Caldiroli Marco, Centro per la Salute "Giulio A. Maccacaro" , Castellanza (VA)

Premessa

La materia dell’impatto ambientale di opere (siano essi aeroporti, autostrade, ferrovie, impianti di smaltimento di rifiuti) nonostante il tempo trascorso dalla prima direttiva europea è ancora tutto da costruire o, meglio, da far uscire, per usare le parole di Virginio Bettini dall’essere usata come "procedura sequenziale di pseduconcetti, artefatto convenzionale destinato alla giustificazione di ogni iniziativa tecnologica. La VIA come specchio della corretta tecnologia, della < migliore tecnologia disponibile > nell’ovvio quadro dei falsi concetti legati allo < sviluppo sostenibile > " (V. Bettini et al,Ecologia dell’impatto ambientale, 2000). La spinta attuale è verso una "VIA semplificata" ha lo stesso segno della politica sui rifiuti nel nostro paese : l’ex Ministro Edo Ronchi escluse, alla fine del 1999, esplicitamente dalle "procedure di compatibilità ambientale" a livello regionale, gli impianti di incenerimento purchè fossero tra quelli per i quali sono previste le "procedure semplificate", tra questi i cosiddetti "impianti di recupero energetico" alimentati a CDR, una applicazione distorta e solitaria - della direttiva europea sui rifiuti.

Il testo che ho citato tra gli altri ricostruisce la storia delle tecniche di VIA e le fasi della VIA stesso insistendo sia sul ruolo di una impostazione preliminare e aperta degli studi necessari (fase di screening) e sulla definizione della rilevanza degli impatti (fase di scoping) che sul ruolo che ha l’informazione, la partecipazione e il parere della popolazione interessata. O la VIA è una forma di democrazia, di autogoverno del territorio, o è solo uno scocciante passaggio burocratico in più che non è in grado di mettere in discussione nulla.

Non è inutile ricordare qui l'importanza di una corretta Valutazione di Impatto Ambientale quale strumento di intervento, a monte della definizione di progetti e di scelte, in grado di ridiscutere le scelte di pianificazione economica, ovvero la necessità che la V.I.A sia distinta ma interrelata con i processi di elaborazione, valutazione e decisione non limitata al singolo impianto ma ai diversi scenari alternativi possibili. In tal senso la V.I.A. si configura quale strumento di acquisizione di informazioni sulle possibili interazioni qualitative e quantitative tra le diverse soluzioni proposte e l'ambiente e come strumento per individuare le possibili alternative progettuali, localizzative e di pianificazione ( in tal senso non può venir considerato, come spesso fanno gli estensori di piani locali di organizzazione dei servizi di smaltimento dei rifiuti come di un dato immodificabile e solo da attuare con gli impianti ivi previsti).

Nel campo dei rifiuti va evitata in particolare una visione del problema come a sè stante e non come parte di processi produttivi e di consumo su cui è possibile intervenire. Se l'obiettivo è quello di prevenire un impatto e non di dimostrare che un determinato impianto ha un impatto più o meno ambientalmente e socialmente "accettabile", la considerazione dei rifiuti va svolta a partire dal considerarli come parte del flusso di energia e materia nel ciclo complessivo di uso e di trasformazione delle risorse .

Tale considerazione esclude in partenza ogni obiettivo predefinito fondato sostanzialmente su una unica, e rigida, opzione tecnologica quale è l'incenerimento.

Non è inutile ricordare che la V.I.A. è uno strumento di partecipazione pubblica per aprire al confronto tutte le parti sociali coinvolte con i processi decisionali riguardanti le risposte da dare ai problemi esistenti. Non va considerata come la soluzione ai conflitti che emergono a livello sociale ma rende esplicite le conseguenze di modelli d'uso delle risorse alternativi mettendone in evidenza gli effetti globali sull'ambiente, proprio per questo è decisivo il ruolo del pubblico nella procedura complessiva di V.I.A. .

