Progetto operativo di bonifica del sito FI021 (L.R. 25/98 art. 9 comma

Transcript

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Provincia di Firenze
Direzione Rifiuti e Bonifica dei Siti Inquinati
Convenzione
"Studio per il disinquinamento delle acque sotterranee del sito industrialedi Pianvallico (Comune di
Scarperia e San Piero a Sieve - Firenze)".
Progetto operativo di bonifica del sito FI021
(L.R. 25/98 art. 9 comma 2) caratterizzato da
contaminazione diffusa delle acque di falda da
composti organo alogenati
Centro di GeoTecnologie dell’Università degli Studi di Siena
Laboratorio di Idrogeologia Applicata ed Ambientale
Applied and Environmental Hydrogeology Laboratory
Responsabile della Convenzione
Prof. Luigi Carmignani
Responsabile del Progetto
Dott. Enrico Guastaldi
Dott. Andrea Carloni
Collaboratori
Dott. Tommaso Colonna
Dott. Fabio Nunzio Antonio Brogna
San Giovanni Valdarno (AR), 15 Luglio 2010
Protocollo 8622/2
Centro di GeoTecnologie dell'Università degli Studi di Siena
Indice
Elenco delle figure
5
Elenco delle tabelle
7
1 Introduzione
9
2 Sintesi delle caratteristiche idrogeologiche e della contaminazione del
2.1 Caratteristiche del sistema acquifero e dell’idrodinamica sotterranea . .
2.2 I limiti idrogeologici ed influenze sul sistema . . . . . . . . . . . . . .
2.3 Caratteristiche idrochimiche . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
2.3.1 Caratteristiche chimico-fisiche delle acque di falda . . . . . . .
2.3.2 Le sorgenti di contaminazione . . . . . . . . . . . . . . . . .
2.3.3 Percorsi di migrazione e bersagli della contaminazione . . . . .
2.4 Stima della massa di inquinante in falda . . . . . . . . . . . . . . . .
sito
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3 Analisi dei possibili metodi sperimentali utilizzabili
3.1 Trattamento di acqua di falda contaminata mediante ISCR . . . . . . . . . . . . . .
3.1.1 Principi di funzionamento . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.1.2 Prove in laboratorio di trattamento di acqua di falda contaminata da clorurati
mediante ISCR . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.1.3 Documentazione tecnico-scientifica di riferimento . . . . . . . . . . . . . . .
3.2 Trattamento di acque sotterranee contaminate mediante ASO3 . . . . . . . . . . . .
3.2.1 Principi di funzionamento . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.2.2 Prove in laboratorio di trattamento di acqua di falda contaminata da clorurati
mediante ASO3 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.2.3 Documentazione tecnico-scientifica di riferimento . . . . . . . . . . . . . . .
3.3 Limiti di applicabilità sito-specifici e criteri per la scelta del metodo di trattamento .
21
21
21
4 Definizione degli obiettivi di risanamento
61
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30
34
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55
5 Indagini geognostiche e rilevamento dati idrogeologici per il dimensionamento del
sistema di bonifica
63
5.1 Indagini geolettriche . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 63
5.2 Rilevamento dei parametri idrodinamici dell’acquifero . . . . . . . . . . . . . . . . . 69
6 Dimensionamento preliminare del sistema di bonifica
6.1 Test pilota: verifica in situ dell’efficienza del metodo sperimentale individuato
6.1.1 Generalità . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
6.1.2 Parametri progettuali . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
6.1.3 Monitoraggio . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
6.1.4 Configurazione del sistema . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
6.1.5 Tempi di esecuzione del test . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
6.1.6 Misura delle portate e delle pressioni di iniezione . . . . . . . . . . . .
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3
Indice
6.2
6.3
6.1.7 Considerazioni sito-specifiche e limitazioni . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Stima del quantitativo di ozono necessario alla degradazione dei composti organo
alogenati . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Schema di funzionamento dell’impianto e durata dell’intervento . . . . . . . . . . . .
6.3.1 Calcolo del flusso di gas che può essere assorbito dal terreno . . . . . . . . .
6.3.2 Schema di funzionamento dei punti di iniezione ASO3 e tempi di trattamento
6.3.3 Dimensionamento e schema di funzionamento dei punti Soil Vapour Extraction
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7 Descrizione dello sbarramento idraulico intergativo al sistema di bonifica
101
7.1 Studio per l’ottimizzazione idraulica e idrochimica della barriera . . . . . . . . . . . 102
8 Piano di monitoraggio e controllo del processo
107
8.1 Monitoraggio e controllo del sistema di bonifica . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 107
8.2 Monitoraggio e controllo dello sbarramento idraulico integrativo al sistema di bonifica 108
9 Gestione e trattamento dei rifiuti
111
10 Costi di realizzazione, funzionamento, manutenzione e monitoraggio
113
10.1 Costi del test pilota . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 113
10.2 Costi del sistema di bonifica . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 117
10.3 Costi del sistema di sbarramento idraulico . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 120
11 Conclusioni
123
Bibliografia
127
4
Elenco delle figure
2.1
2.2
Modello concettuale di trasporto e dispersione della massa di contaminazione in soluzione nella falda in funzione al tempo e alle caratteristiche geologiche sito specifiche.
Fenomeni di attenuazione della contaminazione nelle acque di falda . . . . . . . . . .
3.1
Dealogenizzazione di clorometani e cloroeteni tramite Fe zero valente (Dolfing
et alii, 2008) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.2 Schema concettuale del metodo di inizione di in falda di ferro nanoscopico (modificato
da Sethi, 2009) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.3 Schema apparato per test in laboratorio del metodo ISCR . . . . . . . . . . . . . . .
3.4 Caratterizzazione chimico fisica dei campioni sottoposti a test in laboratorio rilevate
in campagna (ottobre 2009) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.5 Concentrazioni di PCE rilevate nelle porte di campionamento . . . . . . . . . . . . .
3.6 Concentrazioni di 1,1,1 TCA rilevate nelle porte di campionamento . . . . . . . . . .
3.7 Profilo del pH lungo la colonna . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.8 Efficacia degli ossidanti su alcuni contaminanti (da ITRC, 2005) . . . . . . . . . . .
3.9 Percorso delle reazioni di Ozono in acqua (Clancy et alii, 1996) . . . . . . . . . .
3.10 Schema concettuale del metodo ASO3 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.12 Caratterizzazione chimico fisica dei campioni sottoposti a test in laboratorio rilevate
in campagna (ottobre 2009) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.11 Schema apparato per test in laboratorio del metodo ASO3 . . . . . . . . . . . . . .
5.1
5.2
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5.17
5.18
Dispositivo elettrodico per misure di resistività . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Schema dell’andamento della curva di scarica . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Scala grafica dei valori di resistività . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Scala grafica dei valori di caricabilità . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Correlazione tra sondaggi geognostici e misure di resistività . . . . . . . . . . . . . .
ubicazione dei profili di resistività e caricabilità più significativi, coordinate piane nel
sistema nazionale Gauss-Boaga Fuso W . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Sezioni di resistività relativi ai profili HH’ e II’ . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Fasi di acquisizione in campagna, profilo HH’ e II’ . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Correlazione tra i valori di caricabilità e i livelli di contaminazione in falda . . . . . .
Profilo di caricabilità DD’ . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Profilo di resistività DD’ . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Schema di uno Slug Test modificato da Civita (2005) . . . . . . . . . . . . . . . .
Ubicazione delle prove di permeabilità . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Istogramma di frequenza dei valori di conducibilità misurati negli Slug Test . . . . . .
Slug Test: A) Pz1; B) Pz2; C) Pz3; D) Pz4 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Slug Test: E) Pz4; F) Pz5; G) Pz6; H) Pz7 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Slug Test: I) Pz8; L) Pz9; M) Pz10; N) Pz11 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Slug Test: O) Pz12; P) Pz13; Q) Pz14; R) Pz15 . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
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6.1
Dettaglio delle caratteristiche costruttive di un pozzo di iniezione ASO3 . . . . . . .
78
5
Elenco delle figure
6.2
A) Deformazione iniziale della falda dopo l’inizio dell’insufflaggio di aria nella zona
satura; B) Secondo stadio della deformazione prima di raggiungere la stazionarietà
durante lo sparging (Suthersan, 1999) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
6.3 Pianta dello schema di funzionamento del Test Pilota . . . . . . . . . . . . . . . . .
6.4 Schema di funzionamento del Test Pilota . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
6.5 Istallazione dell’impianto del Test Pilota . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
6.6 Zone di influenza secondo varie condizioni operative (Suthersan, 1999) . . . . . .
6.7 Schema dello sbarramento idraulico integrativo al sistema di bonifica: in giallo l’area
sottoposta al trattamento di bonifica, in verde i piezometri, in blu i pozzi. L’area rossa
rappresenta la porzione satura dell’acquifero in cui si ha la maggiore concentrazione
di massa con 50 µg/` rilevati tra il pozzo 17 ed il PZ5 rilevata nel periodo di magra.
In grigio la dispersione della massa contaminante in falda con concentrazioni via via
inferiori sino alla isocono limite di 1 µg/` . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
6.8 Efficacia dello SVE in relazione alla tipologia di terreno . . . . . . . . . . . . . . . .
6.9 Schema di funzionamento di una batteria di 6 pozzi ASO3 e 3 pozzi SVE funzionanti
contemporaneamente . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
6.10 Schemi costruttivi: A) pozzo ASO3; B) pozzo di monitoraggio M1-M4 . . . . . . . .
7.1
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6
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84
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99
Schema bidimensionale per la definizione della zona di cattura e delle linee di flusso
(Beretta, 2004a). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 103
Schema dello sbarramento idraulico integrativo al sistema di bonifica: in giallo l’area
sottoposta al trattamento di bonifica, in verde i piezometri, in blu i pozzi, in rosso
i pozzi W1-W4 della barriera idraulica. L’area rossa rappresenta la porzione satura
dell’acquifero in cui si ha la maggiore concentrazione di massa con 50 µg/` rilevati tra
il pozzo 17 ed il PZ5 rilevata nel periodo di magra. In grigio la dispersione della massa
contaminante in falda con concentrazioni via via inferiori sino alla isocono limite di 1
µg/` . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 104
2.1
2.2
2.3
2.4
2.5
Stima della massa di PCE, 1,1,1 TCA, TCE prelevata dalla falda da pozzi e sorgenti .
Stima della massa in soluzione nella falda di PCE relativa al monitoraggio del settembre, dicembre 2008 e settembre 2009 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Stima della massa in soluzione nella falda di TCE relativa al monitoraggio del settembre, dicembre 2008 e settembre 2009 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Stima della massa in soluzione nella falda di 1,1,1 TCA relativa al monitoraggio del
1990 e 1994 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Stima della massa in soluzione nella falda di 1,1,1 TCA relativa al monitoraggio del
settembre, dicembre 2008 e settembre 2009 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.1
Caratterizzazione geochimica dei principali ioni e cationi dei campioni sottoposti a test
in laboratorio rilevate in campagna (ottobre 2009) . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.2 Concentrazione dei metalli pesanti (Co, Cr totale, Fe, Mn, Ni, Zn e Cu) presenti nel
campione (ottobre 2009) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.3 Potenziali di ossidazione dei principali composti ossidanti (Provincia.di.Milano,
2006). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.4 Proprietà dell’ozono . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.5 Tempi di dimezzamento tipici dell’Ozono riospetto alla Temperatura . . . . . . . . .
