continua da pagina 1

2. Evoluzione normativa e tecnologia dei processi di incenerimento dei rifiuti

Per quanto concerne l’evoluzione normativa mi limito a cenni relativi ai limiti delle emissioni degli impianti di incenerimento sulla base delle direttive europee che si sono succedute negli ultimi 12 anni ( da ultimo la DIRETTIVA 2000/76/CE DEL PARLAMENTO EUROPEO E DEL CONSIGLIO del 4 dicembre 2000 sull'incenerimento dei rifiuti) e ai relativi recepimenti nella normativa nazionale. Nella tabella 11 che segue si riassume tale evoluzione verso limiti più restrittivi.

Nelle tabelle successive (12 e 13) si torna ancora più indietro nel tempo, dagli inceneritori degli anni ’60 a quelli della normativa nazionale (tedesca) contenente dei limiti sostanzialmente identici a quelli poi definiti dalla normativa europea.

Inoltre, nella tabella 14 più avanti, si riportano le stime relative ai fattori di emissione (quantità della emissione di una sostanza per tonnellata di rifiuto incenerito, tenendo conto della quantità di fumi emessi sempre per tonn di rifiuto incenerito), ovvero quello che viene ritenuto il trend futuro di tali emissioni andando oltre al rispetto dei limiti normativi, con verso l’applicazione della migliore tecnologia disponibile (senza "eccessivi costi").

Tabella 11. Evoluzione normativa dei limiti alle emissioni degli impianti di incenerimento rifiuti  

(*) Somma di Piombo, Antimonio, Arsenico, Cromo, Cobalto, Rame, Manganese, Nichel, Vanadio, Stagno.

(**) Espresso in TCDD equivalenti

Fonte: Otto Hutzinger, Heidelore Fiedler, "20 anni di incenerimento di rifiuti : problemi e soluzioni" in L’incenerimento dei rifiuti ", Atti del Convegno nazionale, Bologna 16-17 marzo 1995, Maggioli Editore, 1996, pp. 17-32.

Tabella 14. Stima dei fattori di emissione da impianti di incenerimento

Fonte : Conferenza Nazionale Energia e Ambiente, Roma, 25-28 novembre 1998; "Compatibilità ambientale, controlli e caratterizzazioni nella valorizzazione energetica dei rifiuti urbani" .

Nel proporre i dati della tabella 14, gli estensori, hanno ritenuto "dimostrato" pur evidenziando che "un esame esaustivo e di validità generale rispetto alle correlazioni tra emissioni ed immissioni, e quindi alle ricadute ed ai potenziali carichi nell’area di interesse, risulta estremamente arduo e forse anche poco pertinente a causa delle specificità, tra cui quelle metereologiche, dei singoli siti". In ogni caso gli estensori si avventurano, nonostante tali premesse a definire "indicativamente" che

·        i fattori di riduzione delle concentrazioni in aria del suolo alla distanza di maggiore ricaduta (500-1.000 metri) comportano "una generale compatibilità con i limiti e gli obiettivi fissati rispetto alla qualità dell’aria" ;

• per macroinquinanti (ossidi di azoto, di carbonio, di zolfo) e microinquinanti organici (IPA) "una gestione appropriata dei processi di valorizzazione energetica dei rifiuti non implica necessariamente problematiche aggiuntive rispetto all’utilizzo di combustibili convenzionali" ed in alcuni casi vi sono dei vantaggi rispetto all’utilizzo del carbone;
• "rispetto ai microinquinanti di maggiore tossicità (quali diossine e metalli pesanti), occorre anche valutare il peso del contributo originato da tali processi rispetto a quelli derivanti da varie e diversificate fonti, che vanno dai settori di combustione convenzionale al traffico veicolare, alle industrie, ai gas da discarica, alle cause naturali. I dati disponibili per tali specifici inventari risultano ancora largamente incompleti rispetto ad un esame esaustivo di tutte le potenziali fonti causali, tuttavia i livelli di standard fissati e l’avanzamento tecnologico raggiunto portano a valutare che i contributi derivanti dalla valorizzazione energetica dei rifiuti sono destinati a ridursi".

Gli autori, pur con tutte le premesse sopra ricordate, concludono a favore dell’utilizzo energetico dei rifiuti.

Senza voler presentare una valutazione complessiva di quanto sopra riportato, si rimanda :

·        per quanto concerne le incertezze evidenziati dagli stessi autori circa le "problematiche locali" da tenere presenti (ovvero l’esigenza di una idonea e rigorosa valutazione di impatto ambientale relativa anche alla problematica delle emissioni),

• per quanto concerne i microinquinanti di maggiore tossicità (PCDD, PCDF, ma non solo) e il rapporto tra emissioni da inceneritori e altre fonti si vedano i dati riportati relative alle diverse stime complessive di emissione di tali tossici;
• per chi scrive l'obiettivo primario è l’eliminazione, o almeno la drastica riduzione, delle emissioni e dell'esposizione umana a diossine e ad altri tossici, dentro e fuori gli insediamenti industriali. Per esempio, da tempo mettiamo in discussione anche le produzioni che fanno ingente uso di cloro (produzione di CVM/PVC, produzione di carta con l’uso sbiancanti clorurati, solventi clorurati) che, fra l’altro, provocano le inevitabili emissioni di diossine, furani, microinquinanti organici e altri tossici a livello dei singoli processi produttivi e nelle operazioni di smaltimento di rifiuti e materiali contenenti cloro. Fermo quanto sopra, a titolo esemplificativo, riporto una valutazione inerente il confronto pur improprio tra emissioni di un moderno impianto di incenerimento e le emissioni equivalenti del parco automobilistico.