In questo ambito si rammenta il un ruolo particolare :

·        della cosiddetta Valutazione Ambientale Strategica (VAS) ovvero l’adattamento della procedura di VIA alla valutazione delle conseguenze ambientali di politiche economiche-territoriali, di piani e di programma (distinguendo in VAS settoriale es. un piano di smaltimento rifiuti locale - , VAS regionale o di area vasta, cioè in grado di considerare tutte le attività di una determinata zona; VAS indiretta, non legata a progetti specifici ma a piani e programmi di diverso genere come anche le politiche fiscali o le privatizzazioni); sulla VAS un primo passo normativo è stato fatto con l’emanazione della Direttiva 2001/42/CE del 27 giugno 2001 concernente la valutazione degli effetti di determinati piani e programmi sull'ambiente.

·        La valutazione degli impatti cumulativi ovvero "l’impatto sull’ambiente conseguente all’aumento di impatto del progetto quando si somma ad altri impatti passati, presenti o ragionevolmente prevedibili in futuro", l’inserimento di un’opera con un proprio impatto ambientale può comportare effetti ben superiori a quelli diretti dovuti alla combinazione di stress esistenti e degli effetti secondari individuali di una serie di azioni nel tempo (come inserire un determinato impianto in un’area già "satura" di opere). Possono sono essere impatti dello stesso genere (più progetti dello stesso tipo) o eterogenei, possono comportare un impatto additivo o incrementale, piuttosto che sinergico o anche "agnostici", senza modifica o anche con una riduzione degli impatti. Relativamente ad opere che hanno riflessi sulla qualità di specifiche matrici ambientali i casi sono quasi esclusivamente additivi o sinergici, quando questi hanno diretti impatti sanitari su una collettività vasta, l’effetto sinergico è altamente probabile. Per quanto concerne questi aspetti le metodologie di valutazione sono tra quelle più recenti (l’EPA, nel 1999, ha prodotto una analisi di tali metodi), complesse, ma anche che possono dare risultati importanti ad una popolazione per la conoscenza del proprio territorio e dei rischi presenti nonché per poter inquadrare anche una singola proposta nel reale contesto territoriale.

1. Impatto specifico dei processi di incenerimento dei rifiuti

In estrema sintesi i principali impatti sull’ambiente e sulla salute sono connessi alle emissioni dal camino dell’impianto e alla produzione e gestione dei residui solidi (ceneri leggere, ceneri pesanti, scorie, altri residui dai processi di abbattimento) derivanti dai processi di combustione dei rifiuti.

Per quanto concerne le emissioni, le caratteristiche eterogenee delle matrici (rifiuti) combusti sono tali che i processi di combustione generano numerose sostanze pericolose trascinate con i fumi che solo in parte possono essere "ottimizzate" (ridotte) dalla cura posta nella gestione dei principali parametri di combustione (modalità di immissione delle matrici nella caldaia, tempi di residenza a contatto con la fiamma, modalità di invio dell’aria comburente, controllo e intervento sulle temperature dei fumi nelle diverse sezioni dell’impianto, modalità del recupero del calore per la produzione di energia, esistenza e gestione del postcombustore, etc) e dall’efficacia della captazione delle sostanze tossiche contenute nei fumi dai sistemi di abbattimento prima dell’emissione all’atmosfera.

Non va taciuto che i sistemi di abbattimento operano una traslazione dei tossici dalla fase aeriforme ad una solida e/o liquida, in altri termini una maggiore efficacia nella captazione dei tossici ha come contraltare una maggiore produzione ed una maggiore tossicità dei residui solidi.

La peculiarità degli impianti di incenerimento è connessa alla eterogeneità del "combustibile"/rifiuto utilizzato (solo in parte riducibile con l’alimentazione di rifiuti selezionati e/o del cosiddetto CDR) e sono tali che, nella caldaia, si vengono a creare delle condizioni per le quali sono originate innumerevoli e incontrollabili reazioni chimiche dai risultati altrettanto innumerevoli e solo in parte prevedibili.