3.6 Caratterizzazione geochimica dei principali ioni e cationi dei campioni sottoposti a test
in laboratorio rilevate in campagna (ottobre 2009) . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.7 Concentrazione dei metalli pesanti (Co, Cr totale, Fe, Mn, Ni, Zn e Cu) presenti nel
campione (ottobre 2009) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.8 Risultati sul campione trattato con aria . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.9 Risultati sul campione trattato con aria trattata con ozono. . . . . . . . . . . . . . .
3.10 Scheda relativa alle condizioni ottimali, ai vantaggi e agli svantaggi nell’utilizzo dell’Ozono . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
5.1
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20
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44
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. . . . . . . . .
72
Modalità costruttive dei fori per le prove pilota . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Parametri esecutivi della prova pilota . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Bilancio di massa dalla prova sperimentale . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
volume interessato dall’acquifero . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Richiesta di O3 e costi energetici per terreni non contaminati (Masten & Davies,
1997) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
6.6 Bilancio di massa del consumo di ossidante . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
6.7 Parametri di progetto tipici per impianti air sparging (modificato (USACE, 2008)) .
6.8 Parametri esecutivi della prova pilota . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
6.9 Dimensionamento del sistema di bonifica . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
6.10 Efficacia della SVE in relazione alla profondità dell’acquifero . . . . . . . . . . . . . .
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88
89
6.1
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6.5
Valori di conducibilità idraulica per i metodi Bouwer & Rice - Black
18
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92
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95
96
10.1 Computo dei costi di messa in opera e di installazione del test pilota: consuntivo sondaggi114
7
10.2 Computo dei costi di messa in opera e di installazione del test pilota: consuntivo
installazione e totale costi . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
10.3 Costi di gestione e monitoraggio del test pilota . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
10.4 Totale dei costi di messa in opera e di installazione, gestione e monitoraggio del test
pilota . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
10.5 Computo dei costi di messa in opera del sistema di bonifica: consuntivo sondaggi . .
10.6 Computo dei costi di messa in opera e di installazione del sistema di bonifica: consuntivo sondaggi e totale . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
10.7 Costi di gestione e monitoraggio del sistema di bonifica . . . . . . . . . . . . . . . .
10.8 Totale dei costi di messa in opera e di installazione del sistema di bonifica, e dei costi
di gestione e monitoraggio del sistema di bonifica . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
10.9 Computo dei costi di messa in opera e di installazione del sistema di sbarramento
idraulico . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
10.10Costi di gestione e monitoraggio del sistema di sbarramento idraulico . . . . . . . . .
10.11Totale dei costi di messa in opera e di installazione del sistema di sbarramento idraulico,
e dei costi di gestione e monitoraggio del sistema di sbarramento idraulico . . . . . .
8
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122
1 Introduzione
Il progetto operativo per la bonifica delle acque di falda del sito FI021 di Pianvallico (Scarperia,
FI, Piano provinciale per la gestione dei Rifiuti, terzo stralcio relativo alla bonifica dei siti inquinati,
(Regione.Toscana, 1998)), rientra nella convenzione tra la Provincia di Firenze - Ufficio Bonifiche
- Direzione Ambiente e Gestione Rifiuti e l’Università degli Studi di Siena - Centro di GeoTecnologie,
(CGT & Provincia.di.Firenze, 2009). Il lavoro articolato per fasi successive, rappresenta la
conclusione di un’attività di studio e caratterizzazione dell’area che, a causa della complessità del
fenomeno di dispersione della contaminazione nel sito in questione, ha richiesto un’accurata attività
di monitoraggio e l’esecuzione di indagini ambientali, che hanno impegnato il gruppo di lavoro a
partire dal luglio 2008 sino al novembre 2009.
Partendo dai risultati delle analisi pregresse e a seguito di un piano di monitoraggio e di indagini
integrative volte a definire nel dettaglio lo stato quali-quantitativo delle acque sotterranee è stato possibile precisare l’assetto idrostratigrafico del sito e definire il modello concettuale circoscrivendo l’area
sorgente di sversamento in falda dei composti organoalogenati, i percorsi di migrazione ed i potenziali
bersagli della contaminazione. Le attività di caratterizzazione hanno previsto un rilevamento freatimetrico bimestrale, il rilevamento geologico di dettaglio, ed un’estesa campagna di monitoraggio degli
analiti inquinanti e delle qualità chimico-fisiche delle acque di falda. Sono state svolte inoltre una serie
di indagini integrative mediante sondaggi geognostici e l’installazione di piezometri, congiuntamente
a tomografie elettriche di resistività e di caricabilità dei terreni.
I dati acquisiti hanno permesso elaborazioni geostatistiche e analisi numeriche del sistema di circolazione idrica sotterranea per la ricostruzione dello stato di contaminazione e la sua evoluzione
nel tempo. Tutte le procedure e le metodologie seguite nel corso dello studio sono state discusse
e approvate in sede di conferenza di servizi insieme alle autorità locali competenti, e seguendo le
indicazioni e le prescrizioni come dal Dlgs 152/2006, (M.A.T.T., 2006) e successive integrazioni di
legge per la bonifica dei siti contaminati. A seguito dell’approvazione della caratterizzazione in fase di
conferenza di servizi (C.G.T., 2010b), tenendo conto dell’estensione della contaminazione, e venendo
a mancare le condizioni di omogeneità ed isotropia del mezzo acquifero, si è deciso di procedere alla
stesura del piano operativo di bonifica, oltrepassando la fase di analisi di rischio come previsto dalla
procedura amministrativa dal Dlgs 152/2006 (M.A.T.T., 2006). Nell’elaborato, definiti gli obiettivi
di bonifica, verrà specificato il funzionamento della tecnologia di intervento e le scelte progettuali.
Durante la fase di progettazione si è tenuto conto delle caratteristiche geometriche del pennacchio
di contaminazione e della posizione originale della sorgente primaria, oltre che delle caratteristiche
urbanistiche sito specifiche, e alla sostenibilità ambientale ed economica dell’intervento.
9
2 Sintesi delle caratteristiche idrogeologiche
e della contaminazione del sito
2.1 Caratteristiche del sistema acquifero e dell’idrodinamica
sotterranea
Il sistema idrogeologico può essere suddiviso in due unità idrostratigrafiche acquifere, una superficiale
continua ed una profonda confinata con estensione limitata; una terza unità acquiclude rappresenta
la base del livello acquifero superiore ed il confinante dei depositi acquiferi più profondi.
L’unità acquifera del terrazzo alluvionale è costituita da depositi ghiaioso sabbiosi, con una permeabilità media compresa tra 1 × 10−4 e 1 × 10−5 m/s, e spessore variabile fino ad un massimo
di 12 m. I depositi argillosi lacustri a bassa permeabilità, inferiore a 1 × 10−7 m/s, delimitano alla
base l’acquifero del pianalto. Ad una profondità dal piano campagna (p.c.) compresa tra i 20 e 25
m, sono presenti dei livelli acquiferi confinati costituiti da orizzonti sabbioso argillosi di permeabilità
medio bassa, circa pari a 1 × 10−7 m/s, con spessore di pochi metri (5 - 8 m), in rapporto di eteropia
con le argille lacustri.
Dalla ricostruzione del modello geologico tridimensionale del sottosuolo, si può riconoscere uno
spessore del corpo acquifero in corrispondenza dell’area centro orientale massimo di circa 10 - 12 m,
mentre lungo il limite orientale ed occidentale gli spessori si attestano sui 3 - 4 m. Il depocentro
dell’acquifero si estende in direzione nord-sud parallelamente alla strada statale SS503, ed è riconducibile al riempimento di un paleoalveo. Lungo tale andamento è individuabile anche il principale asse
di drenaggio delle acque sotterranee, ed è inoltre da rilevare un’alta densità di pozzi nella zona sopra
indicata.
Dall’analisi delle caratteristiche stratigrafiche relative ai dati acquisiti dai piani strutturali, quelle
rilevate dal sondaggio geognostico eseguito, dall’interpretazione delle prove penetrometriche e di quelle
di resistività elettrica, è stato possibile suddividere l’unità acquifera del terrazzo alluvionale in due subunità a differente permeabilità: una parte superiore che va dal p.c. sino ai 5 m caratterizzata da livelli
sabbioso limosi a più bassa permeabilità, ed un secondo livello inferiore, che va dai 5 m di profondità
sino alla base dell’acquifero circa a 10 m in cui sono presenti ghiaie con sabbie e una minima frazione
limosa. Nella idrofacies superiore sono presenti delle lenti limose e altre caratterizzate da ghiaie
sabbiose di spessore non superiore ad 1,5 m e con continuità laterale di qualche decina di metri. Nella
idrofacies inferiore dell’acquifero sono presenti depositi lentiformi all’interno di corpi ghiaiosi sabbiosi,
di diverso spessore non superiore ad 1,5 m costituiti da sabbie più o meno limose o limi a permeabilità
limitata.
Tale eterogenità litostratigrafica è riconducibile alle caratteristiche deposizionali tipiche di sistemi
di conoide. L’acquifero alluvionale del terrazzo di Pianvallico risulta quindi estremamente eterogeneo,
formato da litotipi con caratteristiche differenti di permeabilità verticali ed una significativa eteropia
laterale di tali depositi. La variabilità spaziale sul piano orizzontale delle facies limose sabbiose a quelle
ghiaiose sabbiose sono evidenti dall’interpretazione delle prove penetrometriche, dove a distanza di
poche decine di metri si può notare una variazione stratigrafica significativa.
La falda freatica è piuttosto superficiale con soggiacenza minima di 3 - 4 m nel fronte occidentale
del terrazzo, e massima tra gli 8 - 10 m nella parte centro-orientale, l’oscillazione del livello statico
della falda tra il periodo di magra e quello di morbida è di circa 1,5 - 2,5 m. La direzione principale del
11
2 Sintesi delle caratteristiche idrogeologiche e della contaminazione del sito
flusso è da NW verso SE, tale direzione riflette la giacitura del tetto del substrato lacustre. La falda
del terrazzo alluvionale presenta punti di emergenza lungo il margine orientale del terrazzo, almeno tre
sorgenti di contatto, mentre nel margine meridionale sono presenti due recapiti principali in prossimità
di Villa Corsini.
Le fluttuazioni stagionali della superficie piezometrica determinano una variazione sia del gradiente
idraulico, quindi della velocità di filtrazione, sia della principale direzione di deflusso che nel periodo di
morbida è NW-SE, mentre in quello di magra N-NW S-SE. Le principali sorgenti del fronte orientale
nel periodo di magra non vengono alimentate mentre quelle del settore meridionale drenano acqua
per tutto l’anno.
