmosferico e potrebbe essere raggiunto per fonti industriali, ad esempio, attraverso sistemi chiusi e collettori ad alta efficienza. Uno standard di emissione è un limite alla quantità o alla concentrazione di un inquinante emesso da una fonte. Questo tipo di legislazione richiede una decisione, per ciascun settore, sui mezzi migliori per controllare le proprie emissioni (ossia, fissare standard di emissione).
L'obiettivo fondamentale della gestione dell'inquinamento atmosferico è derivare un piano di attuazione dell'aria pulita (o piano di abbattimento dell'inquinamento atmosferico) (Schwela e Köth-Jahr 1994) che consiste dei seguenti elementi:
Alcuni di questi problemi verranno descritti di seguito.
Inventario delle emissioni; Confronto con gli standard di emissione
L'inventario delle emissioni è un elenco più completo delle fonti in una data area e delle loro singole emissioni, stimate il più accuratamente possibile da tutte le fonti di punto, linea e area (diffuse) di emissione. Quando queste emissioni vengono confrontate con gli standard di emissione fissati per una particolare fonte, vengono forniti i primi suggerimenti sulle possibili misure di controllo se gli standard di emissione non vengono rispettati. L'inventario delle emissioni serve anche a valutare un elenco di priorità di fonti importanti in base alla quantità di inquinanti emessi e indica l'influenza relativa di diverse fonti, ad esempio il traffico rispetto alle fonti industriali o residenziali. L'inventario delle emissioni consente inoltre di stimare le concentrazioni di inquinanti atmosferici per quegli inquinanti per i quali le misurazioni della concentrazione nell'ambiente sono difficili o troppo costose da eseguire.
Inventario delle concentrazioni di inquinanti atmosferici; Confronto con gli standard di qualità dell'aria
L'inventario delle concentrazioni di inquinanti atmosferici sintetizza i risultati del monitoraggio degli inquinanti atmosferici in termini di medie annuali, percentili e tendenze di tali quantità. I composti misurati per tale inventario includono quanto segue:
Il confronto delle concentrazioni di inquinanti atmosferici con gli standard o le linee guida sulla qualità dell'aria, se esistenti, indica aree problematiche per le quali deve essere eseguita un'analisi causale al fine di scoprire quali fonti sono responsabili della non conformità. La modellazione della dispersione deve essere utilizzata per eseguire questa analisi causale (vedere "Inquinamento atmosferico: modellazione della dispersione degli inquinanti atmosferici"). I dispositivi e le procedure utilizzate nell'odierno monitoraggio dell'inquinamento dell'aria ambiente sono descritti in “Monitoraggio della qualità dell'aria”.
Concentrazioni simulate di inquinanti atmosferici; Confronto con gli standard di qualità dell'aria
Partendo dall'inventario delle emissioni, con le sue migliaia di composti che non possono essere tutti monitorati nell'aria ambiente per motivi economici, l'uso della modellazione della dispersione può aiutare a stimare le concentrazioni di composti più “esotici”. Utilizzando parametri meteorologici appropriati in un modello di dispersione adeguato, è possibile stimare medie annuali e percentili e confrontarli con standard o linee guida sulla qualità dell'aria, se esistenti.
Inventario degli effetti sulla salute pubblica e sull'ambiente; Analisi causale
Un'altra importante fonte di informazioni è l'inventario degli effetti (Ministerium für Umwelt 1993), che consiste in risultati di studi epidemiologici nell'area data e di effetti dell'inquinamento atmosferico osservati in recettori biologici e materiali come, ad esempio, piante, animali e costruzioni metalli e pietre da costruzione. Gli effetti osservati attribuiti all'inquinamento atmosferico devono essere analizzati causalmente rispetto alla componente responsabile di un particolare effetto, ad esempio l'aumento della prevalenza di bronchite cronica in un'area inquinata. Se il composto o i composti sono stati fissati in un'analisi causale (analisi composto-causale), è necessario eseguire una seconda analisi per scoprire le fonti responsabili (analisi fonte-causale).
Misure di controllo; Costo delle misure di controllo
Le misure di controllo per gli impianti industriali comprendono dispositivi di purificazione dell'aria adeguati, ben progettati, ben installati, funzionanti e mantenuti in modo efficiente, chiamati anche separatori o collettori. Un separatore o collettore può essere definito come un "apparato per separare uno o più dei seguenti da un mezzo gassoso in cui sono sospesi o miscelati: particelle solide (filtro e separatori di polvere), particelle liquide (filtro e separatore di gocce) e gas (depuratore di gas)”. I tipi base di apparecchiature per il controllo dell'inquinamento atmosferico (discussi ulteriormente in "Controllo dell'inquinamento atmosferico") sono i seguenti:
I collettori ad umido (scrubber) possono essere utilizzati per raccogliere, contemporaneamente, inquinanti gassosi e particolato. Inoltre, alcuni tipi di dispositivi di combustione possono bruciare gas e vapori combustibili nonché determinati aerosol combustibili. A seconda del tipo di effluente, è possibile utilizzare uno o una combinazione di più collettori.
Il controllo degli odori che sono identificabili chimicamente si basa sul controllo dell'agente(i) chimico(i) da cui emanano (es. per assorbimento, per incenerimento). Tuttavia, quando un odore non è definito chimicamente o l'agente produttore si trova a livelli estremamente bassi, possono essere utilizzate altre tecniche, come mascheramento (mediante un agente più forte, più gradevole e innocuo) o contrasto (mediante un additivo che contrasta o parzialmente neutralizza l'odore sgradevole).
Va tenuto presente che un funzionamento e una manutenzione adeguati sono indispensabili per garantire l'efficienza attesa da un collettore. Ciò dovrebbe essere garantito in fase di progettazione, sia dal punto di vista del know-how che dal punto di vista finanziario. Il fabbisogno energetico non deve essere trascurato. Ogni volta che si seleziona un dispositivo di pulizia dell'aria, è necessario considerare non solo il costo iniziale, ma anche i costi operativi e di manutenzione. Quando si ha a che fare con inquinanti ad alta tossicità, è necessario garantire un'elevata efficienza, nonché procedure speciali per la manutenzione e lo smaltimento dei materiali di scarto.
Le misure di controllo fondamentali negli impianti industriali sono le seguenti:
Sostituzione dei materiali. Esempi: sostituzione di solventi meno tossici con solventi altamente tossici utilizzati in alcuni processi industriali; utilizzo di combustibili a minor contenuto di zolfo (es. carbone lavato), dando origine quindi a meno composti solforati e così via.
Modifica o cambiamento del processo industriale o delle attrezzature. Esempi: nell'industria siderurgica, il passaggio dal minerale grezzo al minerale sinterizzato pellettato (per ridurre la polvere rilasciata durante la movimentazione del minerale); utilizzo di sistemi chiusi anziché aperti; sostituzione degli impianti di riscaldamento a combustibile con vapore, acqua calda o impianti elettrici; utilizzo di catalizzatori alle uscite dell'aria di scarico (processi di combustione) e così via.
Anche modifiche nei processi, oltre che nel layout degli impianti, possono facilitare e/o migliorare le condizioni di dispersione e raccolta degli inquinanti. Ad esempio, una diversa disposizione dell'impianto può facilitare l'installazione di un sistema di scarico locale; l'esecuzione di un processo a una velocità inferiore può consentire l'uso di un certo collettore (con limitazioni di volume ma comunque adeguato). Le modifiche al processo che concentrano diverse fonti di effluenti sono strettamente correlate al volume di effluenti gestiti e l'efficienza di alcune apparecchiature di depurazione dell'aria aumenta con la concentrazione di inquinanti nell'effluente. Sia la sostituzione dei materiali che la modifica dei processi possono avere limitazioni tecniche e/o economiche, e queste dovrebbero essere considerate.