A conferma di quanto detto sopra si mostra una tabella in cui sono riportate le "principali" sostanze chimiche "testate" in impianti di incenerimento.

TABELLA 1 SOSTANZE ORGANICHE IDENTIFICATE NELLE EMISSIONI DI INCENERITORI DI RIFIUTI URBANI

Fonte: Jay K.and Stieglitz L.(1995).Identification and quantification of volatile organic components in emissions of waste incineration plants.Chemosphere 30 (7):1249-1260.

Un aspetto da considerare nella valutazione delle emissione di un impianto di incenerimento (come in altri impianti di combustione) sono i cosiddetti "transitori" cioè le fasi di avvio e/o di spegnimento o quelle in cui per diversi motivi - si verificano condizioni anomale (condizioni frequenti negli inceneritori di rifiuti). In queste condizioni le emissioni possono modificarsi in modo considerevole, a partire per fare un esempio delle situazioni "favorevoli" alla formazione di precursori cloroorganici in grado di incrementare la formazione delle sostanze a maggiore pericolosità (PCDD/PCDF, PCB, PCDB etc).

La normativa sui limiti alle emissioni è sostanzialmente fondata su valori medi su dati periodi temporali (giornalieri, orari, annuali) tali da "nascondere" il verificarsi di situazioni che comportano elevate emissioni per periodi di tempo "limitati" (la stessa normativa permette il superamento dei limiti medi indicando la massima escursione permessa e il tempo massimo in cui può verificarsi senza comportare l’attivazione di limitazioni o la fermata - al funzionamento dell’impianto.

Questo aspetto è importante, ai fini dell’impatto ambientale e sanitario, in quanto l’esposizione reale delle popolazioni a rischio può variare nel tempo ovvero le persone possono essere esposte a "picchi" di esposizione che hanno, a seconda della sostanza, significatività sugli effetti sulla salute pubblica.

Nella tabella che segue si riportano alcuni dati in proposito alle condizioni "transitorie" che si possono verificare e alle conseguenze, in termini di emissioni, delle stesse.  

Tabella 2. Condizioni di funzionamento normali e sfavorevoli nella camera di combustione di un inceneritore per rifiuti

Fonte:

G. Boeri, E. Barni "Impatto ambientale degli impianti" in L'incenerimento dei rifiuti, Atti del Convegno Nazionale, Bologna 16-17/3/1995, Maggioli Editore, 1996, p. 137.

Un altro aspetto fondamentale per valutare l’impatto sanitario delle emissioni è costituito dalla grandezza del particolato. E’ immediatamente comprensibile che minori sono le dimensioni delle polveri più esse hanno probabilità di sfuggire ai sistemi di abbattimento e di essere emesse all’atmosfera, costituendo una particolare e grave fonte di esposizione per l’uomo in quanto, una volta inspirati si installano nelle zone più profonde dei bronchi, a diretto contatto con i sistemi di scambio dell’ossigeno col sangue (in particolare hanno tale proprietà le polveri di dimensioni inferiori a 2,5 micron, le PM2,5; in Lombardia costituiscono circa il 46 % del totale).

Pertanto i metalli o le altre sostanze trascinate (adsorbite) dalle polveri possono venir cedute nel tempo al sangue (non è un caso che la normativa sull’inquinamento atmosferico e la qualità dell’aria da alcuni anni ha introdotto il parametro delle "PM10" ovvero le polveri di dimensioni inferiori ai 10 micron di diametro, e che il superamento dei limiti di questo parametro è quello che più frequentemente ha fatto "scattare" gli obblighi previsti per la limitazione della circolazione delle auto e/o del funzionamento degli impianti di combustione nelle "aree omogenee" dei maggiori agglomerati urbani).