2.2 I limiti idrogeologici ed influenze sul sistema
Le principali modalità di alimentazione della falda di Pianvallico sono costituite dall’infiltrazione efficace relativa alle precipitazioni meteoriche e dall’esistenza di un’area di ricarica a nord dell’area
industriale. L’acqua proveniente da falde a monte del sito costituisce la principale ricarica dell’acquifero, il campo di moto delle acque sotterranee risente fortemente delle condizioni stagionali di
piovosità, che determinano un aumento degli apporti da monte, da luglio a dicembre infatti l’acquifero vede triplicare i volumi d’acqua stoccati. Le principali uscite dal sistema acquifero sono dovute
al recapito delle acque sotterranee presso i punti sorgivi sia puntuali, come nella parte meridionale
del terrazzo, sia lineari nella porzione orientale. Inoltre, la falda è sottoposta a prelievi antropici per
uso sanitario ed industriale, localizzati principalmente nel settore centro-nord del terrazzo, anche se
l’entità degli emungimenti risulta molto inferiore a quelli relativi alle denunce relative al quinquennio
1990 - 1995, anche a causa della presenza della rete acquedottistica.
Il calcolo del bilancio idrogeologico ha permesso di valutare i fenomeni di attenuazione delle concentrazioni in falda, all’aumento dei volumi d’acqua dal Settembre 2008 al Dicembre 2008, a causa di
afflussi pari a circa 380000 m3 . A partire dal Dicembre 2008 sino al Giugno 2009 i deflussi superano
gli afflussi di circa 50000-60000 m3 , mentre le principali uscite dal sistema sono calcolate nel periodo
estivo dal Giugno al Settembre 2009 con un bilancio negativo pari a 150000 m3 . Nonostante i deflussi
diminuiscano a partire da Marzo 2009 sino a Settembre 2009, è il crollo degli afflussi che, passando da
300000 m3 nel periodo invernale a circa 4 volte inferiori con 80000 m3 in estate, determina il netto
passivo del bilancio idrogeologico in estate. Dal volume dell’acquifero saturo è stato poi calcolato
il volume di acqua della falda assumendo un coefficiente di immagazzinamento pari a 0,15. Sia dal
bilancio calcolato sia da quanto ricostruito a partire dalle superficie piezometriche è possibile osservare
come il volume di acqua di falda dal periodo estivo (settembre 2008) a quello invernale (dicembre
2008) sia più che duplicato passando da 202392 m3 a 500573 m3 , per un aumento complessivo di
298181 m3 .
2.3 Caratteristiche idrochimiche
2.3.1 Caratteristiche chimico-fisiche delle acque di falda
Le acque di falda sono ben ossigenate e il sistema acquifero è moderatamente ossidante, a partire
dalla stagione estiva sino a quella primaverile, in cui diventa più spiccatamente ossidante con un
aumento progressivo del redox, correlato ad un aumento di pH e ad una diminuzione sensibile nel
tenore di ossigeno disciolto, che potrebbero essere imputabili alla presenza di reazioni legate al ciclo
vegetale stagionale. Le variazioni stagionali dei parametri quali Ossigeno, Temperatura, Conduttanza
Specifica, Potenziale Redox, Salinità e pH potrebbero essere riconducibili all’attività biologica micro
batterica delle comunità autoctone del sistema acquifero, sia della fase liquida che solida e non tanto
ad attività di degradazione di composti organici alogenati presenti nelle acque di falda.
12
2.3 Caratteristiche idrochimiche
2−
Sono stati analizzati i principali anioni delle acque quali Cl− , CO2−
3 , SO4 , ed i principali cationi
quali Ca, Mg, K, Na. In funzione delle concentrazioni si può riconoscere una facies prevalentemente
bicarbonato-calcica o bicarbonato alcalina, il catione dominate è il Ca per tutti i campioni, solo le
acque del pozzo 15 hanno una maggiore concentrazione di Na, mentre l’anione rappresentativo è il
bicarbonato, con una maggiore concentrazione di solfati nel campione 22B. In generale non è possibile
distinguere diverse facies idrochimiche tra i campioni profondi e quelli superficiali. Il totale dei solidi
disciolti è molto simile in tutti i campioni, mediamente di 400 mg/`, ad eccezione del punto 15 che ha
valori minimi medi di circa 300 mg/` e quelli del pozzo 22 con valori massimi di 550 mg/`.
2.3.2 Le sorgenti di contaminazione
I composti organo alogenati presenti in falda possiedono una densità nettamente maggiore a quella
dell’acqua ed una viscosità inferiore, tendono a muoversi principalmente lungo la verticale, limitatamente alle eterogeneità di permeabilità dell’acquifero, fino al raggiungimento della base impermeabile
dell’acquifero creando una zona di ristagno della fase separata. La resistenza al moto offerta dall’eterogeneità del mezzo geologico a diversa conducibilità idraulica, e la morfologia della base dell’acquifero
fa sì che la perimetrazione e l’estensione della fase libera dei solventi clorurati risulti molto complessa.
I composti organo alogenati in falda danno luogo ad una lenta ma significativa dissoluzione, e la
sorgente primaria depositata al fondo può generare continuamente un pennacchio di soluto, le cui concentrazioni ed estensioni sono funzione della solubilità, della superficie di interfaccia DNAPL/acqua
e della velocità del flusso di falda. Da quanto riportato nella relazione per la caratterizzazione preliminare del sito (Comune.di.Scarperia, 1996) uno dei punti di sversamento, antecedente al 1990,
sarebbe da collocare nell’area afferente alla fabbrica Ex-Elettrotecnica Valdisieve , dove già nel 1993
si è proceduto alla bonifica dei suoli. Tale punto diede luogo ad una pesante contaminazione delle
acque di falda, monitorata per il quadriennio 1990-1994, da Tricloroetilene, e subordinatamente da
1,1,1 TCA (U.S.L.13, 1992).
Successivamente la massa di contaminazione entrata in soluzione è stata poi trasportata in direzione
NNW-SSE, secondo la direzione principale di deflusso delle acque di falda, verso le principali sorgenti
poste sul limite orientale del terrazzo che avrebbero alimentato la falda di subalveo del torrente
Levisone come confermato dalla presenza di contaminazione registrata nel pozzo 41 nel 1993.
Inoltre l’azione di prelievo esercitata dai pozzi industriali posti in prossimità dell’area sorgente
avrebbe limitato lo sviluppo del plume in direzione N-S, la migrazione e la dispersione degli inquinanti
veniva quindi condizionata dai forti emungimenti in corso ad opera dei pozzi 20, 21, 22, 23, 25,
rimanendo circoscritta nella parte settentrionale dell’acquifero.
Allo stato attuale in tale area sono state rilevate nel corso del monitoraggio 2008-2009 concentrazioni molto basse, pari a pochi µg/` sia di TCE che di TCA, a fronte di concentrazioni oltre i 1000
µg/` misurate nel periodo 1990-1994. Le ragioni di questa notevole diminuzione delle concentrazioni
di inquinante vanno ricercate non tanto in processi di naturale degradazione, di cui non si hanno
evidenze con la presenza di metaboliti (cis e trans Tricoloretilene, Cloruro di Vinile) sfavoriti anche
dalle condizioni ambientali del sistema (ambiente ossidante), ma piuttosto nelle consistenti perdite di
massa a causa di emungimenti e del recapito verso le sorgenti lungo il margine orientale del terrazzo,
soprattutto nel periodo di morbida.
A seguito del monitoraggio da noi eseguito nel periodo 2008-2009, e dopo i risultati delle indagini
integrative condotte dal giugno al novembre 2009, si è messo in evidenza oltre alle già sopra citata area
di sversamento e sorgente primaria di contaminazione della falda, anche un’altra zona dell’acquifero
con una distribuzione di contaminazione riconducibile ad una ulteriore sorgente di contaminazione.
Questo perché l’eventualità che la fase libera della contaminazione possa essersi mobilitata per gravità
sul fondo dell’acquifero seguendo la direzione di massima inclinazione del paleoalveo, a sud della zona
di sversamento nella Ex-Valdisieve, è stata esclusa, come confermato dall’assenza di contaminate nei
piezometri istallati nell’area compresa tra le due sorgenti.
13
La seconda sorgente sarebbe ubicata nell’area compresa tra il pozzo 17 ed il piezometro Pz5, in cui
la massa di contaminazione, nei primi anni novanta, era costituita principalmente da 1,1,1 TCA ed in
parte minore da TCE, ed il plume della contaminazione aveva uno sviluppo principale che seguiva la
direzione di deflusso della falda N-S.
Attualmente in tale settore è stata monitorata la presenza di concentrazioni comprese tra 500 e
50 µg/` di PCE e con minime concentrazioni di pochi µg/` di TCA e TCE. Ciò è spiegabile solo
ammettendo che lo sversamento di PCE in falda sia avvenuto dopo l’ultimo monitoraggio eseguito
nel 1994, non essendo stato rilevato in precedenza. Non è quindi possibile escludere che ancora
oggi potrebbe costituire una fonte di rilascio di contaminazione in soluzione, per via della presenza
di sacche di accumulo della fase libera. Il pennacchio della contaminazione ha seguito la principale
direzione di flusso NNW-SSE delle acque di falda, canalizzandosi nell’asse del paleoalveo, dato che
queste condizioni geologiche e l’elevata eterogeneità litologica hanno impedito alla contaminazione di
seguire le classiche modalità di trasporto avvettivo-dispersivo.
Attualmente il plume di PCE interessa la zona compresa tra il Pz5 ed il pozzo Pz8 ed il pozzo
4 percorrendo una distanza stimata dalla zona ipotetica di sversamento pari a 750 m in un tempo
compreso tra i 3, 5 ed i 7 anni. Nel corso degli ultimi anni inoltre la dismissione di molti pozzi utilizzati
nei processi produttivi ha limitato sia la dispersione del plume che il prelievo della massa.
2.3.3 Percorsi di migrazione e bersagli della contaminazione
Le caratteristiche specifiche dell’acquifero, anche in relazione alla eterogeneità dei depositi che lo
caratterizzano, condizionano fortemente le dinamiche di trasporto e dispersione degli inquinanti, la
massa dei solventi clorurati in falda risulta ben circoscritta e seguendo l’asse di massima depressione
dell’acquifero, in cui si concentra il deflusso in particolare nel periodo di magra.
Per quanto riguarda la contaminazione storica a TCE e TCA originatasi da tale sorgente, nel
corso degli anni il pennacchio della contaminazione ha raggiunto l’estremo meridionale del terrazzo,
mentre è plausibile affermare che la fase libera è stata completamente solubilizzata date le basse
concentrazioni nella originaria area di sversamento. Infatti la massa di contaminante attualmente
in soluzione interessa principalmente il settore compreso tra il Pz8, il pozzo 4, e a sud sino alle
emergenze sorgive 63 e 57, in cui il paleoalveo presenta una geometria molto più ampia favorendo
l’accumulo di acqua di falda e una maggiore dispersione del contaminate. L’assenza di un ulteriore
sorgente primaria è stata confermata a seguito delle indagini integrative che hanno dimostrato come
il settore compreso tra il pozzo 4 ed il Pz8 costituisca la porzione più settentrionale del grosso della
distribuzione della massa di TCA. La diminuzione delle concentrazioni di TCA in questo settore sono
da imputare principalmente al recapito presso le sorgenti ed in parte agli emungimenti dei pozzi ad
uso irriguo data l’assenza di industrie.