Pulizia e conservazione adeguate. Esempi: rigorose misure igienico-sanitarie nella lavorazione di alimenti e prodotti animali; evitare lo stoccaggio all'aperto di prodotti chimici (ad es. cumuli di zolfo) o materiali polverosi (ad es. sabbia) o, in caso contrario, spruzzare con acqua (se possibile) i cumuli di particolato sciolto o applicare rivestimenti superficiali (ad es. agenti bagnanti, plastica) a cumuli di materiali suscettibili di rilasciare sostanze inquinanti.
Adeguato smaltimento dei rifiuti. Esempi: evitare il semplice accumulo di rifiuti chimici (come gli scarti dei reattori di polimerizzazione), nonché lo scarico di materiali inquinanti (solidi o liquidi) nei corsi d'acqua. Quest'ultima pratica non solo provoca l'inquinamento delle acque ma può anche creare una fonte secondaria di inquinamento dell'aria, come nel caso dei rifiuti liquidi delle cartiere con processo al solfito, che rilasciano inquinanti gassosi maleodoranti.
Assistenza. Esempio: i motori a combustione interna ben mantenuti e ben regolati producono meno monossido di carbonio e idrocarburi.
Pratiche di lavoro. Esempio: tenere conto delle condizioni meteorologiche, in particolare dei venti, durante l'irrorazione di pesticidi.
Per analogia con pratiche adeguate sul posto di lavoro, le buone pratiche a livello di comunità possono contribuire al controllo dell'inquinamento atmosferico - ad esempio, cambiamenti nell'uso dei veicoli a motore (più trasporti collettivi, auto di piccole dimensioni e così via) e controllo degli impianti di riscaldamento (migliore isolamento degli edifici per richiedere meno riscaldamento, migliori combustibili e così via).
Le misure di controllo delle emissioni dei veicoli sono programmi di ispezione e manutenzione obbligatori adeguati ed efficienti che vengono applicati per il parco auto esistente, programmi di imposizione dell'uso di convertitori catalitici nelle auto nuove, sostituzione aggressiva delle auto alimentate a energia solare/batteria con quelle alimentate a carburante , regolamentazione del traffico stradale e concetti di pianificazione dei trasporti e dell'uso del territorio.
Le emissioni dei veicoli a motore sono controllate controllando le emissioni per miglio del veicolo percorso (VMT) e controllando la VMT stessa (Walsh 1992). Le emissioni per VMT possono essere ridotte controllando le prestazioni del veicolo - hardware, manutenzione - sia per le auto nuove che per quelle in uso. La composizione del carburante della benzina con piombo può essere controllata riducendo il contenuto di piombo o zolfo, che ha anche un effetto benefico sulla diminuzione delle emissioni di HC dai veicoli. L'abbassamento dei livelli di zolfo nel carburante diesel come mezzo per ridurre le emissioni di particolato diesel ha l'ulteriore effetto benefico di aumentare il potenziale di controllo catalitico delle emissioni di particolato diesel e HC organici.
Un altro importante strumento di gestione per ridurre le emissioni evaporative e di rifornimento dei veicoli è il controllo della volatilità della benzina. Il controllo della volatilità del carburante può ridurre notevolmente le emissioni evaporative di HC del veicolo. L'uso di additivi ossigenati nella benzina riduce lo scarico di HC e CO fintanto che la volatilità del carburante non aumenta.
La riduzione del VMT è un mezzo aggiuntivo per controllare le emissioni dei veicoli mediante strategie di controllo come
Sebbene tali approcci promuovano la conservazione del carburante, non sono ancora accettati dalla popolazione generale e i governi non hanno tentato seriamente di implementarli.
Tutte queste soluzioni tecnologiche e politiche al problema dei veicoli a motore, ad eccezione della sostituzione delle auto elettriche, sono sempre più controbilanciate dalla crescita della popolazione dei veicoli. Il problema del veicolo può essere risolto solo se il problema della crescita viene affrontato in modo appropriato.
Costo della salute pubblica ed effetti ambientali; Analisi costi benefici
La stima dei costi della salute pubblica e degli effetti ambientali è la parte più difficile di un piano di attuazione dell'aria pulita, in quanto è molto difficile stimare il valore della riduzione nel corso della vita delle malattie invalidanti, i tassi di ricovero ospedaliero e le ore di lavoro perse. Tuttavia, questa stima e un confronto con il costo delle misure di controllo è assolutamente necessario per bilanciare i costi delle misure di controllo rispetto ai costi di nessuna misura adottata, in termini di effetti sulla salute pubblica e sull'ambiente.
Trasporti e pianificazione territoriale
Il problema dell'inquinamento è intimamente connesso all'uso del suolo e ai trasporti, comprese questioni come la pianificazione comunitaria, la progettazione stradale, il controllo del traffico e il trasporto di massa; alle preoccupazioni di demografia, topografia ed economia; e alle preoccupazioni sociali (Venzia 1977). In generale, le aggregazioni urbane in rapida crescita hanno gravi problemi di inquinamento dovuti a cattive pratiche di uso del suolo e di trasporto. La pianificazione dei trasporti per il controllo dell'inquinamento atmosferico include controlli sui trasporti, politiche sui trasporti, trasporto di massa e costi di congestione autostradale. I controlli sui trasporti hanno un impatto importante sul pubblico in generale in termini di equità, repressione e disgregazione sociale ed economica - in particolare, i controlli diretti sui trasporti come i vincoli sui veicoli a motore, i limiti sulla benzina e le riduzioni delle emissioni dei veicoli a motore. Le riduzioni delle emissioni dovute ai controlli diretti possono essere attendibilmente stimate e verificate. I controlli indiretti sui trasporti come la riduzione delle miglia percorse dai veicoli grazie al miglioramento dei sistemi di trasporto di massa, i regolamenti per il miglioramento del flusso del traffico, i regolamenti sui parcheggi, le tasse stradali e sulla benzina, i permessi per l'uso dell'auto e gli incentivi per gli approcci volontari sono per lo più basati su prove passate e- esperienza di errore e includono molte incertezze quando si tenta di sviluppare un piano di trasporto praticabile.
I piani d'azione nazionali che comportano controlli indiretti sui trasporti possono influenzare la pianificazione dei trasporti e dell'uso del territorio per quanto riguarda autostrade, parcheggi e centri commerciali. La pianificazione a lungo termine del sistema di trasporto e dell'area da esso influenzata impedirà un significativo deterioramento della qualità dell'aria e garantirà il rispetto degli standard di qualità dell'aria. Il trasporto di massa è costantemente considerato come una potenziale soluzione per i problemi di inquinamento atmosferico urbano. La selezione di un sistema di trasporto di massa per servire un'area e le diverse ripartizioni modali tra l'uso dell'autostrada e il servizio di autobus o ferroviario modificheranno in ultima analisi i modelli di utilizzo del territorio. C'è una divisione ottimale che ridurrà al minimo l'inquinamento atmosferico; tuttavia, ciò potrebbe non essere accettabile se si considerano fattori non ambientali.