Tabella 15. Confronto tra emissioni annue di un inceneritore per CDR e "automobili equivalenti annue" (per i parametri confrontabili)

Note alla Tabella

Non pertinente = parametro caratteristico dell’incenerimento di rifiuti ma non presente nelle emissioni di gas di scarico.

Non confrontabile = parametri con diverso significato tra emissioni dell’inceneritore e delle automobili.

(*) Tale valore è riferito alle PM10 emesse da auto diesel immatricolate dopo il 1997 (ecodiesel 94/12/EEC).

(**)Il dato per le auto è riferito a Carbonio Organico Volatile Non Metanico (COVNM) per cui è solo parzialmente confrontabile con il Carbonio Organico Totale, parametro di emissione per gli inceneritori.

(***) Nel caso delle auto catalizzate le emissioni di metalli sono connesse ai metalli utilizzati nei catalizzatori (in particolare palladio) per i quali non vi sono ancora degli affidabili fattori di emissione, in ogni caso è arduo confrontare la tossicità di questo metallo con quella dei numerosi metalli emessi da un inceneritore.

(****) ovvero 107.000.000.000 picogrammi/anno. Il fattore EPA utilizzato è quello più elevato riferito alle auto catalizzate. Vi sono stime precedenti (riferite ad auto non catalizzate) in cui il fattore di emissione di PCDD+PCDF espresse come I-TEQ arriva fino a 20 picog/km percorso, quindi con di due ordini di grandezza superiori a quello utilizzato nella presente tabella.

In estrema sintesi il "dente batte" particolarmente sui microinquinanti di maggiore tossicità quale emissione caratteristica ed elevata nonostante l’abbassamento dei limiti normativi degli impianti di incenerimento.

Questa osservazione risulta per esempio - in due passaggi tra i "considerando"della recente direttiva sull’incenerimento dei rifiuti :

"Pertanto,ai fini di un elevato livello di protezione ambientale e della salute umana,è necessario predisporre e mantenere condizioni di funzionamento,requisiti tecnici e valori limite di emissione rigorosi per gli impianti di incenerimento e i coincenerimento dei rifiuti nella Comunità. I valori limite stabiliti dovrebbero prevenire o a limitare per quanto praticabile gli effetti dannosi per l'ambiente e i relativi rischi per la salute umana..."

e, più avanti

" Il rispetto dei valori limite di emissione previsti dalla presente direttiva dovrebbe essere considerato come una condizione necessaria ma non sufficiente a garantire il rispetto dei requisiti della direttiva 96/61/CE. Per assicurare tale rispetto può essere necessario revedere valori limite di emissione più severi per le sostanze inquinanti contemplate dalla presente direttiva, valori di emissione relativi ad altre sostanze e altre componenti ambientali,e altre condizioni opportune."

(la direttiva 96/61 è quella relativa alla prevenzione integrata dell’inquinamento, recepita solo parzialmente in Italia nel 1999).

Per quanto concerne l’evoluzione tecnologica degli impianti di incenerimento (delle caldaie e dei sistemi di abbattimento fumi), metto all’attenzione le note che seguono.

a.       I "vecchi" inceneritori le caldaie

La tecnologia delle caldaie per l’incenerimento dei rifiuti deriva da quelle delle centrali termoelettriche a carbone (primo inceneritore per rifiuti : 1890 circa, Londra) e, precisamente, dalle caldaie a griglia fissa.

Nella immagine viene presentato lo schema di una tipica caldaia a griglia : il rifiuto entra dallo spintore (da sinistra) e finisce sulla griglia, l’accensione del combustibile avviene con il combustibile ausiliario e il mantenimento della combustione avviene con l’invio di aria di combustione dal di sotto del "letto" di rifiuti, i rifiuti bruciano nel percorso lungo la griglia fino a che, in fondo a destra, vengono estratti gli incombusti (scorie pesanti).

Nella figura i fumi vengono inviati in una camera di postcombustione ove, ad opera della fiamma prodotta dalla immissione di combustibile ausiliario (metano, gasolio, olio o altro) avviene una ulteriore ossidazione dei composti trascinati dai fumi. Evidenzio che gli inceneritori degli anni ‘60-70 (e fino agli obblighi indicati da un provvedimento italiano del 1984) non avevano la camera di postcombustione (come sicuramente l’inceneritore di Pisa che è entrato in funzione nel 1980). Di conseguenza la figura mostra già un inceneritore "moderno".

Figura 2. Schema di caldaia di un inceneritore a griglia

L’obbligo di installazione della camera di postcombustione è conseguito dalla "scoperta" delle emissioni di PCDD e PCDF dagli inceneritori di rifiuti urbani, nel 1977. Si è ritenuto che tale dispositivo riducesse la formazione delle stesse e di altri composti tossici le norme più recenti non obbligano più l’installazione di tale dispositivo.

a.      I sistemi di abbattimento fumi inceneritori di "prima" generazione

Nella figura viene mostrato una tipica configurazione di un sistema di abbattimento fumi di "prima" generazione (anni ’60 ’70).

E’ costituito da un "reattore" in cui i fumi venivano messi a contatto con una soluzione - o polveri -basica (es. calce, di recente viene utilizzata la soda solvay bicarbonato di sodio), con l’effetto di ridurre, per reazione di neutralizzazione, la presenza di sostanze acide (composti dello zolfo e acido cloridrico), dopo questo trattamento i fumi vengono fatti passare in un elettrofiltro o in un filtro a maniche per l’abbattimento delle polveri (nel caso dell’elettrofiltro per effetto del campo elettrico che viene creato che fa "scaricare" le polveri caricate lungo la parete del dispositivo per essere poi raccolte e smaltite; nel caso dei filtri a manica l’abbattimento è di tipo fisico ovvero connesso con la grandezza delle particelle di polvere rispetto alle dimensioni dei fori del filtro stesso, il filtro viene "scosso" meccanicamente per scaricare le polveri fermate dai filtri). Questi sistemi non permettono un abbattimento fino ai limiti attuali soprattutto dei microinquinanti (ad esempio le PCDD e i PCDF, ma anche i metalli più volatili come il mercurio - non sono sostanzialmente trattenuti da tali sistemi).