La massa di contaminazione seguendo la direzione di deflusso delle acque di falda NW-SE, nel
corso degli ultimi 20 anni si è dispersa ed il centro di massa trasferito nella parte centro meridionale
dell’acquifero (Figura 2.1) sino a raggiungere le sorgenti poste nella parte meridionale. Tale situazione
è stata riscontrata sia dal monitoraggio 2008-2009 sia dai dati relativi alle analisi ARPAT del 2006,
(A.R.P.A.T., 2006).
Per poter ricostruire l’estensione longitudinale e trasversale in due dimensioni del pennacchio di
contaminazione si è utilizzato un approccio geostatistico che ha permesso di ottenere una rappresentazione in grado di descrivere il fenomeno del trasporto dei contaminati in falda secondo il modello
concettuale a cui si è pervenuti. Utilizzando un algoritmo deterministico si è proceduto alla interpolazione dei valori di concentrazione utilizzando una funzione radiale di base matematica, tale algoritmo
ha permesso di adattare una funzione matematica ad uno specificato numero di punti più vicini, mentre passa attraverso i punti di campionamento. Metodologicamente sono state fatte delle assunzioni,
in primis, assumendo l’esistenza di due sorgenti di contaminazione primarie, si è proceduto alla sepa-
14
2.4 Stima della massa di inquinante in falda
Figura 2.1: Modello concettuale di trasporto e dispersione della massa di contaminazione in soluzione nella
falda in funzione al tempo e alle caratteristiche geologiche sito specifiche.
razione della distribuzione in due sottoinsiemi separati, poiché non rappresentano lo stesso fenomeno
di contaminazione.
Poi, per limitare il problema di ricostruzione ai limiti dell’area di analisi, sono stati aggiunti dei
punti di controllo che tenessero conto sia delle geometrie della base dell’acquifero, in particolare della
direzione dell’asse di paleoalveo, dove si accumulano i maggiori volumi di acque di falda, sia della
direzione di flusso sia degli effetti di dispersione idrodinamica del plume di contaminazione a partire
dalla posizione nota della sorgente primaria. Con questo numero maggiore di dati a disposizione per
l’interpolazione è stato possibile limitare l’influenza dei punti lontani in ogni cella.
I principali bersagli della contaminazione sono rappresentati dai punti d’acqua ad uso principalmente sanitario posti immediatamente a sud della proprietà IPT, in particolare le cui acque vengono
impiegate per usi irrigui e domestici. Ulteriori bersagli sono costituiti dalle sorgenti presenti nella parte
meridionale e nel fronte orientale del terrazzo anch’esse utilizzati per scopi irrigui e civili.
Lo stato di contaminazione risente fortemente delle condizioni stagionali dove si assiste ad un effetto di
diluizione della contaminazione. L’aumento di volume delle acque di falda durante il periodo autunnale
e invernale determinano una diminuzione di concentrazione per diluizione con un andamento non
lineare nel tempo. A tale fenomeno va aggiunto il drenaggio delle acque verso il limite orientale del
terrazzo e quindi un parziale ricambio delle acque di falda con perdita di massa di contaminazione.
Tale condizione risulta limitata nella parte centro meridionale dell’acquifero, poiché il plume della
contaminazione tende a rimanere confinato nella parte più depressa dell’acquifero lungo l’asse del
paleoalveo.
La stima, in via preliminare, della massa di contaminate presente in falda, per quantificare i termini
generali del bilancio di massa, costituiranno la base di partenza per le eventuali analisi matematiche
15
o numeriche del fenomeno necessarie alla progettazione di interventi di bonifica. Come già introdotto
il principale termine di bilancio in uscita è costituito dai prelievi dei pozzi e dalle emergenze sorgive.
Tale termine è stimabile note le portate dei pozzi, misurate quelle delle sorgenti e le concentrazioni
dei composti in soluzione nelle diverse campagne di monitoraggio. La massa di PCE fuoriuscita in
un anno dalla falda è pari a circa 88 g, mentre quella di TCA è 162 g e quella di TCE è 4 g.
Per quanto riguarda gli altri termini di bilancio, schematizzati in Figura 2.2, quali la volatilizzazione
e l’adsorbimento, non sono stati misurati direttamente i coefficienti che descrivono le dinamiche
dei fenomeni in questione, quindi non è possibile stimare la loro incidenza nel processo di naturale
attenuazione della massa di contaminazione.
Figura 2.2: Fenomeni di attenuazione della contaminazione nelle acque di falda
I fenomeni di biodegradazione possono essere trascurati data le condizioni ambientali sfavorevoli
a l’instaurarsi di tali reazioni, confermato anche dalle analisi chimiche con l’assenza di metaboliti di
degradazione; mentre le reazioni chimiche di decadimento non sono stimabili. Altro fenomeno di attenuazione della contaminazione è rappresentato dalla dispersione legata al trasporto del contaminante
in falda e alla diluizione dovuta ai processi di ricarica dell’acquifero. Il termine di ingresso di bilancio
è rappresentato dalla dissoluzione della massa di fase libera presente in falda. Per quanto riguarda
la sorgente primaria di TCA e TCE è possibile assumere che vi siano solamente dei residui dato che
la contaminazione fa riferimento ad almeno 20 anni, mentre quella che caratterizza la parte centrale
dell’acquifero a PCE potrebbe essere ancora attiva essendo una contaminazione molto più recente ed
in possesso di una solubilità in acqua di almeno 4 volte inferiore a quelle del TCE e TCA. La stima
delle masse degli inquinanti in falda è stata effettuata a partire dal calcolo della distribuzione spaziale
dei contaminanti in falda tramite tecniche di interpolazione.
Tali distribuzioni spaziali sono state riclassificate in termini di aree ad isoconcentrazioni medie ISO,
delimitate da curve di isoconcentrazione con range di variabilità differenti da analita ad analita. A
partire dal confronto spaziale tra le aree ad isoconcentrazione media e la superficie piezometrica sono
state individuate le zone deputate al calcolo della massa. In particolare, una volta delimitata ogni
16
singola porzione della superficie piezometrica e della porzione di base dell’acquifero sottesa sulla base
delle curve di isoconcentrazione, è stato calcolato il volume del mezzo saturo (attraverso le funzioni
di analisi spaziale delle superfici raster), dal quale assumendo una porosità effettiva pari a 0.15, è
stato desunto il volume di acqua. A questo punto conoscendo la concentrazione dell’inquinante in
ognuno di questi volumi di isoconcentrazione ne è stata calcolata la massa. I risultati di tali calcoli
sono riportati nelle tabelle 2.1, 2.2, 2.3, 2.4, 2.5.
Per quanto riguarda il TCA è stata stimata una massa totale di circa 10 kg, ripartita per le due aree
derivanti dalle diverse sorgenti di contaminazione. Allo stato attuale nel settembre 2008 sono stati
stimati circa 1,6 kg e nel dicembre dello stesso anno 0,5 kg sino ai 0,4 kg del settembre 2009. Per
il TCE la massa stimata è di appena 20 g nel settembre 2008 e scende a 5-6 g nell’anno successivo.
In conclusione il per il PCE si è stimata una massa al settembre 2008 di 2,2 kg che scende a 0,4 kg
nel dicembre successivo sino ai circa 0,3 kg dell’ultimo monitoraggio settembre 2009.
Le variazioni di concentrazione, a partire dalla prima campagna di monitoraggio nel settembre
2008, a quella successiva del dicembre 2008 non trovano riscontro nella stima del bilancio di massa
dell’inquinante in soluzione. La massa di PCE totale è stimata intorno ai 2 kg nel settembre 2008,
per passare ad appena 400 kg nel dicembre dello stesso anno, per poi diminuire di un quantità non
superiore a 100 kg sino al settembre 2009. Tale variazione di massa non trova riscontro nei termini di
uscita, quali gli emungimenti di pozzi e le perdite verso le sorgenti nel settore meridionale. Ciò potrebbe
far presupporre l’esistenza di fenomeni di naturale attenuazione che determinano il trasferimento della
massa dalla fase solubile a quella solida per adsorbimento, o a favore di quella gassosa, non essendo in
corso evidenti condizioni di biodegradazione. In ogni modo, a seguito dell’esperienza maturata in tale
lavoro, e a fronte di quanto in esame dalla comunità scientifica, risulta indispensabile poter eseguire
una accurata analisi della qualità dei dati analitici, per minimizzare e stimare l’errore sia in fase di
campionamento, sia in quella strettamente collegata alle procedure di analisi.
17
Tabella 2.1: Stima della massa di PCE, 1,1,1 TCA, TCE prelevata dalla falda da pozzi e sorgenti
18
Massa PCE Settembre 2008
V m3
ISO 450
A m2
Massa PCE Dicembre 2008
Massa (g)
%
Massa (g)
%
7500
118.0
30.15
ISO 15
µg/l
9976
18400
199.0
50.85
µg/l
7500
495.0
22.58
ISO 25
ISO 250
µg/l
4639
15100
927.0
42.29
ISO 150
µg/l
ISO 1
µg/l
ISO 0.7
µg/l
3373
1100
µg/l
A m2
µg/l
µg/l
ISO 10
V m3
3516
11900
527.0
24.04
ISO 10
6521
9250
65.2
16.66
23711
73500
237.0
10.81
ISO 5
µg/l
7199
13500
5.0
1.28
4025
14500
4.0
0.18
ISO 1
µg/l
41349
73500
4.1
1.06
3086
16000
2.0
0.09
Massa (g)
2192.02
Massa (g)
391.34
Massa PCE Settembre 2009
V m3
A m2
Massa (g)
%
7500
118.0
30.15
5700
7500
118.0
30.15
3629
18400
199.0
50.85
17182
9250
65.2
16.66
ISO 1µg/l
4021
13500
5.0
1.28
ISO 0.7
3413
73500
4.1
1.06
ISO 50
µg/l
1802
ISO 25
µg/l
ISO 15
µg/l
ISO 2.5
µg/l
µg/l
Massa (g)
336.38
Tabella 2.2: Stima della massa in soluzione nella falda di PCE relativa al monitoraggio del settembre, dicembre
2008 e settembre 2009
Massa TCE Settembre 2008
3
ISO 2.5
µg/l
2
V m
A m
1230
Massa TCE Dicembre 2008
V m3
Massa (g)
%
7500
3.1
15.21
ISO 0.5
µg/l
µg/l
ISO 1
µg/l
7639
15100
7.6
37.79
ISO 2.5
ISO 5
µg/l
9516
11900
4.8
23.54
ISO 4
23711
73500
4.7
23.46
ISO 25
µg/l
Massa (g)
20.21
µg/l
A m2
Massa (g)
%
7500
3.1
15.41
1639
15100
0.5
2.43
10986
11900
2.2
10.87
6230
Massa (g)
5.80
Massa TCE Settembre 2009
V m3
A m2
Massa (g)
%
µg/l
22409
7500
4.5
22.16
ISO 2
µg/l
1639
15100
0.2
0.81
ISO 5
µg/l
1098651
11900
2.2
10.87
ISO 2
Massa (g)
6.84
Tabella 2.3: Stima della massa in soluzione nella falda di TCE relativa al monitoraggio del settembre, dicembre
2008 e settembre 2009
19
Massa 1,1,1 TCA 1990-1994
V m3
ISO 2000
µg/l
A m2
Massa 1,1,1 TCA 1990-1994
Massa (g)
%
V m3
A m2
Massa (g)
%
1100
7500
2200.0
33.64
ISO 500
µg/l
700
3500
350.0
12.91
1639
5100
409.8
15.11
ISO 500
µg/l
4639
15100
2319.5
35.47
ISO 250
µg/l
ISO 200
µg/l
ISO 100
µg/l
3516
11900
703.2
10.75
3516
11900
35.2
1.30
ISO 50
µg/l
23711
73500
1185.6
18.13
ISO 50
µg/l
23711
73500
1185.6
43.72
ISO 25
µg/l
4025
14500
100.6
1.54
ISO 25
µg/l
24025
84500
600.6
22.15
ISO 10
µg/l
3086
16000
30.9
0.47
ISO 10
µg/l
13086
16000
130.9
4.83
10964
37200
11.0
0.17
ISO 1
10964
37200
11.0
0.40
ISO 1
µg/l
Massa (g)
6539.74
.