L'automobile è stata definita il più grande generatore di esternalità economiche mai conosciuto. Alcuni di questi, come il lavoro e la mobilità, sono positivi, ma quelli negativi, come l'inquinamento atmosferico, gli incidenti con conseguenti morti e feriti, i danni alla proprietà, il rumore, la perdita di tempo e l'aggravamento, portano a concludere che il trasporto non è un'industria a costi decrescenti nelle aree urbanizzate. I costi della congestione autostradale sono un'altra esternalità; il tempo perso ei costi di congestione, tuttavia, sono difficili da determinare. Una vera valutazione delle modalità di trasporto concorrenti, come il trasporto di massa, non può essere ottenuta se i costi di viaggio per i viaggi di lavoro non includono i costi di congestione.
La pianificazione dell'uso del suolo per il controllo dell'inquinamento atmosferico include codici di zonizzazione e standard di prestazione, controlli sull'uso del suolo, sviluppo di alloggi e territorio e politiche di pianificazione dell'uso del suolo. La zonizzazione dell'uso del suolo è stato il tentativo iniziale di realizzare la protezione delle persone, delle loro proprietà e delle loro opportunità economiche. Tuttavia, la natura onnipresente degli inquinanti atmosferici richiedeva più della semplice separazione fisica delle industrie e delle aree residenziali per proteggere l'individuo. Per questo motivo, in alcuni regolamenti urbanistici sono stati introdotti standard prestazionali basati inizialmente su scelte estetiche o qualitative, nel tentativo di quantificare criteri per l'individuazione di potenziali problemi.
I limiti della capacità di assimilazione dell'ambiente devono essere identificati per la pianificazione territoriale a lungo termine. Quindi, è possibile sviluppare controlli sull'uso del suolo che ripartiranno equamente la capacità tra le attività locali desiderate. I controlli sull'uso del suolo includono sistemi di autorizzazione per la revisione di nuove fonti stazionarie, regolamentazione della zonizzazione tra aree industriali e residenziali, restrizione mediante servitù o acquisto di terreni, controllo dell'ubicazione dei recettori, zonizzazione della densità di emissione e regolamenti sull'assegnazione delle emissioni.
Le politiche abitative volte a rendere la proprietà della casa disponibile a molti che altrimenti non potrebbero permettersela (come gli incentivi fiscali e le politiche sui mutui) stimolano l'espansione urbana incontrollata e indirettamente scoraggiano lo sviluppo residenziale ad alta densità. Queste politiche si sono ora rivelate disastrose dal punto di vista ambientale, poiché non è stata data alcuna considerazione allo sviluppo simultaneo di sistemi di trasporto efficienti per soddisfare le esigenze della moltitudine di nuove comunità in via di sviluppo. La lezione appresa da questo sviluppo è che i programmi che hanno un impatto sull'ambiente dovrebbero essere coordinati e una pianificazione globale intrapresa al livello in cui si verifica il problema e su una scala sufficientemente ampia da includere l'intero sistema.
La pianificazione territoriale deve essere esaminata a livello nazionale, provinciale o statale, regionale e locale per garantire adeguatamente la protezione dell'ambiente a lungo termine. I programmi governativi di solito iniziano con l'ubicazione delle centrali elettriche, i siti di estrazione mineraria, la suddivisione in zone costiere e il deserto, la montagna o altri sviluppi ricreativi. Poiché la molteplicità dei governi locali in una data regione non può affrontare adeguatamente i problemi ambientali regionali, i governi o le agenzie regionali dovrebbero coordinare lo sviluppo del territorio e i modelli di densità supervisionando la disposizione spaziale e l'ubicazione di nuove costruzioni e usi e strutture di trasporto. La pianificazione dell'uso del territorio e dei trasporti deve essere correlata con l'applicazione delle normative per mantenere la qualità dell'aria desiderata. Idealmente, il controllo dell'inquinamento atmosferico dovrebbe essere pianificato dalla stessa agenzia regionale che si occupa della pianificazione territoriale a causa delle esternalità sovrapposte associate a entrambe le questioni.
Piano di esecuzione, impegno delle risorse
Il piano di attuazione dell'aria pulita dovrebbe sempre contenere un piano di applicazione che indichi come possono essere applicate le misure di controllo. Ciò implica anche un impegno di risorse che, secondo un principio chi inquina paga, indicherà ciò che l'inquinatore deve attuare e come il governo aiuterà l'inquinatore a rispettare l'impegno.
Proiezioni per il futuro
Nel senso di un piano precauzionale, il piano di attuazione dell'aria pulita dovrebbe includere anche stime delle tendenze della popolazione, del traffico, delle industrie e del consumo di carburante al fine di valutare le risposte ai problemi futuri. Ciò eviterà stress futuri applicando misure con largo anticipo rispetto ai problemi immaginati.
Strategie per il follow-up
Una strategia per il follow-up della gestione della qualità dell'aria consiste in piani e politiche su come implementare i futuri piani di implementazione dell'aria pulita.
Ruolo della Valutazione di Impatto Ambientale
La valutazione dell'impatto ambientale (VIA) è il processo che fornisce una dichiarazione dettagliata da parte dell'agenzia responsabile sull'impatto ambientale di un'azione proposta che influisce in modo significativo sulla qualità dell'ambiente umano (Lee 1993). La VIA è uno strumento di prevenzione volto a prendere in considerazione l'ambiente umano in una fase iniziale dello sviluppo di un programma o di un progetto.
La VIA è particolarmente importante per i paesi che sviluppano progetti nel quadro del riorientamento e della ristrutturazione economica. La VIA è diventata legislazione in molti paesi sviluppati ed è ora sempre più applicata nei paesi in via di sviluppo e nelle economie in transizione.
La VIA è integrativa nel senso di pianificazione e gestione ambientale globale che considera le interazioni tra i diversi mezzi ambientali. D'altra parte, la VIA integra la stima delle conseguenze ambientali nel processo di pianificazione e diventa così uno strumento di sviluppo sostenibile. La VIA combina anche proprietà tecniche e partecipative poiché raccoglie, analizza e applica dati scientifici e tecnici tenendo conto del controllo e della garanzia della qualità e sottolinea l'importanza delle consultazioni prima delle procedure di autorizzazione tra le agenzie ambientali e il pubblico che potrebbe essere interessato da particolari progetti . Un piano di attuazione dell'aria pulita può essere considerato come parte della procedura VIA con riferimento all'aria.
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.
Programmi di monitoraggio internazionali
Agenzie internazionali come l'Organizzazione Mondiale della Sanità (OMS), l'Organizzazione Meteorologica Mondiale (WMO) e il Programma delle Nazioni Unite per l'Ambiente (UNEP) hanno avviato progetti di monitoraggio e ricerca per chiarire le problematiche legate all'inquinamento atmosferico e per promuovere misure di prevenzione ulteriore deterioramento della salute pubblica e delle condizioni ambientali e climatiche.
Il Global Environmental Monitoring System GEMS/Air (WHO/UNEP 1993) è organizzato e sponsorizzato da WHO e UNEP e ha sviluppato un programma completo per fornire gli strumenti per una gestione razionale dell'inquinamento atmosferico (vedi figura 55.1.[EPC01FE] Il nocciolo di questo programma è un database globale delle concentrazioni di inquinanti atmosferici urbani di anidride solforosa, particolato in sospensione, piombo, ossidi di azoto, monossido di carbonio e ozono. Altrettanto importante di questo database, tuttavia, è la fornitura di strumenti di gestione come guide per inventari rapidi delle emissioni, programmi per la modellazione della dispersione, le stime dell'esposizione della popolazione, le misure di controllo e l'analisi costi-benefici A questo proposito, GEMS/Air fornisce manuali di revisione della metodologia (WHO/UNEP 1994, 1995), conduce valutazioni globali della qualità dell'aria, facilita la revisione e la convalida delle valutazioni , funge da mediatore di dati/informazioni, produce documenti tecnici a supporto di tutti gli aspetti della gestione della qualità dell'aria, facilita la costituzione ente di monitoraggio, conduce e distribuisce ampiamente le revisioni annuali e istituisce o individua centri di collaborazione regionali e/o esperti per coordinare e supportare le attività in base alle esigenze delle regioni. (OMS/UNEP 1992, 1993, 1995)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.