Sono stati stimati degli indici di effetto sanitario in funzione della grandezza delle particelle aerodisperse e alla grandezze delle stesse. Ovviamente tali effetti sono relativi a tutte le fonti emissive, comprensive quindi dell’effetto cumulativo che una sorgente puntuale (inceneritore o altro impianto industriale) può produrre unitamente a fonti "mobili" come il traffico stradale o la ricaduta delle emissioni provocate da aeromobili.

Figura 1. Incremento della mortalità relativo alle concentrazioni di PM10 nell’aria

La relazione rappresentata nella figura 1 tra concentrazione di PM10 nell’aria e mortalità è stata proposta dall’OMS, precauzionalmente l’incremento viene escluso per valori giornalieri inferiori a 20 microg/mc (a Milano i giorni con media al di sotto di quest’ultimo valore, nel 1999, sono stati solo 30).

In sintesi, viene ipotizzato per ogni incremento unitario (in microgr/mc) giornaliero di PM10 un aumento della mortalità dello stesso giorno pari allo 0,07 %. Questa relazione, applicata ai livelli giornalieri di concentrazione di PM10 verificatisi a Milano nel 1999 e alla mortalità nello stesso anno di residenti a Milano, comporterebbe che nei giorni con livelli superiori a 100 microgr/mc (24 giorni nel 1999) si è avuto un eccesso di mortalità dovuto alle PM10 di più di un decesso al giorno rispetto ai giorni che hanno presentato un valore di PM10 pari alla media annuale di Milano sempre del 1999 ovvero 47 microg/mc la soglia di attenzione per le PM10 è attualmente fissata dalla normativa italiana nella media delle concentrazioni pari a 40 microg/mc, mentre la soglia di allarme è posta a 60 microg/mc). (V. "Salute e ambiente in Lombardia", Regione Lombardia, settembre 2000).

Analoghe correlazioni sono indicate dall’OMS per quanto concerne l’incremento dei ricoveri ospedalieri (+ 0,84 % per ogni incremento di 10 microg/mc di PM10) e di variazioni sullo stato di salute generale della popolazione (affezioni di vario genere alle vie respiratorie). Negli USA l’esposizione di lungo termine a livelli di PM10 superiori a 50 microg/mc è stata associata ad un aumento del rischio di contrarre tumori ai polmoni paragonabile a quello associato al fumo di sigaretta (aumento di 5 volte nei maschi e di 1,2 volte nelle femmine).

Questi rischi sono ancora più elevati per i bambini.

Un altro fatto che emerge dai diversi studi (non solo per le PM10) è che non è possibile definire una soglia di concentrazione delle PM10 al di sotto della quale vi sia un effetto nullo sulla salute.

Va segnalato che le polveri di dimensioni più fini sono anche quelle in cui vi è una maggiore concentrazione di tossici, come metalli, in funzione delle caratteristiche chimiche degli stessi, idrocarburi policiclici aromatici, a tale proposito si vedano le tabelle che segue (vi sono anche inquinanti "emergenti", come il platino per le emissioni dalle auto catalizzate) .

Tabella 3a. Distribuzione dei metalli pesanti in funzione della granulometria del particolato volatile in sospensione nei fumi (valori in microgr/Nmc)  

Tabella 3b. Distribuzione percentuale dei metalli pesanti in funzione della granulometria del particolato totale sospeso - PTS (valori in microgr/Nmc)  

Fonti delle ultime due tabelle : A.Donati, M. Gallorini, L.Morselli "I metalli pesanti nel ciclo dell'incenerimento dei RSU" in L'incenerimento dei rifiuti, Atti del Convegno Nazionale, Bologna 16-17/3/1995, Maggioli Editore, 1996, p. 312.

L’emissione complessiva mondiale stimata di metalli pesanti dagli impianti di incenerimento dei rifiuti viene mostrata nella tabella che segue unitamente al peso percentuale di tali emissioni sul totale delle emissioni dei metalli dalle diverse fonti.