µg/l
Massa (g)
2711.95
Tabella 2.4: Stima della massa in soluzione nella falda di 1,1,1 TCA relativa al monitoraggio del 1990 e 1994
Massa 1,1,1 TCA Settembre 2008
V m3
ISO 1
µg/l
ISO 10
ISO 5
ISO 25
ISO
µg/l
µg/l
µg/l
25µg/l
ISO 50
µg/l
ISO 100
ISO 10
ISO 2
µg/l
µg/l
µg/l
A m2
Massa 1,1,1 TCA Dicembre 2008
Massa (g)
%
3779
19100
3.8
0.24
ISO 1
8336
7200
83.4
5.20
ISO 2.5
2032
7250
10.1
0.63
ISO 4
8300
25600
209.1
13.05
ISO 0.5
µg/l
6227
35000
155.7
9.72
ISO
81800
220.3
13.75
ISO 5
8645
32500
864.5
53.97
ISO 10
4751
23100
47.5
2.97
ISO 0.2
3779
19300
7.6
0.47
1601.79
µg/l
µg/l
22027
Massa (g)
V m3
µg/l
2.5µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
A m2
Massa (g)
%
13569
28545
13.6
2.69
12486
27100
37.5
7.43
13569
28545
13.6
2.69
20395
38500
10.2
2.02
15693
26100
47.1
9.34
15536
103571
108.7
21.56
18891
73500
283.4
56.19
9682
13500
3.9
0.77
Massa (g)
517.86
Massa 1,1,1 TCA Settembre 2009
V m3
A m2
Massa (g)
%
ISO 1
µg/l
3779
18800
18.9
4.33
ISO 2
µg/l
8336
25600
16.7
3.82
ISO 5
µg/l
4751
23100
23.8
5.44
ISO 8
µg/l
8363
26100
66.9
15.32
ISO 15µg/l
6227
26100
93.4
21.39
ISO 25
8645
28700
216.1
49.49
ISO 1
µg/l
µg/l
ISO 0.2
µg/l
Massa (g)
2033
7200
0.2
0.05
3779
18800
0.8
0.17
436.71
Tabella 2.5: Stima della massa in soluzione nella falda di 1,1,1 TCA relativa al monitoraggio del settembre,
dicembre 2008 e settembre 2009
20
3 Analisi dei possibili metodi sperimentali
utilizzabili
Sulla base di un’analisi dei possibili metodi di bonifica esistenti per la decontaminazione delle acque
di falda, sono stati individuati due sistemi che, a costi sostenibili, non alterino le naturali condizioni
di deflusso idrico sotterrano, evitino così di interferire con le attività produttive presenti nell’area, e
privilegino i punti d’acqua già esistenti. Sono stati analizzati gli aspetti tecnologici di tali metodi, ed
i loro limiti di applicabilità nel sito di Pianvallico. Solo a seguito a tale analisi, siamo pervenuti alla
definizione della tecnologia non convenzionale che rispondesse ai requisiti BATNECC (Best Available
Technologies Not Entailing Excessive Cost), ovvero il metodo migliore a costi sostenibili, tenuto conto
della complessità urbanistica del sito e delle attività produttive ivi esistenti.
Sono stati privilegiati due sistemi di bonifica che promuovono il trattamento della contaminazione in
situ, senza estrazione diretta del contaminante. Entrambe le tecnologie determinano la degradazione
in situ dei composti organo alogenati, mediante processi di riduzione o ossidazione assistita da agenti
catalizzatori di reazione. Per entrambi i metodi è possibile introdurre nel sistema acquifero l’agente
catalizzante di degradazione collocandolo in porzioni limitate dell’acquifero (attraverso trinceee, scavi,
...) oppure inettandolo nella porzione satura. Nel primo caso vengono realizzate barriere permeabili
reattive (Di Molfetta & Sethi, 2000), mentre nel secondo si eseguono delle iniezioni tramite
pozzi. Tuttavia, viste le condizioni sito-specifiche legate non tanto alla geologia del sito che si
presterebbe in quanto a spessore del corpo acquifero e soggiacenza della falda, ma alla presenza di
infrastrutture produttive che rendono inaccessibile l’area ai mezzi meccanici necessari all’escavazione
delle trincee. Per di più, la presenza di sottoservizi quali cavi elettrici interrati e fognature imporrebbe
una nuova organizzazione dei tracciati sotterranei nell’area di intervento e nelle immediate vicinanze
di essa, con costi e disagi probabilmente non sostenibili. Sulla base di queste considerazioni sono
stati analizzati i processi di ossidazione e riduzione dei composti organo alogenati e loro installazione
in situ mediante inezione puntuale del reagente sperimentato. Inoltre, l’applicazione dei metodi di
trattamento di seguito descritti, pur interferendo in parte con le aree subaeree di accesso alle propietà
private, una volta conosciuta dettagliatamente la perimetrazione dei sottoservizi, minimizzeranno i
costi di intervento vista la flessibilità dello schema progettuale dei pozzi di iniezione del reagente.
Successivamente, quindi, verranno descritti i metodi non convenzionali che nel panorama nazionale
ed internazionale sono in fase di sperimantazione per quanto riguarda sia l’efficienza in modelli fisici
di laboratorio, sia la loro applicabilità in situ.
3.1 Trattamento di acqua di falda contaminata da clorurati
mediante riduzione chimica in situ (ISCR, In Situ Chemical
Reduction)
3.1.1 Principi di funzionamento
I trattamenti di riduzione chimica prevedono l’introduzione nel sistema di composti che sono in grado
di degradare i contaminanti oppure trasformarli in specie meno tossiche e/o meno mobili, mediante
reazione diretta con le sostanze da trattare oppure a seguito della modifica del potenziale redox del
sistema verso valori negativi. Le possibilità di trattamento, in termini di reagenti e di contaminanti
21
trattabili, sono molteplici. Relativamente alla tipologia di contaminanti tipicamente trattati mediante
interventi di riduzione chimica in situ, è possibile evidenziare i seguenti:
• idrocarburi alogenati, particolarmente nel caso di stati di ossidazione elevati;
• molecole molto stabili in ambiente neutro o mediamente ossidante (es. PCE);
• metalli pesanti, con particolare riferimento alle contaminazioni da cromo esavalente.
Per quanto riguarda gli idrocarburi alogenati, la riduzione chimica in situ si basa tipicamente su
meccanismi di abbattimento del potenziale redox al fine di favorire la degradazione dei composti di
partenza mediante dealogenazione (perdita di uno o più atomi di cloro). La reazione di degradazione
dei solventi clorurati, denominata declorurazione riduttiva, è laddove C − Cl rappresenta un legame
carbonio-cloro all’interno di un solvente clorurato, sostituito dal un legame carbonio-idrogeno.
I prodotti della reazione consistono in composti a minore grado di alogenazione, fino ad arrivare a
composti organici semplici non alogenati e non tossici (Orth & Gillham, 1996):
+
F e0 → F e2 + 2e−
(3.1)
RCI + 2e− + H + → RH + Cl−
F e0 + RCI + H + → RH + F e2+ + Cl−
(3.2)
Generalmente sono possibili due diverse configurazioni del sistema di trattamento, uno che prevede
una circolazione delle acque arricchite con additivi riducenti, con un pozzo di immissione a monte di
un pozzo di estrazione a valle rispetto al deflusso idrico sotterraneo. Questo primo arrangiamento
garantisce un effetto di sbarramento del plume nel caso in cui i gradienti idraulici siano elevati. La
seconda configurazione invece prevede la sola iniezione di reagenti in falda e l’azione localizzata al
punto di immissione.
Il principale reagente utilizzato nel trattamento di riduzione chimica in situ è il Ferro zero-valente,
il quale può essere utilizzato in due modalità differenti:
• In forma granulare, utilizzato maggiormente in trincee per creare barriere permeabili reattive;
• In forma nanoscopica, utilizzata soprattutto in prossimità della sorgente di contaminazione.
Le dimensioni delle particelle di ferro granulare possono variare da 0.25 a 2 mm, mentre le dimensioni
del ferro nanoscopico variano tra 15 e 100 nm.
Figura 3.1: Dealogenizzazione di clorometani e cloroeteni tramite Fe zero valente (Dolfing et alii, 2008)
22
3.1 Trattamento di acqua di falda contaminata mediante ISCR
Nel presente paragrafo verranno descritte le principali applicazioni del ferro nanoscopico, mentre
la trattazione del ferro zero-valente in forma millimetrica verrà affrontata nel paragrafo relativo alle
barriere permeabili reattive.
Il ferro nanoscopico rappresenta una recente tecnologia di sviluppo per la bonifica delle falde contaminate da solventi clorurati. Il ferro possiede una superficie specifica centinaia di volte superiore al
ferro comunemente utilizzato ed una reattività fino a 1000 volte superiore. La capacità degradativa
del ferro viene ulteriormente aumentata utilizzando leghe bimetalliche nanoscopiche contenenti palladio o platino. La ridottissima dimensione delle particelle rende possibile la loro iniezione, e quindi
il superamento dei limiti geometrici imposti dallo scavo di trincee associate all’utilizzo di ferro millimetrico. L’utilizzo più frequente e con la possibilità di ottenere un’azione di degradazione efficace è
quello di iniettare il reagente in prossimità della sorgente di contaminazione (Figura 3.2).