Figura 3. Schema di un sistema di abbattimento fumi per inceneritori di "prima generazione"

b.       Le caldaie di nuova generazione

Limitandomi alla evoluzione impiantistica delle caldaie a griglia (sono recenti le applicazioni di nuove tipologie di impianti come i letti fluidi, i "pirolizzatori", i "gassificatori", le "torce al plasma" e proposte simili che rappresentano l’applicazione di tecnologie applicate ad altre modalità di combustione anch’esse derivate dalla combustione del carbone o di altri combustibili fossili) nella figura seguente si mostra un impianto "moderno" di questo genere.

Figura 4. Schema di un impianto a griglia "moderno"

In questo caso un impianto a griglia del tipo mobile (parte di sinistra) è stato abbinato a un forno rotante (in mezzo) : il rifiuto che entra nella bocca in alto viene traslato sulle griglie mobili e contestualmente combusto con l’immissione di aria dal basso, verso il basso vengono raccolte le ceneri leggere, le scorie rimaste al termine del passaggio sulla griglia mobile finiscono nel forno rotante dove avviene sia una postcombustione dei fumi che una riduzione degli incombusti nelle scorie stesse riducendone la tossicità (le più recenti normative impongono dei limiti nella frazione incombusta delle scorie pesanti) i fumi escono dal forno rotante e in parte vengono ricircolati (vedi canale posto sopra il forno rotante) cioè rientrano nella camera di combustione primaria mischiandosi all’aria comburente proveniente dall’esterno. Questo ricircolo (di norma intorno al 20% dei fumi uscenti in questo caso dal forno rotante, mentre il rimanente 80 % dei fumi viene inviato ai sistemi di abbattimento) ha l’effetto di ridurre sia i consumi energetici necessari al mantenimento delle temperature necessarie per una combustione "ottimale" sia la quantità complessiva dei volumi di fumi da trattare.

c.       Evoluzione dei sistemi di abbattimento fumi

Nella figura sottostante viene mostrata una delle molteplici configurazioni "pluristadio" di abbattimento fumi, in questo caso prevede anche un recupero parziale dei reagenti chimici utilizzati per l’abbattimento dei fumi :

i fumi provenienti dalla caldaia vengono prima trattati in un elettrofiltro (abbattimento polveri di maggiori dimensioni) quindi vengono inviati in un reattore "semisecco" a contatto con una sostanza basica (gesso recuperato, vedi più avanti) per una prima riduzione delle sostanze acide presenti, i fumi passano quindi in un filtro a maniche per l’abbattimento delle polveri più fini, quindi in un "venturi" per la saturazione e dei gas e la solubilizzazione dell’anidride solforosa (che viene poi fatta reagire con la calce nella torre a spruzzo, producendo del gesso solfato - che viene poi utilizzato per il primo abbattimento sopra indicato), infine i fumi passano in una unità di conversione catalitica che riduce le emissioni di ossidi di azoto e diossine.

Figura 5a. Schema di un recente impianto di abbattimento fumi a stadi multipli

Un’altra configurazione possibile è quella che segue.

Figura 5b. Schema di un recente impianto di abbattimento fumi a stadi multipli

In questa configurazione vi è un sistema di denitrificazione (per la riduzione degli ossidi di azoto ridotto ad azoto molecolare) non catalitica mediante l’iniezione di ammoniaca (o urea) direttamente in caldaia, i fumi vengono poi fatti passare in un elettrofiltro (riduzione polveri di maggiori dimensioni), una riduzione della temperatura in tempi accelerati (per limitare le condizioni favorevoli alla formazione di microinquinanti organici), al lavaggio (con o senza reattivi basici) per la riduzione delle sostanze acide, alla iniezione di carbone per la riduzione dei microinquinanti (in particolare diossine e metalli pesanti) che vengono poi intercettate (parzialmente) sul filtro a maniche finale (anche per le polveri di dimensioni minori).

Come evidenziato, ci si è limitati a indicare, relativamente alla "evoluzione" delle caldaie ai sistemi a griglia (che sono quelli utilizzati da più tempo, più di un secolo) senza parlare dei nuovi impianti di tipo "alternativo" alle caldaie a griglia, mentre per quanto concerne la parte relativa all’abbattimento dei fumi le indicazioni qui contenute valgono per ogni tipo di caldaia.

Si accenna, da ultimo, al fatto che "a latere" di tali modifiche impiantistiche si sono sviluppati sistemi di selezione dei rifiuti in entrata agli impianti, per ridurre i rifiuti contenenti elementi potenzialmente pericolosi, e di trattamento delle scorie e delle ceneri (dal loro inglobamento in matrici cementizie a sistemi di sinterizzazione e/o vetrificazione) con l’obiettivo di ridurne la tossicità e rendere meno problematiche le successive fasi di smaltimento dei residui solidi.

3. Tossicità e cumulabilità dei tossici nell'ambiente e nell'uomo in relazione anche alle emissioni dagli impianti di incenerimento di rifiuti

Come già accennato, va posta la massima attenzione sul significato e le conseguenze di una esposizione ai microinquinanti emessi dagli inceneritori. Va anche ricordato che i limiti di esposizione a tossici (nell'ambiente interno ed esterno le fabbriche) non sono un risultato puramente "scientifico", ma rappresentano il compromesso di un dato momento realizzato fra Industria e mondo del lavoro sulla base dei rapporti di forza esistenti nella società, con la mediazione delle istituzioni politiche e sanitarie per tutelare la salute e l'ambiente. In altri termini, non possiedono alcuna validità oggettiva, non possono, nè vogliono, garantire l'assenza di effetti su tutti gli individui esposti nel breve e medio termine a tali contaminanti.