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:
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.
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:
Misura della struttura:
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)
Parametro |
Esempio di applicazione: procedura di licenza per |
Dichiarazione della domanda |
Misurazione dell'inquinamento precedente nella procedura di licenza; misurazione della sonda casuale rappresentativa |
Zona di misura |
Circolare intorno alla posizione con un raggio pari a 30 volte l'altezza effettiva del camino (semplificato) |
Standard di valutazione (dipendenti dal luogo e dal tempo): valori caratteristici da essere |
Limiti di soglia IW1 (media aritmetica) e IW2 (98° percentile) di TA Luft (Istruzione tecnica, aria); calcolo di I1 (media aritmetica) e I2 (98° percentile) da misure effettuate per 1 km2 (superficie di valutazione) da confrontare con IW1 e IW2 |
Ordinamento, scelta e densità |
Scansione regolare di 1 km2, con conseguente scelta "casuale" dei siti di misurazione |
Periodo di misurazione |
1 anno, almeno 6 mesi |
Altezza di misura |
Da 1.5 a 4 metri dal suolo |
Frequenza di misurazione |
52 (104) misurazioni per area di valutazione per gli inquinanti gassosi, a seconda dell'altezza dell'inquinamento |
Durata di ogni misurazione |
1/2 ora per inquinanti gassosi, 24 ore per polveri in sospensione, 1 mese per precipitazione polveri |
Tempo di misura |
Scelta casuale |
Oggetto misurato |
Inquinamento atmosferico emesso dall'impianto previsto |
Procedura di misurazione |
Procedura di misurazione standard nazionale (linee guida VDI) |
Necessaria certezza dei risultati della misurazione |
Alta |
Requisiti di qualità, controllo di qualità, calibrazione, manutenzione |
Linee guida VDI |
Registrazione dei dati di misura, validazione, archiviazione, valutazione |
Calcolo della quantità di dati I1V e I2V per ogni area di valutazione |
Costi |
Dipende dall'area di misurazione e dagli obiettivi |
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:
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
Materiali |
Procedura |
|
Commenti |
SO2 |
Procedura MTC |
Assorbimento in soluzione di tetracloromercurato (flacone di lavaggio); reazione con formaldeide e pararosanilina ad acido solfonico rosso-violetto; determinazione fotometrica |
procedura di misurazione di riferimento dell'UE; |
SO2 |
Procedura con gel di silice |
Rimozione di sostanze interferenti mediante concentrazione di H3PO4; adsorbimento su gel di silice; desorbimento termico in H2-stream e riduzione a H2S; reazione al blu di molibdeno; determinazione fotometrica |
DL = 0.3 µg SO2; |
NO2 |
Procedura di Saltzmann |
Assorbimento in soluzione di reazione durante la formazione di un colorante azoico rosso (flacone di lavaggio); determinazione fotometrica |
Calibrazione con nitrito di sodio; |
O3 |
Ioduro di potassio |
Formazione di iodio dalla soluzione acquosa di ioduro di potassio (flacone di lavaggio); determinazione fotometrica |
DL = 20 µg/m3; |
F- |
Procedura con perline d'argento; |
Campionamento con preseparatore polveri; arricchimento di F- su perline d'argento ricoperte di carbonato di sodio; eluizione e misurazione con catena di elettrodo di fluoruro di lantanio sensibile agli ioni |
Inclusione di una porzione indeterminata di immissioni di fluoruro particolato |
F- |
Procedura con perline d'argento; |
Campionamento con filtro a membrana riscaldata; arricchimento di F- su perline d'argento ricoperte di carbonato di sodio; determinazione mediante procedura elettrochimica (variante 1) o fotometrica (alizarin-complexone). |
Pericolo di risultati inferiori a causa del parziale assorbimento delle immissioni di fluoruro gassoso sulla membrana filtrante; |
Cl- |
Mercurio rodanide |
Assorbimento in soluzione di idrossido di sodio 0.1 N (flacone di lavaggio); reazione con rodanide di mercurio e ioni Fe(III) a complesso tiocianato di ferro; determinazione fotometrica |
DL = 9 µg/m3 |
Cl2 |
Procedura metil-arancio |
Reazione di sbiancamento con soluzione di metil-arancio (flacone di lavaggio); determinazione fotometrica |
DL = 0.015 mg/m3 |
NH3 |
Procedura dell'indofenolo |
Assorbimento in H2SO4 (Impinger/flacone di lavaggio); conversione con fenolo e ipoclorito in colorante indofenolo; determinazione fotometrica |
DL = 3 µg/m3 (intromettersi); parziale |
NH3 |
Procedura di Nessler |
Assorbimento in H2SO4 (Impinger/flacone di lavaggio); distillazione e reazione con il reattivo di Nessler, determinazione fotometrica |
DL = 2.5 µg/m3 (intromettersi); parziale |
H2S |
Blu molibdeno |
Assorbimento come solfuro d'argento su microsfere di vetro trattate con solfato d'argento e idrogenosolfato di potassio (tubo assorbente); rilasciato come idrogeno solforato e conversione in blu di molibdeno; determinazione fotometrica |
DL = 0.4 µg/m3 |
H2S |
Procedura blu di metilene |
Assorbimento in sospensione di idrossido di cadmio durante la formazione di CdS; conversione in blu di metilene; determinazione fotometrica |
DL = 0.3 µg/m3 |
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
Materiali |
Principio di misurazione |
Commenti |
SO2 |
Reazione conduttometrica di SO2 con H2O2 in H diluito2SO4; misurazione dell'aumento della conducibilità |
Esclusione di interferenze con filtro selettivo (KHSO4/AgNO3) |
SO2 |
fluorescenza UV; eccitazione di SO2 molecole con radiazione UV (190–230 nm); misurazione della radiazione di fluorescenza |
Interferenze, ad esempio, da idrocarburi, |
NO/NO2 |
Chemiluminescenza; reazione di NO con O3 a NO2; rilevamento della radiazione di chemiluminescenza con fotomoltiplicatore |
NO2 misurabile solo indirettamente; utilizzo di convertitori per la riduzione di NO2 a NO; misurazione di NO e NOx |
CO |
Assorbimento infrarosso non dispersivo; |
Riferimento: (a) cella con N2; (b) aria ambiente dopo la rimozione di CO; (c) rimozione ottica dell'assorbimento di CO (correlazione del filtro del gas) |
O3 |
Assorbimento UV; lampada Hg a bassa pressione come sorgente di radiazione (253.7 nm); registrazione dell'assorbimento UV secondo la legge di Lambert-Beer; rivelatore: fotodiodo a vuoto, valvola fotosensibile |