Figura 3.2: Schema concettuale del metodo di inizione di in falda di ferro nanoscopico (modificato da Sethi,
2009)
Le particelle di ferro nanoscopico vengono create a partire da una riduzione ad elevata temperatura
di goethite ed ematite a ferro zerovalente in presenza di idrogeno gassoso; presenta una struttura
cristallina a guscio di magnetite ed è disponibile commercialmente. Una delle società fornitrici di tale
prodotto è la TODA RNIP che fornisce anche una scheda dettagliata di tale composto:
• F e0 (ferro) 5 – 17 %
• F e3 O4 (magnetite) 1 – 12 %
• Polimero biodegradabile 2 – 4 %
• H2 O 75 – 85 %
Le nano particelle sono fornite in una sospensione colloidale, all’interno della quale esse vengono
mantenute parzialmente separate le une dalle altre grazie all’aggiunta di un polimero; esse infatti
sono soggette ad aggregazione dovuta principalmente a fenomeni magnetici. I test effettuati hanno
provato che le particelle di ferro sono molto efficaci per trattare un’ampia varietà di contaminanti e
possono essere utilizzate in reattori per il trattamento di terreni contaminati, acque di falda o flussi
gassosi. L’iniezione diretta nel sottosuolo si è dimostrata efficace per il trattamento di una vasta
gamma di contaminanti e i vantaggi legati a tale tecnica sono:
• Le particelle possono essere sintetizzate a partire da comuni precursori come il Fe (III) e Fe (II);
• Le particelle rimangono attive nel suolo e nelle acque di falda per lunghi periodi di tempo ( 4
– 8 settimane);
23
• Test in campo hanno dimostrato la relativa facilità dell’iniezione delle nano particelle in sospensione;
• Le particelle possono essere trascinate dall’acqua di falda a distanze fino a 20 metri dal punto
di iniezione;
• Si hanno rapide reazioni osservate in situ (riduzione del TCE del 99 % in pochi giorni dall’applicazione).
D’altro canto non sono ancora molto conosciuti i meccanismi di trasporto, rendendo difficili delle
previsioni sui volumi, quindi sono indispensabili studi accurati e l’attuazione di specifici test pilota,
Beretta (2004b). I costi del trattamento riguardano principalmente il tipo e le quantità di agente
riducente da impiegare nel sistema di trattamento.
I fenomeni di degradazione inoltre provocano una parziale modificazione delle caratteristiche geochimiche della falda quali:
• pH: tali reazioni provocano un aumento di tale parametro a causa della formazioni di ioni
ossidrili.
• Potenziale Redox (Eh): questo parametro diminuisce a causa delle reazioni di ossidazione del
ferro.
• Alcalinità: decresce a causa della precipitazione di carbonati e idrossidi.
La degradazione dei composti di CHC attraverso il Fe zero valente in falda tipicamente è descritta
tramite cinetica di pseudo primo ordine (eq. 3.3)
Ct = C0 e−λt
(3.3)
in cui Ct rappresenta la concentrazione al tempo t, C0 è la concentrazione iniziale, mentre λ è la
costante del tasso di crescita di primo ordine. Secondo questa equazione 3.3, in un intervallo di
tempo costante la concentrazione del contaminante si dimezza (tempo di dimezzamento). Queste
caratteristiche di degradazione sono ben note dai processi di decadimento radioattivo. I tempi di
dimezzamento tipicamente sono diversi per i vari composti CHC, e dipendono da vari parametri
come la granulometria dei depositi, la superficie dei grani di ferro, la temperatura dell’acqua, il
pH, e la composizione inorganica della falda. La stabilità dei dimezzamenti in un dato sistema
è influenzata da varie reazioni geochimiche, reazioni redox, reazioni di precipitazione e reazioni
di corrosione anaerobica (Phillips et alii, 2000; Schlicker et alii, 2000; Johnson et alii,
1998; Johnson & Tratnyek, 1995; Duran et alii, 2000). Tuttavia devono essere considerate
le conseguenze di queste reazioni per la degradazione a lungo termine di CHC. Applicando il
logaritmo naturale ad entrambi i membri dell’equazione 3.3, possiamo trasformarla in forma
lineare come segue (eq. 3.4):
ln Ct = −λt + ln C0
(3.4)
In un diagramma semiloigaritmico (concentrazioni in scala logaritmica contro il tempo in scala
lineare) i dati di degradazione seguono una linea retta se il processo di degradazione possiende una
cinetica del primo ordine.
Il tempo di dimezzamento t1/2 rappresenta una misura caratteristica per la velocità di degradazione,
e viene calcolato tramite la pendenza λ come segue (eq. 3.5):
t1/2 =
24
ln (0.5)
λ
(3.5)
La degradazione dei cloroeteni sulla superficie delle particielle di ferro è dominata dalla formazione
di acetilene clorurato via un percorso di β-eliminazione (Arnold & Roberts, 2000). L’acetilene
clorurato è instabile e si riduce rapidamente in etilene, perciò generalmente non è rilevato in fase
acquosa. Tuttavia, la degradazione avviene successivamente in parte, cioè una frazione di PCE viene
trasferita a TCE o isomeri di dicloroetilene o cloruro di vinile.
A causa dei cambiamenti delle condizioni di pH e di Eh, bisogna aspettarsi dei cambiamenti anche
nella chimica inorganica come conseguenza della corrosione del ferro. Tipicamente, al crescere del
pH, il bicarbonato in soluzione si converte in carbonato meno solubile per tamponare il pH, causando
la precipitazione di minerali carbonati come la siderite e la calcite.
I vantaggi connessi a questa tecnica sono i seguenti:
• Le partilelle di ferro nanoscopico possono essere sintetizzate a partire da comuni precursori quali
Fe(III) e Fe(II) .
• Le particelle rimangono attive nel suolo e nell’acqua di falda per lunghi periodi di tempo (>4-8
settimane).
• Test in campo hanno dimostrato la relativa facilità dell’iniezione delle nanoparticelle in sospensione.
• Le nanoparticelle vengono trascinate dall’acqua di falda fino a distanze di 20 metri dal punto di
iniezione.
• Rapide reazioni osservate in situ (riduzione del 99% di TCE in pochi giorni dall’applicazione).
3.1.2 Prove in laboratorio di trattamento di acqua di falda contaminata da
clorurati mediante ISCR
La sperimentazione è avvenuta presso il Laboratorio I.M.E.S. GmbH (Amtzell, Germania), dove da
pochi anni è stata messa a punto tale prova ed è stato costruito l’apparato per la sperimentazione in colonna delle potenzialità degradative del Fe zero valente. Lo schema di funzionamento dell’esperimento
in colonna è mostrato in Figura 3.3.
Sono state utilizzate delle colonne costruite in HDPE (High Density Polyethlylene) di circa un
metro ed un diametro di 10 cm. Durante l’esperimento l’acqua di falda prelevata dai punti d’acqua
in cui sono state misurate le concentrazioni maggiori nel periodo di magra (pozzo 17 e sorgente 57),
opportunamente conservata, viene pompata attraverso la colonna dal basso verso l’alto per mezzo di
una pompa peristaltica di precisione.
La colonna è stata riempita con terreno prelevato dall’acquifero di Pianvallico (campione prelevato
in uno scavo per scopi edilizi nei pressi dell’area da sottoporre a bonifica, opportunamente conservato). Inoltre, il terreno nella colonna è premanentemente saturato di acqua con il Fe nanoscopico
in soluzione. È stata effettuata anche una prova di permeabilità in laboratorio che ha restituito dei
valori medi 5.2 × 10−3 cm/s La prova viene effettuata per simulare non tanto gli effetti di degradazione durante il trasporto del reagente, poiché le condizioni di trasporto non sono riproducibili in una
colonna, piuttosto viene riprodotto l’effetto di degradazione che il reagente ha in una porzione di
acquifero, considerando il moto delle acque di falda. Il materiale di cui sono composte le tubature di
raccordo tra le varie parti della strumentazione minimizza il fenmeno di diffusione per volatilizzazione
dei dei CHC. Il monitoraggio durante la prova viene effettuato tramite prelievo di campioni di acqua
attraverso nove porte (cannule di acciaio inossidabile) posizionate ad intervalli regolari lungo tutta
la lunghezza della colonna. Durante la prova la velocità di flusso in colonna è stata mantenuta a
0.27 cm3/min paragonabile a quello che si realizza nell’acquifero di Pianvallico.
Per l’esecuzione della prova di laboratorio, è stato prelevato un campione di acqua di falda rappresentativo dello stato di massima contaminazione del sito, dai punti d’acqua 17, 10, e 57. In
25
particolare, tale campione è costituito da 20 litri di acqua ottenuta dal mescolamento di 10L di acqua
del pozzo 17 (contaminata prevalemtenente da PCE) e 10L di acqua della sorgente 57 (contaminata
prevalentemente da 1,1,1,-Tricloroetano). Sono state misurate le concentrazioni di 85.1 µg/` di PCE
e 9.9 µg/` di 1,1,1-TCA.