Tra i contaminanti sicuramente presenti nelle emissioni di un inceneritore compaiono, in particolare, una serie di sostanze per le quali è stata dimostrata la cancerogenicità per l'uomo; ricordiamo le principali secondo la classificazione della IARC:

1) sostanze cancerogene di gruppo 1 (sicuramente cancerogene: evidenza sufficiente per l'uomo): Arsenico e composti, Cromo esavalente, Fuliggini, Nichel e composti;

2) sostanze cancerogene di gruppo 2A (probabilmente cancerogene: evidenze limitate per l'uomo, evidenza sufficiente per l'animale): Benzoantracene, Benzopirene, Berillio e composti, Cadmio e composti, Dibenzoantracene;

3) sostanze cancerogene di gruppo 2B (possibile cancerogeno per l'uomo: evidenze limitate per l'uomo): Benzofluorantrene, Bifenili polibromurati, Clorofenoli, Dibenzopirene, Esaclorobenzene, Piombo e composti, 2,3,7,8 Tetraclorodibenzodiossina (TCDD); per quest'ultima di seguito entriamo nel dettaglio.

Come già accennato, le intrinseche proprietà tossiche delle diossine e dei furani, se possibile, sono ancor più insidiose per la salute umana a causa del fatto che questi composti, così come molti altri clororganici, non sono biodegradabili e si accumulano nei tessuti degli organismi viventi.

Data la loro maggiore solubilità negli oli e nei grassi, piuttosto che nell'acqua, essi tendono a spostarsi dall'ambiente verso i tessuti grassi e negli organi bersaglio come il fegato e a bioaccumularsi negli organismi viventi.

Per esempio, la 2,3,7,8 - tetraclorodibenzo - p - diossina (2,3,7,8 - TCDD) si accumula nei pesci in concentrazioni di 159.000 volte maggiori di quelle riscontrate nell'ambiente acquatico circostante. Questo rapporto è definito il "fattore di bioaccumulazione".

Esso è stimato maggiore di 10.000 volte per sostanze tossiche quali policlorobifenili (PCB), esaclorobenzene, octaclorostirene, dibenzofurani policlorurati (PCDF).

Lo stesso vale per il DDT, mentre l'esaclorobutadiene si bioaccumula secondo un fattore maggiore di 17.000.

Gli esseri umani occupano una posizione ai vertici della catena alimentare, risultando così i più esposti all'accumulo dei composti clororganici. Questi, sebbene nella loro maggioranza possano resistere a qualsiasi tipo di escrezione ed alterazione biochimica naturale, possono essere eliminati dal corpo umano tramite il sangue, il liquido seminale e il latte materno.

I composti clororganici sono quindi trasferiti da una generazione all'altra, in dosi probabilmente maggiori. I feti ricevono significative quantità di sostanze clororganiche attraverso la placenta.

Una volta nati, essi ne ricevono dosi maggiori anche con il latte materno, perchè queste sostanze tossiche si sono accumulate nel corpo della madre seguendo differenti fattori di biomagnificazione.

Valga per tutti il caso delle popolazioni Inuit, gli Esquimesi che popolano la regione artica del Quebec, in Canada.

Elevati livelli di sostanze clororganiche sono stati riscontrati nei loro tessuti e nel latte materno, in quanto essi si cibano principalmente di pesci e mammiferi marini, occupando il vertice di una catena alimentare molto semplice e diretta.

I composti clororganici e, in primis, le diossine, i furani e i policlorobi(tri)fenili sono riconosciuti come estremamente tossici, a causa di numerosi effetti dannosi per la salute umana e di numerose specie animali, che non hanno la possibilità di difendersi da sostanze che sono estranee alla natura. Tra gli effetti più ricorrenti si riscontrano disturbi delle funzioni riproduttive e una diminuita fertilità; difetti alla nascita, danni embrionali. Alcuni clororganici come, ad esempio, le diossine, i furani e i PCB possono distruggere il sistema immunitario e inoltre sono cancerogeni, mutageni e teratogeni. Praticamente tutti, in dosi anche minime, danneggiano il fegato, i reni (le diossine anche il sistema cardiocircolatorio) e il sistema nervoso.

Gli esseri umani risultano tra i più indifesi all'esposizione delle sostanze organiche clorurate, in quanto come tutti i mammiferi, essi hanno un ciclo di vita abbastanza lungo e non possono sviluppare efficaci sistemi di difesa in poche generazioni. Pertanto è facilmente comprensibile il fatto che, per esempio, negli Stati Uniti d'America e in Canada, sono stati identificati 177 composti clororganici nei tessuti grassi, nel latte materno, nello sperma e nel sangue umano. Tra i più ricorrenti composti ritrovati, si segnalano i policlorodibenzofurani, l'esaclorobenzene e i policlorobi(tri)fenili. L'estrema tossicità delle diossine e dei furani nei confronti dell'uomo, della donna e degli animali è stata ben dimostrata da autorevoli ricercatori, da Agenzie e Organismi internazionali, e sul punto non ci dilunghiamo oltre.

Indagini mediche hanno inoltre evidenziato elevati quantitativi di diossine nel sangue dei lavoratori addetti agli inceneritori (Vedi Schechter, A.J. et al "Dioxin Levels in Blood of Municipal Incinerator Workers", Med. Sci. Res., 1991).