Riferimento: aria ambiente dopo la rimozione dell'ozono (ad es. Cu/MnO2) |
O3 |
Chemiluminescenza; reazione di O3 con etene a formaldeide; rilevamento della radiazione di chemiluminescenza con |
Buona selettività; etilene necessario come gas reagente |
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)
Procedura |
Principio di misurazione |
Commenti |
Piccolo dispositivo di filtraggio |
Campionamento non frazionato; portata d'aria 2.7–2.8 m3/h; filtro diametro 50 mm; Analisi gravimetrica |
Maneggevolezza; orologio di controllo; |
Dispositivo LIB |
Campionamento non frazionato; portata d'aria 15-16 m3/h; filtro diametro 120 mm; Analisi gravimetrica |
Separazione di grandi polveri |
Campionatore ad alto volume |
Inclusione di particelle fino a ca. diametro 30 µm; portata d'aria ca. 100 m3/h; diametro filtro 257 mm; Analisi gravimetrica |
Separazione di grandi polveri |
FH 62 I |
Misuratore continuo di polveri radiometrico; campionamento non frazionato; portata d'aria 1 o 3 m3/h; registrazione della massa di polvere separata su una banda filtrante misurando l'attenuazione della radiazione β (krypton 85) nel passaggio attraverso il filtro esposto (camera di ionizzazione) |
Taratura gravimetrica mediante spolveratura dei singoli filtri; dispositivo funzionante anche con preseparatore PM-10 |
Misuratore di polvere BETA F 703 |
Misuratore continuo di polveri radiometrico; campionamento non frazionato; portata d'aria 3 mt3/h; registrazione della massa di polvere separata su una banda filtrante misurando l'attenuazione della radiazione β (carbonio 14) nel passaggio attraverso il filtro esposto (tubo contatore Geiger Müller) |
Taratura gravimetrica mediante spolveratura dei singoli filtri; dispositivo funzionante anche con preseparatore PM-10 |
TEOM1400 |
Misuratore continuo di polvere; campionamento non frazionato; portata d'aria 1 m3/h; polvere raccolta su un filtro, facente parte di un sistema vibrante autorisonante, in corrente laterale (3 l/min); registrazione dell'abbassamento della frequenza dovuto all'aumento del carico di polvere sul filtro |
Relazione tra frequenza
|
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:
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
Procedura |
Applicazioni |
Vantaggi e svantaggi |
Fourier |
Portata IR (circa 700–3,000 cm-1), percorso luminoso di diverse centinaia di metri. |
+ Sistema multicomponente |
Differenziale |
Percorso leggero per diversi km; misure SO2, NO2, benzene, HNO3; monitora sorgenti lineari e di superficie, utilizzate nelle reti di misura |
+ Facile da maneggiare |
Lunga distanza |
Area di ricerca, in cuvette a bassa pressione per OH- |
+ Alta sensibilità (a ppt) |
Differenziale |
Monitora sorgenti di superficie, misure di immissioni di grandi superfici |
+ Misure di spaziale |
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)
Gruppo materiale |
Concentrazione |
Campionamento, preparazione |
Fase analitica finale |
idrocarburi c1-C9 |
µg/m3 |
Mouse del gas (campionamento rapido), siringa a tenuta di gas, intrappolamento del freddo davanti alla colonna capillare (focalizzazione), desorbimento termico |
CG/FID |
Idrocarburi bassobollenti, altamente |
ng/m3–μg/m3 |
Cilindro in acciaio di alta qualità sottovuoto e passivato (anche per misure di aria pulita) |
GC/FID/ECD/PID |
Composti organici in punto di ebollizione |
µg/m3 |
Adsorbimento su carbone attivo, (a) desorbimento con CS2 (b) desorbimento con solventi (c) analisi dello spazio di testa |
capillare |
Composti organici in punto di ebollizione |
ng/m3–μg/m3 |
Adsorbimento su polimeri organici (es. Tenax) o setaccio di carbonio molecolare (carbopack), desorbimento termico con intrappolamento a freddo davanti alla colonna capillare (focalizzazione) o estrazione con solvente |
capillare |
Modifica per bassobollente |
ng/m3–μg/m3 |
Adsorbimento su polimeri raffreddati (es. tubo termogradiente), raffreddato a –120 ºC, uso di carbopack |
capillare |
Composti organici altobollenti |
fg/m3–ng/m3 |
Campionamento su filtri (ad es. piccolo dispositivo filtrante o campionatore ad alto volume) con successive cartucce in poliuretano per la parte gassosa, desorbimento con solvente del filtro e del poliuretano, varie fasi di purificazione e preparazione, per IPA anche sublimazione |
capillare |
Composti organici altobollenti, |
fg/m3–ng/m3 |
Adsorbimento su polimeri organici (es. cilindro in schiuma poliuretanica) con filtri preventivi (es. fibra di vetro) o inorg. adsorbire. (p. es., gel di silice), estrazione con solventi, varie fasi di purificazione e preparazione, (compresa la cromatografia multicolonna), derivatizzazione per clorofenoli |
HRGC/ECD |
Composti organici altobollenti |
ng/m3 |
Separazione di aerosol su filtri in fibra di vetro (ad es. campionatore ad alto o basso volume) o raccolta della polvere su superfici standardizzate, estrazione con solventi (per la deposizione anche dell'acqua filtrata residua), varie fasi di purificazione e preparazione |
HRGC/MS |
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:
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, CnHm) 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:
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)
Misurazione continua |
Parzialmente automatizzato |
Misurazione discontinua |
diossido di zolfo |
Composizione SPM: |
Benzene e altro |
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.
La tabella 1 descrive i passaggi di questo processo.
Tabella 1. Passaggi nella selezione dei controlli dell'inquinamento
Passo 1: |
La prima parte è determinare cosa verrà rilasciato dallo stack. |
Passo 2: |
Tutti i bersagli suscettibili dovrebbero essere identificati. Ciò include persone, animali, piante e materiali. In ogni caso, deve essere identificato il membro più suscettibile di ciascun gruppo. Ad esempio, gli asmatici vicino a un impianto che emette isocianati. |
Passo 3: |
Un livello accettabile di esposizione per il gruppo target più sensibile deve |
Passo 4: |
La fase 1 identifica le emissioni e la fase 3 determina l'accettabile |
* 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.