L’apporto degli impianti di incenerimento alle emissioni complessive di sostanze come Piombo, Cadmio, Cromo, Arsenico per citare sostanze con note proprietà cancerogene sono certamente significative e costituiscono tra le diverse motivazioni un importante motivo di contrarietà, sotto il profilo ambientale, alla realizzazione di nuovi impianti di incenerimento.

Non va taciuto che, in relazione alle proprietà fisico-chimiche dei singoli metalli, negli impianti di combustione che non sono in grado di "distruggere" nessuna delle sostanze che vengono immesse con le matrici ma solo di trasformarle in altre sostanze, nella maggior parte dei casi di maggiore tossicità rispetto a quelle alimentate avviene una "ripartizione" degli stessi tra le emissioni ed i residui solidi.

E’ altresì da ricordare che il sistema più sicuro per ridurre o, meglio, eliminare tali emissioni è costituito dal non bruciare rifiuti che li contengono ovvero di non produrre merci che una volta divenute rifiuti finiscono direttamente o indirettamente nelle diverse matrici ambientali. Tenuto conto che la maggior parte dei metalli sono contenuti nei rifiuti urbani sotto forma di cariche e/o coloranti per materie plastiche (PVC rigido ma non solo), si ricorda che l’Unione Europea recentemente ha deciso di rinviare l’attuazione della "direttiva imballaggi" di diversi anni per la parte concernente la riduzione dei contenuti di metalli negli imballaggi.

Tabella 4. Emissioni annuali, nel mondo, di metalli da impianti di incenerimento e contributo percentuale sul totale delle emissioni

Per quanto concerne i microinquinanti organici ed in particolare quelli di maggiore tossicità, i cloroorganici tra cui PCDD,PCDF e PCB si rammentano brevemente i meccanismi di formazione nei processi di combustione.

Circa la formazione delle PCDD e dei PCDF nei processi di combustione, sono state fatte le seguenti ipotesi:

a) - tali composti sono presenti in tracce nei rifiuti e non completamente "distrutti";

b) - le due classi di composti si formano da precursori organici clorurati come, per esempio, i policlorobenzeni, i policlorofenoli, i PVC, durante la combustione;

c) - la presenza di PCDD e PCDF è dovuta ad una serie di reazioni termiche fra precursori non clorurati e composti inorganici clorurati;

d) - a causa della natura eterogenea dei rifiuti, sopravvivono alla combustione specie cloroorganiche che possono originare PCDD e PCDF;

e) - sono possibili reazioni in fase non gassosa o reazioni bifase (gassosa/non gassosa) che contribuiscono alla formazione delle PCDD e dei PCDF.

In letteratura sono riportati molteplici lavori relativi alla formazione delle diossine e dei furani. Per esempio, è stato ripetutamente dimostrato con esperimenti di laboratorio che le PCDD si formano bruciando i clorofenoli a diverse temperature e a diverse condizioni operative .

Da un punto di vista generale, va poi sottolineato che lo studio dei meccanismi di formazione delle PCDD e dei PCDF oltre ad un interesse teorico ha anche ricadute pratiche. Infatti, la conoscenza di tali meccanismi consente, da una parte di individuare le molteplici fonti che originano tali pericolosissimi tossici per la donna, l'uomo, gli altri organismi viventi e l'ambiente nella sua globalità, dall'altra di attivare rigorosi ed efficaci interventi preventivi tesi ad azzerare la produzione di tali contaminanti.

Fra i meccanismi di formazione delle PCDD e dei PCDF negli impianti di incenerimento o di termodistruzione che dir si voglia, è pacificamente accettato dai ricercatori quello costituito da precursori quali i clorofenoli e i clorobenzeni, che si formano per via radicalica ad alta temperatura nella camera di combustione e, con successive reazioni di condensazione, che possono avvenire in fase omogenea e danno luogo, appunto, alla formazione delle PCDD e dei PCDF.