Non va comunque taciuto, che in un rapporto compilato dall'USEPA si ribadisce la pericolosità della 2,3,7,8-TCDD. In esso si afferma che l'esposizione alla diossina e ai suoi composti può essere associata all'insorgere di diversi tumori, quali linfoma maligno, sarcoma dei tessuti molli, cancro alla tiroide e ai polmoni. D'altra parte che la 2,3,7,8-TCDD sia un cancerogeno multiplo non è una novità, vista la sua potente e persistente azione di agonismo e antagonismo nei confronti degli ormoni.

Il rapporto conclude contrastando quanto sostenuto dalle industrie e dai governi, tra cui quello italiano, e cioè che in realtà la diossina non è pericolosa per l'uomo e che gli effetti micidiali osservati su animali da laboratorio non sono validi per calcolare il rischio corso dagli esseri umani.

Al contrario, secondo l'USEPA: "Sebbene i dati esistenti relativi agli esseri umani siano limitati, i modelli osservati sugli animali appaiono generalmente appropriati anche in funzione della stima del rischio per l'uomo" (USEPA Office of Health and Environmental Assessment, 1992).

Cerco di dare alcune indicazioni in merito alle valutazioni e alle misure proposte da organismi internazionali per alcuni microinquinanti presenti anchenelle emissioni degli inceneritori.

I microinquinanti organici persistenti (POPs) sono costituiti da un gruppo di sostanze costituito principalmente dalle PCCD e PCDF, dai PCB, dall’esaclorobenzene e da diversi pesticidi organoclorurati. L’attenzione dei ricercatori, delle istituzioni sanitarie e dei governi (UNEP 1995) si è interessa, negli ultimi anni, su tali sostanze per le caratteristiche tossicologiche di queste sostanza, attive anche a microdosi, per la loro bassa degradibilità ambientale e, quindi, cumulabilità nell’ambiente e negli organismi, nonchè per l’accertata ubicuità di tali sostanze oramai distribuite su tutto il pianeta anche in luoghi lontanissimi dalle fonti quasi esclusivamente i paesi industrializzati - che le immettono nell’ambiente e per gli effetti sanitari emergenti dovuti all’esposizione a queste sostanze.

Tra i POPs figurano sostanze come già detto - che sono emesse anche dagli impianti di incenerimento, tra cui ricordiamo le PCDD/F e i PCBs.

Le istituzioni sanitarie hanno introdotto dei "limiti" di riferimento per tentare di "pesare" gli effetti dell’esposizione umana a queste sostanze.

Questi limiti (TDI o ADI) sono costituiti da "livelli giornalieri accettabili" ovvero da livelli di esposizione che, durante la vita media di un individuo, non dovrebbero comportare sulla base delle conoscenze scientifiche un rischio "apprezzabile".

Questi limiti si basano sul "Lowest observable effect level" (LOAEL) ovvero il livello di esposizione al di sotto del quale non si sono riscontrati effetti negativi sugli animali da laboratorio. Di norma i LOAEL ottenuti sugli animali sono estrapolati nell’uomo riducendoli di due ordini grandezze (1/100) .

L’OMS, con questo sistema, ha definito nel 1990 - un TDI per la sommatoria delle PCDD, dei PCDF e dei PCB "dioxin-like" pari a 10 picogr TEQ per kg di peso corporeo al giorno (esposizione cronica su 70 anni di vita media) (vedi WHO Environmental Health Criteria 88, Polychlorinated Dibenzo-para-dioxins and Dibenzofurans, IPCS WHO 1989 e WHO Consultation on tolerable daily intake from food of PCDDs and PCDFs : Summary report , WHO regional office for Europe, EUR/ICP/RCS O30S), nel 2000 l’OMS ha rivisto tale limite e ha proposto due valori 1 pg TEF/kg/giorno come valore "obiettivo" e 4 pg TEF/kg/giorno come limite massimo (v. WHO "WHO experts re-evaluate kealth risk of dioxins", WHO/45, 3 giugno 1998; WHO "Assessment of the health risk of dioxins : re-evaluation of the Tolerable Daily Intake (TDI), WHO Consultation, 25-29 maggio 1998, Ginevra). Nella revisione in corso si intende portare il valore a 1 pg TEF/kg/giorno come limite al di sotto del quale non si sono riscontrati effetti sullo sviluppo neurologico e del sistema endocrino, in altri termini ridurre i correnti livelli medi di esposizione che nei paesi industrializzati sono stimati tra i 2 e i 6 picog TEQ giornalieri per kg di peso corporeo.

Per comprendere, fino in fondo, l'estrema tossicità delle diossine, basti dire che considerando la dose massima giornaliera inizialmente ammessa dall'Organizzazione Mondiale della Sanità (10 picogr TEQ kg/giorno), la dose annua "tollerabile" per un individuo di 60 Kg di peso sarebbe di soli 219 nanogrammi (ng) e cioè circa 0,22 microgrammi (µg).

Un solo grammo di diossina rappresenterebbe pertanto la dose annua per 4.500.000 persone ! In questo contesto si può ben comprendere il significato che rivestono i milligrammi e i grammi di diossine e furani originati ed emessi nell'ambiente da un impianto di incenerimento per R.S.U. o per rifiuti speciali (R.S.) o per rifiuti tossico-nocivi (R.T.N.) e pericolosi.

Questi limiti sono stati sottoposti a osservazioni critiche, le principali evidenziano che la definizione stessa di un limite non equivale a un "rischio zero" riferito in particolare agli effetti cancerogeni di tali sostanze, ovvero, in altri termini, che non ci sono delle dosi senza effetto per sostanze che hanno la caratteristica di essere dei "distruttori endocrini" e/o di possedere un potere cancerogeno, mutageno e/o teratogeno.