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)
Paesi e territori |
Biossido di zolfo a lungo termine |
Australia |
50 |
Canada |
30 |
Finlandia |
40 |
Germania |
140 |
Ungheria |
70 |
Taiwan |
133 |
Tabella 3. Gamma di standard di qualità dell'aria per un contaminante dell'aria meno comunemente controllato (benzene)
Città stato |
Standard di qualità dell'aria 24 ore su XNUMX per |
Connecticut |
53.4 |
Massachusetts |
1.2 |
Michigan |
2.4 |
Carolina del Nord |
2.1 |
Nevada |
254 |
New York |
1,718 |
Philadelphia |
1,327 |
Virginia |
300 |
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
Processi |
Inquinanti |
Metodo di controllo |
Efficienza stimata |
Bonifica del suolo |
idrocarburi |
Ossidatore termico |
99 |
Mulino per pasta di cellulosa Kraft |
particolato |
elettrostatica |
99.68 |
Produzione di affumicati |
Monossido di carbonio |
Buona pratica |
50 |
Verniciatura automobilistica |
idrocarburi |
Postbruciatore da forno |
90 |
Forno ad arco elettrico |
particolato |
Borsa |
100 |
Raffineria di petrolio, |
Particolato respirabile |
Ciclone + Venturi |
93 |
Inceneritore medico |
Cloruro di idrogeno |
Lavasciuga a umido + a secco |
97.5 |
Caldaia a carbone |
diossido di zolfo |
Essiccatore a spruzzo + |
90 |
Smaltimento dei rifiuti entro |
particolato |
Ciclone + condensatore |
95 |
Impianto di asfalto |
idrocarburi |
Ossidatore termico |
99 |
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
Metodo di controllo |
Esempi |
Descrizione |
EFFICIENZA |
Gas/Vapori |
|||
Condensazione |
Condensatori a contatto |
Il vapore viene raffreddato e condensato in un liquido. Questo è inefficiente e viene utilizzato come precondizionatore per altri metodi |
80+% quando la concentrazione >2,000 ppm |
Assorbimento |
Scrubber a umido (imballati |
Il gas o il vapore viene raccolto in un liquido. |
82–95% quando la concentrazione <100 ppm |
adsorbimento |
Carbonio |
Il gas o il vapore viene raccolto su un solido. |
90+% quando la concentrazione <1,000 ppm |
Incenerimento |
Razzi |
Un gas o vapore organico viene ossidato riscaldandolo ad alta temperatura e mantenendolo a quella temperatura per a |
Non consigliato quando |
particolato |
|||
Inerziale |
Cicloni |
I gas carichi di particelle sono costretti a cambiare direzione. L'inerzia della particella le fa separare dal flusso di gas. Questo è inefficiente e viene utilizzato come a |
70-90% |
Scrubber a umido |
Venturi |
Le goccioline liquide (acqua) raccolgono le particelle per impatto, intercettazione e diffusione. Le goccioline e le loro particelle vengono quindi separate dal flusso di gas. |
Per particelle da 5 μm, 98.5% a 6.8 wg; |
elettrostatica |
Piastra-filo |
Le forze elettriche vengono utilizzate per spostare le particelle fuori dal flusso di gas sulle piastre di raccolta |
95–99.5% per particelle da 0.2 μm |
Filtri |
Borsa |
Un tessuto poroso rimuove le particelle dal flusso di gas. La torta di polvere porosa che si forma sul tessuto poi effettivamente |
99.9% per particelle da 0.2 μm |
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
Fonte industriale |
Tasso di emissione |
Forno elettrico da 100 ton |
257 ton/anno particolato |
Turbina olio/gas da 1,500 MM BTU/ora |
444 libbre/ora SO2 |
Inceneritore da 41.7 ton/ora |
208 libbre/ora NOx |
100 camion/giorno vernice trasparente |
3,795 lb/settimana organici |
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:
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:
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:
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.
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:
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:
Le attività ricreative includono:
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:
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":
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:
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:
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:
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
Operazioni fisiche |
Processi chimici |
Processi biologici |
Misurazione del flusso |
Precipitazione |
Azione aerobica |
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:
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:
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
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:
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:
Gli inquinanti specifici nella contaminazione del sottosuolo sono ulteriormente classificati come:
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:
I seguenti sono tipici degli inquinanti sotterranei reattivi e non reattivi:
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.
Concezione e design
Il Dan Region Reclamation Project delle acque reflue municipali è il più grande progetto del suo genere al mondo. Consiste in strutture per il trattamento e la ricarica delle acque sotterranee delle acque reflue municipali dell'area metropolitana della regione di Dan, un conglomerato di otto città incentrato su Tel Aviv, Israele, con una popolazione complessiva di circa 1.5 milioni di abitanti. Il progetto nasce per la raccolta, il trattamento e lo smaltimento delle acque reflue urbane. L'effluente bonificato, dopo un periodo relativamente lungo di detenzione nella falda acquifera sotterranea, viene pompato per uso agricolo illimitato, irrigando l'arido Negev (la parte meridionale di Israele). Uno schema generale del progetto è riportato nella figura 1. Il progetto è stato istituito negli anni '1960 ed è in continua crescita. Attualmente il sistema raccoglie e tratta circa 110 x 106 m3 per anno. Entro pochi anni, nella sua fase finale, il sistema gestirà da 150 a 170 x 106 m3 per anno.
Figura 1. Impianto di bonifica delle acque reflue della regione di Dan: layout
È noto che gli impianti di trattamento delle acque reflue creano una moltitudine di problemi di salute ambientale e occupazionale. Il progetto Dan Region è un sistema unico di importanza nazionale che combina il vantaggio nazionale con un notevole risparmio di risorse idriche, un'elevata efficienza di trattamento e una produzione di acqua a basso costo, senza creare eccessivi rischi occupazionali.
Durante la progettazione, l'installazione e il funzionamento di routine del sistema, è stata prestata un'attenta considerazione ai problemi di igiene dell'acqua e di igiene del lavoro. Sono state prese tutte le precauzioni necessarie per garantire che le acque reflue recuperate siano praticamente sicure quanto la normale acqua potabile, nel caso in cui le persone le bevano o le ingeriscano accidentalmente. Analogamente, è stata prestata adeguata attenzione alla questione della riduzione al minimo di qualsiasi potenziale esposizione a incidenti o altri pericoli biologici, chimici o fisici che possono interessare i lavoratori dell'impianto di trattamento delle acque reflue vero e proprio o altri lavoratori impegnati nello smaltimento e nell'uso agricolo dell'acqua recuperata.
Nella prima fase del progetto, le acque reflue sono state trattate biologicamente da un sistema di vasche di ossidazione facoltative con ricircolo e ulteriore trattamento chimico mediante un processo di calce-magnesio, seguito dalla detenzione dell'effluente ad alto pH in "stagni di lucidatura". L'effluente parzialmente trattato è stato ricaricato nella falda freatica regionale mediante i bacini di diffusione Soreq.
Nella Seconda Fase, le acque reflue convogliate al depuratore subiscono un trattamento meccanico-biologico mediante un processo a fanghi attivi con nitrificazione-denitrificazione. L'effluente secondario viene ricaricato in falda mediante i bacini di diffusione Yavneh 1 e Yavneh 2.
Il sistema completo è costituito da una serie di elementi diversi che si completano a vicenda:
Descrizione del Sistema di Bonifica
Lo schema generale del sistema di bonifica è presentato in figura 1 e il diagramma di flusso in figura 2. Il sistema è costituito dai seguenti segmenti: impianto di trattamento delle acque reflue, campi di ricarica idrica, pozzi di recupero, sistema di convogliamento e distribuzione, impianto di clorazione e un sistema di monitoraggio completo sistema.
Figura 2. Diagramma di flusso del progetto Dan Region
L'impianto di trattamento delle acque reflue
L'impianto di trattamento delle acque reflue dell'area metropolitana della regione di Dan riceve i rifiuti domestici delle otto città della regione e gestisce anche parte dei loro rifiuti industriali. L'impianto è situato all'interno delle dune di sabbia di Rishon-Lezion e si basa principalmente sul trattamento secondario dei rifiuti mediante il metodo a fanghi attivi. Alcuni dei rifiuti, soprattutto durante gli scarichi di picco, vengono trattati in un altro sistema più vecchio di bacini di ossidazione che occupano un'area di 300 acri. I due sistemi insieme possono gestire, allo stato attuale, circa 110 x 106 m3 per anno.
I campi di ricarica
Gli effluenti dell'impianto di trattamento vengono pompati in tre diversi siti situati all'interno delle dune di sabbia regionali, dove vengono sparsi sulla sabbia e percolati verso il basso nella falda acquifera sotterranea per lo stoccaggio temporaneo e per un ulteriore trattamento dipendente dal tempo. Due dei bacini di spandimento sono utilizzati per la ricarica degli effluenti dell'impianto di trattamento meccanico-biologico. Questi sono Yavneh 1 (60 acri, situato a 7 km a sud dello stabilimento) e Yavneh 2 (45 acri, 10 km a sud dello stabilimento); il terzo bacino è utilizzato per la ricarica di una miscela dell'effluente dei bacini di ossidazione e di una certa frazione dell'impianto di trattamento biomeccanico necessaria per migliorare la qualità dell'effluente al livello necessario. Questo è il sito di Soreq, che ha una superficie di circa 60 acri e si trova ad est degli stagni.