Il materiale reattivo in soluzione colloidale, ovvero il ferro zero valente nanoscopico, viene fornito
dalla Toda America Corp.™, con una dettagliata scheda riguardante controlli sulla reattività del materiale quali: dimensione delle particelle, reattività superficiale, metodi di produzione, morfologia delle
particelle, impurità, composizione geochimica della soluzione (Osimo, 2008). Le caratteristiche del
prodotto utilizzato, Toda RNIP-10AP-SDS, una dispersione acquosa instabile (colloide liofobo, sol ->
gel) di ferro nanoscopico, sono elencate qui di seguito:
• Composizione (da scheda tecnica produttore):
– Fe0 (ferro) 5 ÷ 17%
– Fe3O4(magnetite) 1 ÷ 12%
– Polimero biodegradabile 2 ÷ 4%
– H2O (acqua) 75 ÷85%
• Altri parametri (da scheda tecnica produttore):
– diametro medio 60-70 [nm]
– percentuale in peso di polvere secca 20%
– gravità specifica (H2O=1 a 20°C) 1,15÷1,25 [kg/dm3]
– superficie specifica (B.E.T) 36 [m2/g]
Gli obiettivi principali del test in colonna con l’impiego di ferro zero valente sono molteplici e possono
essere riassunti come segue:
• verificare l’effetto del materiale reattivo sull’efficienza di rimozione, studiato a parità di concentrazione e di velocità di flusso contaminato
• determinare i prodotti alogenati dei processi di riduzione dei CHC, che necessitano ulteriori
trattamenti, e valutare dei tassi degradazione di questi processi
• verificare il cambiamento dei parametri chimico-fisici delle acque sottoposte a trattamento, in
particolare il valore di pH
26
Figura 3.3: Schema apparato per test in laboratorio del metodo ISCR
Oltre alle caratteristiche chimico fisiche dell’acqua di falda misurate in situ durante la raccolta del
campione, sono state effettuate analisi chimiche di laboratorio per la caratterizzazione geochimica dei
principali ioni e cationi (Tabella 3.1) e la misura della concentrazione dei metalli pesanti (Tabella 3.2)
presenti nel campione d’acqua sottoposto a trattamento
27
Teperatura (°C)
Conduttanza specifica (ms/cm)(T=25°C)
pH
Salinità (pss)
Ossigeno %
Potenziale Redox (mV)
16.06
0.912
7.98
4.84
0.37
123
Figura 3.4: Caratterizzazione chimico fisica dei campioni sottoposti a test in laboratorio rilevate in campagna
(ottobre 2009)
CATIONI
Na
K
Ca
Mg
ANIONI
Cl
CO3
SO4
Total Dissolved Solid
Bilancio Ionico
Classificazione
mg/`
meq/`
15
1
136
8
15
201
120
496
0,65
0,03
6,79
0,66
0,42
6,7
2,5
0,09
Ca-CO3 -SO4
Tabella 3.1: Caratterizzazione geochimica dei principali ioni e cationi dei campioni sottoposti a test in
laboratorio rilevate in campagna (ottobre 2009)
µg/`
CIANURI liberi (Csc = 50)
FERRO (Csc = 50)
MANGANESE (Csc = 50)
CADMIO (Csc = 5)
CROMO totale (Csc = 50)
RAME (Csc = 1000)
NICHEL (Csc = 20)
ZINCO (Csc = 3000)
2,5
877,25
128,25
0,25
4,3
47,28
69,5
201
Tabella 3.2: Concentrazione dei metalli pesanti (Co, Cr totale, Fe, Mn, Ni, Zn e Cu) presenti nel campione
(ottobre 2009)
Dopo aver constatato un elevato abbattimento di PCE e 1,1,1-TCA mediante il Fe nanoscopico, si
è proceduto ad indagare la presenza dei composti intermedi derivanti dal processo di dealogenazione
che è ritenuto il più plausibile meccanismo di degradazione di di PCE e 1,1,1-TCA mediante ferro
zero-valente; in particolare l’attenzione è stata rivolta verso l’1,1DCE, il cDCE e il tDCE. Dallo studio
delle concentrazioni rilevate a diverse porte di campionamento si può notare una rapida dimunizione
di concentrazione per netrambi gli analiti in esame, tale per cui nei primi 5 cm dall’ingresso in colonna
della soluzione contaminata (porta 1 di campionamento) si ha una perdita di concentrazione di PCE
pari al 74% del totale e del 86% per il 1,1,1-TCA (rispettivamente mostrati in Figure 3.5 e 3.6). Nelle
porte di campionamento successive (dai 5 cm ai 30 cm) si ha una diminuzione minore che determina
la pressoché completa degradzione di PCE e 1,1,1-TCA. Oltre la distanza 40 cm le concentrazioni dei
28
due contaminanti risultano inferiori al limite di rilevabilità. Durante la prova non è stata rilevata la
presenza di alcuno dei composti intermedi ricercati.
La determinazione dei cloruri è stata eseguita su un set completo di campioni prelevati dalla colonna
(a concentrazione di PCE e 1,1,1-TCA nota) per verificare il bilancio di materia in termini di quantità
di cloro derivante dal processo di declorurazione. Dalle analisi effettuate è risultato verificato il bilancio
tra le moli di cloro (Cl-) effettivamente prodottesi in seguito alla degradazione di PCE e 1,1,1-TCA,
e le moli di PCE e 1,1,1-TCA. Il completamento del bilancio dei cloruri e l’assenza di intermedi di
reazione testimoniano la completa riduzione di PCE e 1,1,1-TCA.
Il ferro nanoscopico zero-valente dona gli elettroni a PCE e 1,1,1-TCA, trasformandosi in Fe2+ che
rimane in soluzione insieme agli ioni OH- prodottisi in seguito alla corrosione ossidativa del ferro.
Nel corso dello studio sono state effettuate misure di pH sui campioni acquosi prelevati dalle varie
porte della colonna; in questo modo è stato ottenuto il profilo del pH (Figura 3.7). Dall’andamento
riportato in Fig.13 si nota, dopo un forte incremento iniziale (si passa da circa 7 dell’inlet a circa 10
della prima porta), un più graduale aumento fino a valori di circa 11. Tale aumento del pH a valori
fortemente basici è dovuto essenzialmente alla corrosione ossidativa del Fe(0) da parte dell’acqua (che
si ossida a Fe2+), che rilascia in soluzione ioni OH- e alla conseguente formazione di idrossidi di ferro
Fe(OH)2.
Come visibile dalla Figura 3.7, il rapido aumento di pH da 7 a 11 testimonia che gli ioni OH- sono in
soluzione, non ancora precipitati sotto forma di idrossidi di ferro che quindi non vanno ad ostacolare
la reazione di riduzione di dealogenazione; dalla porta 1 in poi si nota un aumento del pH molto
più blando (da 10 della porta 2 a circa 11 dell’outlet), come ad indicare la precipitazione degli ioni
OH-, ulteriormente prodotti, sotto forma di idrossidi di ferro. Si osserva infatti una netta diminuzione
dell’efficienza di rimozione di degradazione a partire dalla porta di campionamento 20 cm, che può
essere imputato alla formazione di precipitati sul ferro.
Figura 3.5: Concentrazioni di PCE rilevate nelle porte di campionamento
29
Figura 3.6: Concentrazioni di 1,1,1 TCA rilevate nelle porte di campionamento
Figura 3.7: Profilo del pH lungo la colonna
3.1.3 Documentazione tecnico-scientifica di riferimento
• Amonette, J., D. Workman, Kennedy, D., Fruchter, J., and Y. Gorby. 2000. Dechlorination of
carbon tetrachloride by Fe(II) associated with goethite. Environmental Science and Technology
34(21), 4606–4613.
• Arnold, W.A., Ball, W.P., and Roberts, A.L. 1999. Polychlorinated ethane reaction with zerovalent zinc: Pathways and rate control. Journal of Contaminant Hydrology 40(2), 183–200
• Arnold, W.A., and Roberts, A.L. 2000. Pathways and kinetics of chlorinated ethylene and
chlorinated acetylene reaction with Fe(0) Particles. Environmental Science and Technology
34(9), 1794– 1805.
• AA.VV. “Le tecnologie ambientali nel settore delle acque: analisi ed opportunità di sviluppo”
Consorzio per l’AREA di ricerca scientifica e tecnologica di Trieste, AREA Scien- ce Park, 2006
• Baedecker et al, “Hydrogeological processes and chemical reactions at a landfill”, Ground Water,
17, 429-437, 1979
30
• Bard, A.J., Parsons, R., and Jordan, J. (Eds.). 1985. Standard Potentials in Aqueous Solution.
New York: Marcel Dekker.
• Beretta G. P., “Criteri tecnici per la stesura del piano di caratterizzazione ai sensi del D. Lgs.
152/06”, Università degli Studi di Milano, Dipartimento di Scienze della Terra “Ardito Desio”,
Milano
• Beretta G. P., Pellegrini R. “Linee guida per la verifica del trattamento chimico in situ dei terreni
e delle acque sotterranee” Università degli Studi di Milano e Provincia di Milano, Dipartimento
di Scienze della Terra “Arditio Desio”, Milano
• Blowes, D. W., C. J. Ptacek (1992): Geochemical remediation of groundwater by permeable
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3.2 Trattamento di acque sotterranee contaminate da clorurati
mediante iniezione di “Aria Trattata” (ASO3)
3.2.1 Principi di funzionamento
Questa tecnologia di bonifica consiste nell’iniezione nel sottosuolo di una soluzione liquida o gassosa
contenente un ossidante più eventuali catalizzatori, al fine di ossidare chimicamente i contaminanti
presenti nel sito senza estrazione dell’acqua di falda. Tali composti vengono iniettati in pressione
sottoforma di miscele acquose o gassose, si scindono in radicali ossidrili con forte potere ossidante,
e sono in grado di reagire con una grande varietà di molecole organiche, degradando le sostanze
inquinanti in prodotti relativamente innocui, quali il biossido di carbonio (CO2 ), l’acqua, ioni ed altri
prodotti non tossici. I tipi di ossidanti più utilizzati sono:
• Permanganato di Potassio e Sodio;
34
3.2 Trattamento di acque sotterranee contaminate mediante ASO3
• Perossido di Idrogeno;
• Persolfato di Sodio;
• Ozono.
Questi composti hanno un potere ossidante sufficiente per reagire con la maggior parte dei contaminanti organici. In Tabella 3.3 vengono elencati i principali ossidanti e il loro potenziale standard di
ossidazione (Tabella 3.3):
Ossidante
Radicale Ossidrile
Radicale Solfato
Ozono
Ione Persolfato
Perossido di Idrogeno
Ione Permanganato
Potenziale di ossidazione (E°) (V)
2.8
2.6
2.07
2.01
1.70
1.68
Tabella 3.3: Potenziali di ossidazione dei principali composti ossidanti (Provincia.di.Milano, 2006).
I potenziali standard di ossidazione sono buoni indicatori della forza di un ossidante, tuttavia non
danno alcuna informazione sulle prestazioni in situ delle sostanze. Questo succede perché le condizioni di campo possono influenzare notevolmente le reazioni chimiche, attraverso variazioni di pH,
temperatura, concentrazione dei reagenti, presenza di catalizzatori o di impurità naturali (materia
organica).
Per applicare con successo l’ossidazione chimica, occorre selezionare il tipo di ossidante e il meccanismo di distribuzione più appropriato in funzione del tipo di contaminante. In letteratura sono
documentati trattamenti su contaminanti organici degradabili chimicamente quali BTEX (benzene,
toluene, etilbenzene, xilene), PCE (tetracloroetilene), TCE (tricloroetilene), VC (Cloruro di Vinile),
IPA e altra molecole organiche (Figura 3.8). Per quanto riguarda il potenziale di ossidazione, i
composti che presentano alti valori di tale parametro sono più aggressivi ed in grado di degradare
contaminanti anche molto concentrati, tuttavia il loro potenziale si riduce velocemente una volta
raggiunta l’area contaminata. Al contrario, i composti con potenziale di ossidazione minore, essendo
più stabili, possono raggiungere zone lontane dal punto di immissione, mantenendo il loro potenziale.
Pertanto nella scelta del tipo di ossidante va tenuta in considerazione l’estensione dell’area da trattare,
il grado di contaminazione ed una approfondita campagna di caratterizzazione. Per quanto riguarda
la soluzione da iniettare, essa viene generalmente immessa in più punti che possono essere pozzi di
piccolo diametro installati usando la tecnologia Geoprobe. Affinchè possa avvenire efficacemente il
contatto tra contaminante e soluzione ossidante è necessario che il trasporto della stessa attraverso
il mezzo poroso, che è fortemente influenzata dalle condizioni geologiche del sito, avvenga in modo
efficace.
35
Figura 3.8: Efficacia degli ossidanti su alcuni contaminanti (da ITRC, 2005)
Nel caso specifico, basandosi sulle caratteristiche sito-specifiche idrogeologiche e della contaminazione, sono stati valutati i vantaggi ed i limiti di ogni singolo composto ossidante.