Inoltre è stato evidenziato che questi limiti non possono essere considerati "protettivi" per la salute individuale e pubblica in quanto considerano l’effetto tossicologico di una sostanza alla volta, ma non valutano la realtà dell’esposizione umana e ambientale ad un insieme di sostanze con caratteristiche tossicologiche più o meno simili, comprensive degli effetti sinergici o cumulativi delle stesse. Un’ultima critica è stata avanzata in merito al fatto che non tengono conto della particolare reattività degli individui nella fase della crescita (neonati) che hanno forme di difesa dalle aggressioni esterne diverse e meno efficaci degli individui adulti.

L’EPA ha proposto delle soglie di esposizione individuale, sempre rimanendo alle diossine e per le diverse vie espositive (inalazione, ingestione, contatto dermico), pari a 0,01 pg TEF/kg/giorno (EPA 1994, Health assessment document for 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin (TCDD) and related compounds. Volume II of III, EPA 600/BP-92/001c), questo valore, secondo questa Agenzia, terrebbe conto anche degli effetti cancerogeni. Va ricordato però che tali soglie sviluppate dall’EPA a partire dalla fine degli anni ’60 per motivi amministrativi - appaiono anch’esse arbitrarie in quanto questo limite definirebbe una soglia di "accettabilità" al rischio cancerogeno. L’EPA individua tale soglia nella concentrazione di esposizione di una data sostanza equivalente ad un rischio aggiuntivo di patologie neoplastiche pari o inferiore a 1 caso ogni milione di abitanti (1 * 10 6), quale parametro di rischio accettabile per la popolazione generale esposta cronicamente per tutta la vita a quella sostanza cancerogena.

Infatti l’EPA individua altre "soglie" : un rischio tollerabile per la popolazione lavorativa tra 1 caso aggiuntivo ogni 100.000 esposti e 1 caso aggiuntivo ogni 10.000 esposti, range di rischio che viene contestualmente giudicato come socialmente inaccettabile, mentre una valutazione di esposizione da cui risulterebbe un rischio aggiuntivo superiore a 1 caso ogni 10.000 esposti viene indicato come socialmente inaccettabile.

Un esempio di applicazione di tale principio viene mostrato nella tabelle che segue e relativa alla proposta di un impianto di incenerimento ad Arcola (La Spezia).

Per quanto concerne le PCDD e i PCDF l’estensore dello "studio di compatibilità " dell’impianto ha dichiarato di aver estrapolato un limite di qualità dell’aria dalle indicazioni dell’EPA, pari a 0,039 picogr/mc, corrispondente ad un rischio di incremento di tumori inferiore a 1 su 1.000.000, cioè "accettabile".

Dal raffronto di tale soglia con quella stimabile dalla ricaduta dell’emissione del progetto di inceneritore, sulla base delle emissioni previste e delle caratteristiche meteo-climatiche della zona, l’estensore ritenne dimostrata l’assenza di rischio l’accettabilità del rischio nel caso di specie. L’estensore dello studio dovette però rivedere il proprio modello di ricaduta riverificando le valutazioni inerenti la ricaduta dei contaminanti, ma si dimenticò di farlo anche per i microinquinanti. Nella tabella sono mostrati per estrapolazione dei dati dell’estensore dello studio e applicando il medesimo modello i risultati di tale stima che evidenzia il superamento dei "limiti" ricavati dall’estensore dello studio per le PCDD/PCDF, e non solo.

Tabella 16. Raffronto tra le "concentrazioni massime ammissibili" di alcuni microinquinanti e le concentrazioni stimate in atmosfera all’altezza del suolo nello Studio e nelle Integrazioni CIR (La Spezia)

Fonti:

(*) pag 174 dello Studio di compatibilità CIR

(**)elaborazione dell’autore (per diossine e mercurio) sulla base delle tabelle riportate a pag. 12 e 13 delle Integrazioni allo studio di compatibilità CIR.

Si evidenzia che la "concentrazione massima ammissibile" in atmosfera, indicata nello studio relativo all’impianto di Arcola, equivale a quella indicata dalla Commissione Consultiva Tossicologica Nazionale dell'Istituto Superiore di Sanità nel 1988 (pari a 0,04 picogr/mc), concentrazione che viene considerata come "livello d'azione" finalizzato a mantenere l'esposizione umana al di sotto di 1 picogr/kg/giorno (nello Studio viene presentato un "fattore di pendenza" per la 2,3,7,8 TCDD pari a 15 picogr/kg/giorno).

Tabella 17. Limiti tecnici di riferimento previsti per la bonifica del terreno contaminato di Seveso e limiti massimi "fissati" per i diversi comparti ambientali per le PCDD e per i PCDF.

Note:

a) Limiti riferiti alla sola 2,3,7,8 Tetraclorodiossina, il più tossico tra le TCDD.

b) Limiti riferiti alla somma delle PCDD e delle PCDF espresse come TCDDequivalenti (TE).

c) Sono previsti anche limiti cumulativi per le PCDD e i PCDF pari a 1.000 nanogr/m2 per ambienti interni e macchine.

(*) Parere della Commissione Consultiva Tossicologica Nazionale sui limiti tecnici di riferimento da adottare per le PCDD e le PCDF, seduta del 12.11.1985.

(**) Parere della Commissione Consultiva Tossicologica Nazionale sui PCDD e le PCDF, seduta del 12.02.1988.

Va anche ricordato che per quanto concerne le PCDD e i PCDF è stata introdotta la cosiddetta scala TEF (tetraclorodibenzidiossine equivalenti) finalizzata a "pesare" la tossicità di un gruppo di isomeri di tali sostanze, ponendo pari a 1 la 2,3,7,8 TCDD (la cosiddetta diossina di Seveso), e gli altri isomeri pari a frazioni (da 0,5 a 0,0001 per PCDD e PCDF).