La ripresa va a gonfie vele
Attorno ai siti di ricarica sono presenti reti di pozzi di osservazione attraverso i quali l'acqua ricaricata viene ripompata. Non tutti i 74 pozzi in funzione nel 1993 sono stati attivi durante l'intero progetto. Nel 1993 un totale di circa 95 milioni di metri cubi di acqua sono stati recuperati dai pozzi del sistema e pompati nella Terza Linea del Negev.
I sistemi di trasporto e distribuzione
L'acqua pompata dai vari pozzi di recupero viene raccolta nel sistema di convogliamento e distribuzione della Terza Linea. Il sistema di trasporto è composto da tre sezioni, aventi una lunghezza complessiva di 87 km e un diametro compreso tra 48 e 70 pollici. Lungo il sistema di convogliamento sono stati realizzati sei diversi serbatoi operativi, “galleggianti” sulla linea principale, al fine di regolare la portata dell'acqua del sistema. Il volume operativo di questi serbatoi varia da 10,000 m3 a 100,000 m3.
L'acqua che scorre nel sistema della Terza Linea è stata fornita ai clienti nel 1993 attraverso un sistema di 13 zone di pressione maggiori. A queste zone di pressione sono collegate numerose utenze idriche, per lo più aziende agricole.
Il sistema di clorazione
Lo scopo della clorazione che viene effettuata nella Terza Linea è la “rottura del legame umano”, il che significa l'eliminazione di ogni possibilità di esistenza di microrganismi di origine umana nell'acqua della Terza Linea. Nel corso del monitoraggio è stato riscontrato un notevole incremento di microrganismi fecali durante la permanenza delle acque recuperate negli invasi. Pertanto è stato deciso di aggiungere più punti di clorazione lungo la linea e nel 1993 tre punti di clorazione separati erano regolarmente operativi. Nel prossimo futuro verranno aggiunti al sistema altri due punti di clorazione. Il cloro residuo è compreso tra 0.4 e 1.0 mg/l di cloro libero. Questo metodo, in base al quale vengono mantenute basse concentrazioni di cloro libero in vari punti lungo il sistema piuttosto che una singola dose massiccia all'inizio della linea, assicura la rottura della connessione umana e allo stesso tempo consente ai pesci di vivere nei bacini . Inoltre, questo metodo di clorazione disinfetterà l'acqua nelle sezioni a valle del sistema di convogliamento e distribuzione, nel caso in cui gli inquinanti siano entrati nel sistema in un punto a valle del punto iniziale di clorazione.
Il sistema di monitoraggio
Il funzionamento del sistema di bonifica della Terza linea del Negev dipende dal funzionamento di routine di un sistema di monitoraggio supervisionato e controllato da un ente scientifico professionale e indipendente. Questo organismo è l'Istituto di Ricerca e Sviluppo del Technion - Israel Institute of Technology, ad Haifa, in Israele.
L'istituzione di un sistema di monitoraggio indipendente è stato un requisito obbligatorio del Ministero della Salute israeliano, l'autorità legale locale secondo l'Ordinanza sulla sanità pubblica israeliana. La necessità di stabilire questa configurazione di monitoraggio deriva dal fatto che:
Il ruolo principale del sistema di monitoraggio è quindi quello di garantire la qualità chimico-sanitaria dell'acqua fornita dal sistema e di emettere avvisi relativi a qualsiasi cambiamento nella qualità dell'acqua. Inoltre, l'impianto di monitoraggio sta conducendo un follow-up dell'intero progetto di bonifica della Dan Region, indagando anche alcuni aspetti, come il normale funzionamento dell'impianto e la qualità chimico-biologica delle sue acque. Ciò è necessario per determinare l'adattabilità dell'acqua di Terza Linea all'irrigazione illimitata, non solo dal punto di vista sanitario ma anche dal punto di vista agricolo.
Il layout di monitoraggio preliminare è stato progettato e preparato dalla Mekoroth Water Co., il principale fornitore di acqua israeliano e gestore del progetto della regione di Dan. Un comitato direttivo appositamente nominato ha rivisto il programma di monitoraggio su base periodica e lo ha modificato in base all'esperienza accumulata attraverso le operazioni di routine. Il programma di monitoraggio ha riguardato i vari punti di campionamento lungo il sistema di Terza Linea, i vari parametri indagati e la frequenza di campionamento. Il progetto preliminare si riferiva a vari segmenti del sistema, ovvero i pozzi di recupero, la linea di convogliamento, i serbatoi, un numero limitato di allacciamenti di utenze, nonché la presenza di pozzi di acqua potabile in prossimità dell'impianto. L'elenco dei parametri inclusi nel programma di monitoraggio della Terza Linea è riportato nella tabella 1.
Tabella 1. Elenco dei parametri indagati
Ag |
Argento |
ug / l |
Al |
Alluminio |
ug / l |
ALG |
Alghe |
N./100 ml |
ALKM |
Alcalinità come CaCO3 |
mg / l |
As |
Arsenico |
ug / l |
B |
Boro |
mg / l |
Ba |
Bario |
ug / l |
BOD |
Domanda biochimica di ossigeno |
mg / l |
Br |
Bromuro |
mg / l |
Ca |
Calcio |
mg / l |
Cd |
Cadmio |
ug / l |
Cl |
Cloruro |
mg / l |
CLDE |
Domanda di cloro |
mg / l |
CRL |
Clorofilo |
ug / l |
CN |
cianuri |
ug / l |
Co |
Cobalto |
ug / l |
COL |
Colore (platino cobalto) |
|
MERLUZZO |
Domanda chimica di ossigeno |
mg / l |
Cr |
cromo |
ug / l |
Cu |
Rame |
ug / l |
DO |
Ossigeno disciolto come O2 |
mg / l |
DOC |
Carbonio organico disciolto |
mg / l |
DS10 |
Solidi disciolti a 105 ºC |
mg / l |
DS55 |
Solidi disciolti a 550 ºC |
mg / l |
EC |
Conduttività elettrica |
µmhos/cm |
ENTR |
Enterococcus |
N./100 ml |
F- |
Fluoruro |
mg / l |
FCOL |
Coliformi fecali |
N./100 ml |
Fe |
Ferro |
ug / l |
DIFFICILE |
Durezza come CaCO3 |
mg / l |
HCO3 - |
Bicarbonato come HCO3 - |
mg / l |
Hg |
mercurio |
ug / l |
K |
Potassio |
mg / l |
Li |
Litio |
ug / l |
MBA |
detergenti |
ug / l |
Mg |
Magnesio |
mg / l |
Mn |
Manganese |
ug / l |
Mo |
Molibdeno |
ug / l |
Na |
Sodio |
mg / l |
NH4 + |
Ammoniaca come NH4 + |
mg / l |
Ni |
Nichel, Ni free |
ug / l |
NKJT |
Kjeldahl azoto totale |
mg / l |
NO2 |
Nitrito come NO2 - |
mg / l |
NO3 |
Nitrato come NO3 - |
mg / l |
ODORE |
Numero di odore soglia olfattiva |
|
OG |
Olio e grasso |
ug / l |
Pb |
Portare |
ug / l |
FEN |
Fenoli |
ug / l |
PhFD |
pH misurato in campo |
|
PO4 |
Fosfato come PO4 -2 |
mg / l |
PTOT |
Fosforo totale come P |
mg / l |
RSCL |
Cloro libero residuo |
mg / l |
SAR |
Rapporto di adsorbimento del sodio |
|
Se |
Selenio |
ug / l |
Si |
Silice come H2SiO3 |
mg / l |
Sn |
Stagno |
ug / l |
SO4 |
Solfato |
mg / l |
Sr |
Stronzio |
ug / l |
SS10 |
Solidi sospesi a 100 ºC |
mg / l |
SS55 |
Solidi sospesi a 550 ºC |
mg / l |
STR |
Streptococcus |
N./100 ml |
T |
Temperatura |
° C |
TCOL |
Coliformi totali |
N./100 ml |
TOTB |
Batteri totali |
N./100 ml |
TS10 |
Solidi totali a 105 ºC |
mg / l |
TS55 |
Solidi totali a 550 ºC |
mg / l |
TURBO |
torbidità |
NTU |
UV |
UV (assorb. a 254 nm)(/cm x 10) |
|
Zn |
Zinco |
ug / l |
Monitoraggio pozzi di recupero
Il programma di campionamento dei pozzi di recupero si basa su una misurazione bimestrale o trimestrale di alcuni “parametri-indicatori” (tabella 2). Quando la concentrazione di cloruri al pozzo campionato supera di oltre il 15% il livello di cloruri iniziale del pozzo, si interpreta come un aumento “significativo” della quota di effluente recuperato all'interno della falda sotterranea, e il pozzo viene trasferito in la prossima categoria di campionamento. Qui vengono determinati 23 “parametri-caratteristici”, una volta ogni tre mesi. In alcuni pozzi, una volta all'anno, viene eseguita un'indagine completa sull'acqua, inclusi 54 diversi parametri.