In questa sede, senza entrare nel chimismo di tali reazioni, ci limitiamo a ricordare che le reazioni di condensazione possono decorrere anche sfruttando la presenza di particelle solide disperse nel gas (fly-ash), sulla cui superficie i clorofenoli e i clorobenzeni vengono adsorbiti nelle zone di post-combustione a più bassa temperatura.

Un secondo meccanismo pacificamente accettato dai ricercatori è rappresentato dalla cosiddetta "de-novo sintesi" in cui sono coinvolte le fly-ash. Le particelle carboniose reagiscono con ossigeno e cloro formando una grande varietà di composti clorurati tra i quali le PCDD e i PCDF, grazie anche al ruolo catalitico svolto da alcuni ioni metallici presenti su di esse, in particolare il rame (la cui concentrazione "permessa" nel caso del CDR è elevata). I due meccanismi anzidetti, possono avvenire contemporaneamente; allo stato, la letteratura non chiarisce l'importanza dei processi in fase omogenea rispetto a quelli in fase eterogenea.

In proposito va ancora segnalato che la formazione delle PCDD e dei PCDF non avviene solo nelle zone "fredde" dell'impianto (zone di temperatura comprese tra 200 400 °C), dopo la camera di combustione, come per esempio, negli elettrofiltri, ma anche in intervalli di temperatura di 500 ¸ 650 °C come evidenziato da recenti ricerche.

In questo caso sono messi sotto accusa gli scambiatori di calore per il raffreddamento dei fumi con i relativi recuperi energetici.

Ritornando ai clorofenoli, come abbiamo già detto, nota classe di precursori delle PCDD e dei PCDF, va pure evidenziato che essi possono formarsi dai clorobenzeni attraverso trasformazioni chimiche.

Alcuni ricercatori hanno effettuato esperimenti allo scopo di mettere in evidenza il diverso ruolo dei clorobenzeni e dei clorofenoli nella formazione delle PCDD e dei PCDF.

Le ricerche hanno evidenziato - seguendo la combustione del 1,2-diclorobenzene e del 2,4-diclorofenolo - che il clorofenolo origina un tasso di PCDD/PCDF di due ordini di grandezza maggiore, a dimostrazione della più spiccata attività dei clorofenoli nelle reazioni di formazione di PCDD/PCDF.

Per quanto concerne la stima delle emissione complessive di PCDD e PCDF nel mondo, sono diverse le ricerche che hanno tentato di elaborare dati affidabili anche per confrontarli con stime relative alle emissioni di tali sostanze da altri processi di combustione o produttivi. Nella tabella che segue è riportata una stima mondiale al 1995 (parziale, in quanto tra i paesi considerati sono assenti la Cina e l’ex URSS, oltre all’Italia).

Tabella 5. Emissioni in atmosfera di diossine nei paesi industrializzati

Fonte: United Nations Environment Programme, Dioxin and Furan Inventories. National and Regional Emissions of PCDD/PCDF, UNEP Chemicals, Ginevra, maggio 1999.

Le nazioni considerate sono state : Austria, Australia, Belgio, Svizzera, Canada, Germania, Danimarca, Francia, Ungheria, Giappone, Olanda, Svezia, Gran Bretagna, Slovacchia, USA.

La situazione americana è sinteticamente riportata nella tabella seguente.

Tabella 6 : Sintesi dell’inventario delle fonti di PCDD e PCDF negli USA [PCCDD/F TEQ (g/year)]  

Per quanto concerne l’Italia l’ENEA ha presentato un inventario nazionale (con esclusione, nel calcolo delle TEF dei PCB) con una valutazione anche della "tendenza" futura e che si ripropone nella tabella che segue.

I dati pubblicizzati dall’ENEA sono stati integrati da chi scrive con quelli risultanti da un recente studio dell’Unione Europea, questi ultimi dati sono riportati nelle colonne ombrate indicate come 1994, minimo e massimo.