Questo sistema di valutazione delle concentrazioni delle numerose sostanze indicate come PCDD e PCDF è stato anch’esso sottoposto a critica, evidenziando che tale sistema sia una semplificazione della situazione reale e può non essere sufficientemente accurato nella descrizione degli effetti tossicologici.

Anche questo sistema applicato negli anni ’80 da diversi paesi e istituzioni ambientali e sanitarie - è stato sottoposto a numerose rivisitazioni che hanno, nel tempo, da un lato ridotto le differenze tra la 2,3,7,8 TCDD e gli altri isomeri e dall’altro ridotto il numero delle scale di riferimento (attualmente ridotte principalmente a 3 : quella dell’EPA, quella dell’OMS e quella dell’Unione Europea) per quali permangono ancora delle differenze. Ad esempio la 1,2,37,8 PentaCDD ha un fattore equivalente di tossicità pari a 0,5 nella scala Europea mentre in quella dell’OMS è pari a 1; le Octa CDD e le Octa CDF nella scala europea sono pari a 0,001 mentre in quella OMS sono pari a 0,0001. Ciò porta a valori diversi, per la stessa concentrazione di isomeri delle TCDD e delle PCDD, di TEF.

Inoltre, nel caso dell’Europa, non esistono ancora delle scale di TEF per i PCB (mentre sono stati proposti dall’OMS) per cui in Europa i PCB non vengono semplicemente considerati ( e sono stati addirittura eliminati tra i parametri per i quali vige l’obbligo di misurazione per le emissioni dagli inceneritori) mentre l’OMS li comprende (con fattori che variano da 0,1 a 0,00001 a seconda delle diverse sostanze classificate come PCB) e li "conta" nella proposizione di limiti di esposizione.

Come abbiamo già detto, la maggiore fonte espositiva per l’uomo per i POPs, e dunque anche per le PCDD e i PCDF, è rappresentata dalla catena alimentare, infatti, anche a parità - o a vicine - concentrazioni nelle diverse matrici ambientali di POPs, sono stati verificati significative differenze nella esposizione ovvero nei tessuti umani in funzione delle caratteristiche della dieta locale.

Rimanendo a PCDD, PCDF e PCB, avendo queste sostanze una spiccata caratteristica di lipofilità (sono insolubili nell’acqua ma si sciolgono nei grassi), si è riscontrata una maggiore esposizione nelle popolazioni nella cui dieta hanno un peso maggiore cibi con maggiore contenuto di grasso (latte, pesci, carni).

Non esistono dei limiti riconosciuti internazionalmente concernenti la presenza di tali sostanze negli alimenti, ma alcuni paesi hanno fissato dei limiti per determinati alimenti e/o per i suoli agricoli.

Tabella 18. Limiti fissati in alcuni paesi europei inerenti le concentrazioni massime nella sostanza grassa del latte di PCDD/PCDF

Oltre ai limiti sopra indicati, per rimanere all’Europa, la Germania ha fissato in 10 pg ITEQ/g di peso asciutto (equivalente a 1 pg ITEQ/g su peso tal quale) quale limite per alcuni vegetali; inoltre, nel caso dei suoli, un superamento del limite di 40 pg ITEQ/g di sostanza secca, implica la definizione di pratiche agricole e la coltivazione di piante con caratteristiche biologiche tali da ridurre l’accumulabilità nei vegetali.

In Italia come vedremo anche più avanti un suolo a destinazione residenziale con una concentrazione superiore a 10 pg ITEQ/g (10 nanogr/kg) di sostanza secca è da considerarsi come sito contaminato dal DM 471/99.

Rammento da ultimo i limiti fissati dall’Unione Europea dopo la contaminazione di alimenti animali in Belgio nel 1999 da PCBs e diossine pari a 0,2 pg ITEQ/g di sostanza grassa per le carni fresche di pollo e maiale ed i prodotti da loro derivati. Infine rammento il limite, sempre dell’Unione Europea, fissato a 0,5 pg ITEQ /g riferiti alla polpa di limone utilizzata come mangime per animali (bovini) che aveva provocato una emergenza sanitaria in alcuni paesi (in particolare la Germania) a causa della importazione di mangime contaminato dal Brasile.

A fronte di questi limiti diversificati, qual’è la situazione attuale nei paesi ove sono state condotte delle indagini ?

Tabella 19 Sommario degli studi relativi alla esposizione a PCDD/PCDF e PCBs che hanno evidenziato il superamento di limiti internazionali

In aggiunta a quanto riportato nella tabella 19 è da segnalare che, nel 1997, un’indagine del Ministero dell’Agricoltura francese (Direction générale de l’alimentation "Resultats du plan de surveillance de la contamination des produits laitiers per les dioxines", 28 mai 1997) ha evidenziato tassi allarmanti di diossina riscontrati nel latte prodotto in 34 dei 95 Dipartimenti del Paese. In tre Dipartimenti del Nord l’area a maggiore vocazione lattiera il tasso riscontrato è superiore a 3 picogrammi per grammo di grassi dei prodotti lattiero-caseari analizzati, rispetto ad un valore di riferimento che non dovrebbe superare 1 picogrammo, mentre a 5 picogrammi scatta la proibizione del consumo. La diossina dispersa nell’atmosfera appare dovuta all’attività degli inceneritori.