Tabella 2. I vari parametri indagati ai pozzi di recupero
Gruppo A |
Gruppo B |
Gruppo C |
Parametri dell'indicatore |
Parametri caratteristici |
Parametri del test completo |
1. Cloruri |
Gruppo A e: |
Gruppi A+B e: |
Monitoraggio del sistema di trasporto
Il sistema di convogliamento, lungo 87 km, è monitorato in sette punti centrali lungo la linea delle acque reflue. In questi punti vengono campionati 16 diversi parametri una volta al mese. Questi sono: PHFD, DO, T, EC, SS10, SS55, UV, TURB, NO3 +, PTOT, ALKM, DOC, TOTB, TCOL, FCOL e ENTR. I parametri che non dovrebbero cambiare lungo il sistema vengono misurati solo in due punti di campionamento: all'inizio e alla fine della linea di trasporto. Questi sono: Cl, K, Na, Ca, Mg, HARD, B, DS, SO4 -2, NH4 +, NO2 - e MBAS. In questi due punti di campionamento, una volta all'anno, vengono campionati diversi metalli pesanti (Zn, Sr, Sn, Se, Pb, Ni, Mo, Mn, Li, Hg, Fe, Cu, Cr, Co, Cd, Ba, As, Al, Ag).
Monitoraggio dei serbatoi
L'impostazione del monitoraggio degli invasi di Terza Linea si basa principalmente sull'esame di un numero limitato di parametri che fungono da indicatori dell'evoluzione biologica negli invasi e per individuare l'ingresso di inquinanti esterni. Cinque serbatoi vengono campionati, una volta al mese, per: PHFD, T, DO, Total SS, Volatile SS, DOC, CLRL, RSCL, TCOL, FCOL, STRP e ALG. In questi cinque serbatoi viene campionato anche Si, una volta ogni due mesi. Tutti questi parametri vengono campionati anche in un altro giacimento, Zohar B, con una frequenza di sei volte l'anno.
Sommario
Il Dan Region Reclamation Project fornisce acqua recuperata di alta qualità per l'irrigazione illimitata del Negev israeliano.
La prima fase di questo progetto è in esercizio parziale dal 1970 e in piena attività dal 1977. Dal 1970 al 1993, una quantità totale di acque reflue grezze è stata convogliata ai bacini di ossidazione facoltativi di 373 milioni di metri cubi e una quantità totale di acqua di 243 MCM sono stati pompati dalla falda acquifera nel periodo 1974–1993 e forniti al sud del paese. Parte dell'acqua è andata persa, principalmente a causa dell'evaporazione e delle infiltrazioni dagli stagni. Nel 1993 queste perdite ammontavano a circa il 6.9% del liquame grezzo convogliato all'impianto Stage One (Kanarek 1994).
L'impianto di depurazione meccanico-biologico, Seconda Fase del progetto, è in funzione dal 1987. Nel periodo di esercizio 1987-1993 è stato convogliato all'impianto di depurazione meccanico-biologico un quantitativo complessivo di liquami grezzi pari a 478 Mmc. Nel 1993 circa 103 MCM di acqua (95 MCM di acqua recuperata più 8 MCM di acqua potabile) sono stati convogliati attraverso il sistema e utilizzati per l'irrigazione illimitata del Negev.
L'acqua dei pozzi di recupero rappresenta la qualità dell'acqua di falda sotterranea. La qualità dell'acqua della falda acquifera cambia continuamente a causa della percolazione degli effluenti in essa. La qualità delle acque di falda si avvicina a quella degli effluenti per quei parametri che non sono influenzati dai processi di Trattamento Suolo-Falda (SAT), mentre i parametri che risentono del passaggio attraverso gli strati del suolo (es. torbidità, solidi sospesi, ammoniaca, carbonio organico e così via) mostrano valori notevolmente inferiori. Degno di nota è il contenuto di cloruri dell'acqua di falda, aumentato nell'ultimo quadriennio dal 15 al 26%, come testimoniato dalla diversa qualità dell'acqua nei pozzi di recupero. Questo cambiamento indica la continua sostituzione dell'acqua di falda con effluenti aventi un contenuto di cloruri considerevolmente più elevato.
La qualità dell'acqua nei sei invasi del sistema di Terza Linea è influenzata dai cambiamenti biologici e chimici che avvengono all'interno degli invasi aperti. Il contenuto di ossigeno aumenta a causa della fotosintesi delle alghe e della dissoluzione dell'ossigeno atmosferico. Le concentrazioni di vari tipi di batteri sono aumentate anche a causa dell'inquinamento casuale da parte di varie specie acquatiche che risiedono vicino ai bacini.
La qualità dell'acqua fornita alle utenze lungo il sistema dipende dalla qualità dell'acqua proveniente dai pozzi di recupero e dagli invasi. La clorazione obbligatoria dell'acqua dell'impianto costituisce un'ulteriore salvaguardia contro l'errato utilizzo dell'acqua come acqua potabile. Il confronto dei dati sull'acqua di terza linea con i requisiti del Ministero della Salute israeliano in merito alla qualità delle acque reflue da utilizzare per uso agricolo illimitato mostra che la maggior parte delle volte la qualità dell'acqua soddisfa pienamente i requisiti.
In conclusione si potrebbe dire che il sistema di recupero e utilizzo delle acque reflue della Terza Linea è stato un progetto israeliano ambientale e nazionale di successo. Ha risolto il problema dello smaltimento sanitario delle acque reflue della regione del Dan e allo stesso tempo ha aumentato il bilancio idrico nazionale di circa il 5%. In un paese arido come Israele, dove l'approvvigionamento idrico, soprattutto per uso agricolo, è piuttosto limitato, questo è un vero contributo.
I costi dell'operazione di ricarica e manutenzione dell'acqua recuperata, nel 1993, erano di circa 3 centesimi di dollaro al metro3 (0.093 NIS/m3).
Il sistema è operativo dalla fine degli anni '1960 sotto la stretta sorveglianza del Ministero della Salute israeliano e del dipartimento per la sicurezza e l'igiene sul lavoro di Mekoroth. Non sono state segnalate malattie professionali derivanti dal funzionamento di questo sistema complesso e completo.
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