La presentazione di tali tabelle viene fatta per evidenziare l’incertezza delle diverse stime, sia per la situazione mondiale che quella italiana possono essere apprezzate i differenti e significativi valori delle diverse stime.

Tabella 7. Stima delle emissioni di PCDD e PCDF (grammi ITEF/anno), valutazioni dell’ENEA (al 1998) e dati riportati in uno studio dell’Unione Europea pubblicato nel 1999 e riferiti al 1994 

Fonte dei dati dell’Unione Europea : Releases of Dioxins and Furans to Land and Water in Europe, Final Report, settembre 1999, p. 132.

(*) = stima del rilascio sul terreno dovuta alle attività evidenziate.

Oltre alle caratteristiche delle emissioni., come accennato, l’altro importante impatto è costituito dai residui solidi dei processi di combustione. Si tratta di residui contrariamente al parere e alle pressioni dei fautori dell’incenerimento - a diverso grado di tossicità (le ceneri leggeri ed i residui dei sistemi di abbattimento sono classificati come tossico-nocivi), in ogni caso non "inerti" e che necessitano di apposite discariche per il loro smaltimento.

In altri termini, pur sinteticamente, rammento che non esiste non può funzionare - un inceneritore senza una o più discariche di supporto per lo smaltimento delle scorie. Discariche che hanno un proprio impatto direttamente connesso con l’impianto di incenerimento anche se poste in un territorio diverso da quest’ultimo.

Sulla tossicità delle scorie pesanti e sui residui dai sistemi di abbattimento si riportano le tabelle che seguono, limitatamente al contenuto di metalli (ovviamente in questi rifiuti vi sono anche tracce dei microinquinanti organici e cloroorganici sopra citati).

Tabella. 8 Metalli presenti nelle scorie pesanti. (I valori sono riferiti alle analisi effettuate presso gli impianti ACCAM di Busto Arsizio (VA) e ai dati di letteratura)  

Fonti:

Certificati di analisi delle scorie 1987-1991 dell’inceneritore ACCAM, Busto Arsizio (VA).

(*) Media da 500 pubblicazioni relative ai residui di inceneritori di RSU, S.Cernuschi, M.Giugliano, G. Lonati, M. Ragazzi "Flussi di materiali e di energia per il bilancio ambientale", in Incenerimento di RSU e recupero energetico, CIPA, 1995.

n.r. = non riportato.

Tabella 9. Composizione delle scorie pesanti e dell’eluato da test di cessione ai fini della classificazione per lo smaltimento (DPR 915/82 e Delibera del Comitato Interministeriale del 27.07.1984)  

Fonte: Liuzzo G. "Scorie e ceneri nella combustione dei RSU: caratterizzazione ai fini della loro classificazione, smaltimento ed eventuale riutilizzazione", Roma 1989; riportato in A.Paolini, P.Sirini "Scorie e ceneri da impianti di combustione RSU: aspetti tecnici, legislativi e prospettive di ricerca", Ingegneria Sanitaria e Ambientale n. 6, novembre/dicembre 1993.

Per quanto concerne le ceneri leggere si riporta, nella tabella che segue, alcune caratteristiche in termini di contenuto di sostanze tossiche (metalli) sia in ceneri tal quali che in ceneri inertizzate in matrice cementizia.

Tabella 10. Contaminanti presenti nell'eluato di ceneri volanti derivanti dall’incenerimento dei rifiuti solidi urbani, del "bioessiccato" e dell’RDF, nonché da ceneri stabilizzate in matrice cementizia (test di cessione con acido acetico e anidride carbonica)  

(*) P. Berbenni et altri, in AAVV " Incenerimento di RSU e recupero di energia", CIPA editore, 1995.

(**) Gruppo Ecodeco, Sintesi delle sperimentazioni effettuate - Prove di combustione c/o l'impianto di termodistruzione di Livorno, aprile-giugno 1998, tabella 6, pag. 22.

n.d. = non determinato.

 
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