Lo studio in oggetto ha verificato che 40 prodotti analizzati (20 formaggi, 8 di burro, 12 di prodotti freschi) erano tutti contaminati da diossine. Il calcolo della razione giornaliera riferita in particolare a neonati ha evidenziato un superamento dei limiti individuali fissati dal Ministero della Sanità (ovvero 1 picogrammo di diossina per chilogrammo di peso corporeo al giorno): infatti un bambino di 10 anni del peso di 30 kg, stando a tale limite, non deve ingerire più di 30 picog/kg al giorno, mentre ipotizzando una razione giornaliera di 500 ml di latte, due porzioni di burro da 10 g, due yogurt da 150 ml e due porzioni di formaggio da 30 g si troverebbe a ingerire tra 156 e 92 pg di TCDDeq al giorno (corrispondenti ai prodotti a maggiore contaminazione e a quelli a contaminazione media). A tale esposizione, continua questo studio, va aggiunta quella derivante da altri alimenti a base di grassi animali in cui si è accertata la maggiore contaminazione da diossine; tale apporto supplementare è in grado di raddoppiare l’esposizione sempre per un bambino di 10 anni - quello derivante dai prodotti lattiero-caseari.

Le prefetture hanno vietato a sedici aziende agricole la vendita del latte prodotto e sono stati chiusi gli inceneritori di Halluin, Wasquehal e Sequedin (zona di Lille) assieme a quello di Maubeuge, nel nord del paese, dove si è accertato il superamento di 1.000 volte il vigente limite previsto dalle direttive dell’Unione Europea sulle diossine. Tant’è che la Francia sta riconsiderando la sua politica di smaltimento dei rifiuti urbani da decenni basata sull’incenerimento e sta sottoponendo gli impianti di incenerimento, fino a ieri vantati come sicuri e non inquinanti, a verifiche approfondite.

Analoghe verifiche sono in corso in Belgio per l’impianto di Anversa come per quelli di Weurt e Lathum in Olanda. In Olanda, è utile ricordarlo, nel 1989 l’inceneritore di Rotterdam fu spento e la produzione di latte del circondario fu distrutta per diversi anni per l’elevata presenza di diossine. In alcuni casi si sono verificate contaminazioni tra 11 e 14 nanog/l in TCDDeq a fronte di un limite massimo fissato in Olanda a 0,1 nanog/l; questo inquinante ha interessato anche in aziende di agricoltura biologica considerate erroneamente - al di fuori dell’area "a rischio".

Come già accennato la maggiore fonte espositiva (valutata in un range tra il 70 % e il 95 % a seconda delle condizioni socio-territoriali locali) ai microinquinanti clorurati è dovuta alla alimentazione per gli effetti di cumulabilità nella catena alimentare sopra ricordati. Per quanto concerne la presenza di questi tossici nell’aria le fonti sono concordi nell’evidenziare valori più elevati in prossimità di fonti di esposizione (inceneritori, impianti industriali correlati con l’emissioni di tali inquinanti, arterie di elevato traffico stradale) rispetto a zone considerate non disturbate e che subiscono "solo" gli effetti del trasporto su lunga distanza degli inquinanti atmosferici; i valori riscontrati in studi nei paesi industriali hanno dei range molto variabili, da 5 picogr/mc (caso di un inceneritore tedesco) a valori di mille volte inferiori.

L’indicazione della Commissione Consultiva Tossicologica Nazionale, come livello di azione, è pari ad una concentrazione di 0,04 picog/mc.

In Italia sono pochissimi gli studi in proposito, tra questi citiamo un recente studio svolto tra il 1995 e il 1996 in diverse zone della città di Milano è stata stimata una media di 0,0208 picog/mc nell’atmosfera di TCDDeq (come somma di PCB, PCDD e PCDF per il PCB è stato valutato un apporto pari al 10 %) con una distribuzione dei numerosi isomeri delle PCDD e dei PCDF "molto simile a quello delle emissioni dei forni di incenerimento dei rifiuti solidi urbani (nell’arco di 10 km dalle zone indagate sono attivi 3 impianti di questo genere ndr) e di processi metallurgici" (R. Fanelli, E. Davoli in AAVV "Il benzene e altri composti aromatici: monitoraggio e rischi per l’uomo", Fondazione Lombardia per l’Ambiente, 1998, pp.133÷151).

Studi precedenti sulla base di 18 analisi dell’aria urbana di Firenze e di 10 analisi dell’aria urbana di Roma hanno evidenziato concentrazioni di PCDD e PCDF : per Firenze, tra un minimo di 0,072 picog/mc in Teq e un massimo di 0,2 picog/mc in Teq, e per Roma, tra 0,048 e 0,277 picog/mc di Teq, con una concentrazione media per le due città stimata in 0,062 picog/mc.

(Berlincioni et al. 1995, 1993, 1992, Turrio-Baldassarri et al. 1994; riportati in "Compilation of EU Dioxin Exposure and Health Data - Task 2, Environmental levels", European Commission DG Environment, ottobre 1999, pag. 8, e "Annex Task 2", pag. 52).

Che tale questione sia tuttora all’ordine del giorno è confermato dal Seminario "Dioxins in the air", organizzato dall’Agenzie per l’ambiente del Belgio, con il patrocinio della Commissione UE, che si terrà a Bruges dal 19 al 20 novembre 2001.

Da ultimo va ricordato che nelle prossimità di un impianto di incenerimento o di altre grosse fonti di combustione (o anche aeroporti, nei coni di atterraggio e decollo) si possono verificare sia consistenti incrementi nelle concentrazioni in aria all’altezza del suolo di contaminanti "tradizionali" (ossidi di azoto, ossidi di zolfo in particolare) che di altri microinquinanti (idrocarburi policiclici aromatici) tali anche da incrementare il numero dei superamenti della soglia di attenzione previsti dalla normativa vigente (tale evenienza sarebbe preventivabile anche nel caso di alcuni metalli pesanti, se per questi esistessero dei limiti di qualità dell’aria). Si rimanda a quanto già detto, in via generale, alla problematica relativa alla cumulabilità degli impatti in un determinato territorio soggetto alla realizzazione di nuove opere con impatti elevati.