• Ione Permanganato
VANTAGGI La chimica coinvolta nell’ossidazione dell’MnO−
4 è relativamente semplice e le
informazioni necessarie per una sicura iniezione dell’ossidante sono ben documentate. La
persistenza a lungo termine di MnO−
4 nel sottosuolo permette sia il trasporto avvettivo
sia quello diffusivo. Questo fa si che si abbia una buona distribuzione dell’ossidante.
Alte concentrazioni di MnO−
4 possono dare una densità maggiore di quella delle rocce
dell’acquifero facendo si che si abbia una facilitazione nel trasporto verticale. Anche
questo processo contribuisce ad una buona distribuzione dell’ossidante. Molti contaminanti
ambientali sono coinvolti nell’ossidazione da parte di MnO−
4 e le reazioni con i contaminanti
e con la fase NAPL sono veloci.
SVANTAGGI Vie preferenziali all’interno dell’acquifero possono far si che si abbia un • trasporto dell’ossidante in zone diverse da quella del contaminante. Il principale sottoprodotto
della reazione, MnO2(s) , si può accumulare attorno al pozzo di iniezione o sulla superficie
del DNAPL. Riduzioni di permeabilità si possono inoltre riscontrare in seguito al rilascio
di CO2 .
• Perossido di Idrogeno
VANTAGGI OH è un potente ossidante che reagisce velocemente con molti contaminanti
ambientali; le reazioni che coinvolgono H2 O2 sono rapide e generalmente persistono per
un tempo <12 ore
SVANTAGGI Eccessiva decomposizione di H2O2 in reazioni non produttive; Basso grado di
reazione con alcuni contaminanti; Modificazione del pH; Problematiche legate al trasporto
di Fe(II) , acido e stabilizzanti a causa della • reattività di questi composti con H2 O2 ; La
produzione di O2(g) contribuisce ad una riduzione di permeabilità e ad una volatilizzazione/ridistribuzione dei contaminanti; Trasporto pneumatico dei volatili, NAPL e dell’acqua
contaminata lontano dal punto di iniezione; Ossidazione incompleta e mobilizzazione dei
metalli; Un eccessivo rilascio di calore e temperature elevate associate ad alte concentrazioni di H2 O2 possono danneggiare i tubi in PVC, far si che si verifichi volatilizzazione,
trasporto di NAPL e reazioni con H2 O2 .
• Ozono
36
VANTAGGI L’ozono reagisce con molti contaminanti ambientali ma non con tutti; è più stabile
in aria che in acqua, è ottimo per il trasporto diffusivo e si possono raggiungere alte
velocità di trasporto; Una co-iniezione di H2 O2 e O3 può produrre OH, un forte ossidante
non specifico. Il potere ossidante è maggiore rispetto a quello di H2 O2 e MnO−
4 . Inoltre
risulta facile la somministrazione di O3 rispetto ad ossidanti liquidi. Il processo è simile
al soil venting, ma molto più veloce, ed inoltre si rileva una elevata stabilità durante
l’iniezione di O3 .
SVANTAGGI L’ozono reagisce rapidamente con molte specie chimiche presenti nel sottosuolo
ed è poco solubile in acqua; Poiché c’è una somiglianza con l’Air Sparging, è ragionevole
supporre che le bolle di ozono nella zona satura dell’acquifero non siano uniformemente
distribuite e che il loro trasporto avvenga su brevi distanze; Il trasporto e la distribuzione
di O3(g) nella zona satura dell’acquifero è limitato ai canali di gas che si formano nel
sottosuolo; Riduzione di concentrazione dell’ossido allontanandosi progressivamente dal
punto d’iniezione a causa del verificarsi di reazioni; Ad alte concentrazioni di ozono si può
avere una volatilizzazione dei VOCs e la formazione di calore.
• Ione Persolfato
VANTAGGI Nel sottosuolo il persolfato è più stabile rispetto a H2 O2 e O3 ed il radicale S−
4 è
più stabile di ·OH; Il persolfato,a differenza del permanganato, reagisce con il benzene; Il
persolfato reagisce più lentamente del permanganato con la materia organica.
SVANTAGGI Il persolfato applicato alla in-situ chimica oxidation è una tecnologia nuova e la
letteratura e gli studi di campagna sono ancora limitati; Il Fe(II) sembra che non attivi il
persolfato qualora si trovi in presenza di etani clorinati e metani; L’effetto catalizzatore
del ferro diminuisce con il tempo e la distanza dal punto di iniezione; La decomposizione
del persolfato può portare ad un abbassamento del pH che può a sua volta causare la
dissoluzione di metalli con un conseguente aumento di concentrazione in falda; Il persolfato
degrada alcuni metalli leggeri come il rame e l’ottone, quindi i materiali da costruzione
dovrebbero essere compatibili con esposizioni a lungo termine; Una dose eccessiva di Fe(II)
utilizzato per l’attivazione del persolfato può portare ad una riduzione di permeabilità
nell’acquifero causata dalla formazione di ossidi e può essere anche la causa del blocco
delle reazioni che formano i radicali.
Questo sistema di bonifica in-site promuove principalmente promuove la rimozione del materiale
inquinato direttamente in situ senza mobilitazione di alcun rifiuto liquido. In particolare, questa tecnica
combina l’azione fisica di strippaggio del contaminante dalla fase liquida verso quella gassosa tipica
dell’Air Sparging, insieme alla degradazione chimica assistita mediante l’iniezione di “Aria Trattata”,
ovvero aria arricchita da additivi chimici (ASO3, ovvero miscela di aria atmosferica, Ozono e gas
inerti, che promuove la degradazione chimica in situ dei solventi organo clorurati). Tale miscela
gassosa è costituita principalmente da molecole di ozono, una molecola chimica altamente reattiva
che è stata dimostrata essere efficace nel distruggere una grande varietà di composti organici, inclusi
MtBE e VOC (composti organici volatili). La miscela di aria e ozono distrugge i composti chimici
organici attraverso il processo di ossidazione chimica, che rompe il composto in sostanze non tossiche
né cancerogene quali diossido di carbonio, acqua e cloruri inorganici.
L’ozono è un gas ed un forte ossidante poco solubile in acqua (0,57 g/` a 20 ◦ C) ed è in stretta
correlazione con la sua temperatura e la pressione. La decomposizione del gas è molto più rapida in
acqua che in aria a causa della presenza dello ione ossidrile OH − nella fase acquosa. In un mezzo
liquido, l’ozono può agire sul substrato in due modi:
• Con reazioni dirette dell’ozono molecolare;
37
Figura 3.9: Percorso delle reazioni di Ozono in acqua (Clancy et alii, 1996)
• Con reazioni indirette dovute ai radicali che si generano dalla disintegrazione dell’ozono con
acqua.
Reazioni dirette
O3 + C2 HCl3 + H2 O → 2CO2 + 3H + + 3Cl−
Reazioni indirette
O3 + H2 O → O2 + 2 · OH Lenta
2O3 + 3H2 O2 → 4O2 + 2 · OH + 2H2 O Veloce
Nei sistemi reali si verificano entrambe le reazioni, anche se una sarà sempre predominante nei
confronti dell’altra. A pH acidi si avrà una prevalenza di reazioni dirette (lente) mentre a pH più
basici l’effetto di formazione di radicali sarà predominante (reazioni veloci).
Essendo un composto instabile con un tempo di dimezzamento relativamente breve quando l’ozono
è prodotto decade velocemente e, in una fascia di pH compreso tra 6 ÷ 8.5, decade parzialmente
in radicali ·OH reattivi. La valutazione di un processo a base di ozono coinvolge quindi sempre la
reazione di due specie: ozono e radicali ·OH. Quando questi radicali (·OH) sono particelle dominanti
nella soluzione, si parla di processo di ossidazione avanzata (POA) che può essere attivato dal pH o da
un catalizzatore come H2 O2 (Figura 3.9). In base alla qualità dell’acqua, il tempo di dimezzamento
dell’ozono varia da secondi ad ore. Nei sistemi Ozone-sparging è ragionevole supporre che l’ossidazione
del contaminante si abbia per:
• Diffusione e volatilizzazione del contaminante all’interno dei canali con aria/ozono dove si hanno
le reazioni;
• Diffusione dell’ozono nella fase acquosa dove si hanno le reazioni di ossidazione del contaminante.
L’ozono è comunemente utilizzato in sistemi di trattamento di acque di scarico ed è largamente
utilizzato per trattare l’acqua di falda emunta tramite sistemi di pump-and-treat. L’insufflaggio in
falda di miscele di aria trattata composta principalmente da ozono è in corso di accettazione da partedi
agenzie statali per l’ambiente come metodo efficace per la bonifica delle acque di falda contaminate
da VOC. In generale, i processi di bonifica basati sull’ozono sono simili ad altri processi di ossidazione
chimica in cui l’ossidante è iniettato nell’area da trattare. Tuttavia, l’uso di ozono è differente da
altri processi di ossidazione dato che l’ozono può essere iniettato in falda come fase gassosa o liquida
38
Proprietà
Formula molecolare
Peso molecolare
Solubilità in acqua (mg/` a 15◦ C):
Densità (g/`):
Potenziale elettrochimico ( V):
Ozono
O3
48
106
2.144
2.07
vs. Ossigeno
O2
32
10
1.429
1.23
Tabella 3.4: Proprietà dell’ozono
( ◦ C)
Temp
-50
-35
-25
20
120
250
Gassoso
Tempo di dimezzamento *
3 mesi
18 giorni
8 giorni
3 giorni
1.5 ore
1.5 secondi
Disciolto in acqua (pH 7)
Temp ( ◦ C) Half-Life
15
30 minuti
20
20 minuti
25
15 minuti
30
12 minuti
35
8 minuti
Tabella 3.5: Tempi di dimezzamento tipici dell’Ozono riospetto alla Temperatura
* Questi valori sono basati su decomposizione termica, ma non sono considerati effetti barriera ed effetti catalitici di dissoluzioni
(come acqua ozonata). Questa tecnologia ha ampi margini di impiego, ed infatti è diventato oggetto
di interesse sia della comunità scientifica che degli operatori del settore negli ultimi anni come metodo
alternativo di bonifica.
Per quanto riguarda le proprietà chimico-fisiche dell’Ozono (Tabelle 3.4 e 3.5), esso possiede una
solubilità maggiore in acqua rispetto all’ossigeno, aumentando il potenziale degradativo dei soluti
organici in acqua.
Dal punto di vista tecnico, il ASO3 viene immesso direttamente in falda mediante dei tubi di
iniezione attravero microporosità del corpo acquifero al di sotto la tavola d’acqua, inducendo da un
lato un regime idrodinamico turbolento in grado di ridurre le pressioni parziali del contaminate in
soluzione favorendo il trasferimento dalla fase liquida verso la fase gassosa, e dall’altro la perdita
di massa per degradazione chimica. Questi additivi chimici, attraverso un sistema di miscelazione
con aria atmosferica, vengono perciò insufflati in falda, dove sfruttando la reattività chimica dei gas
disciolti vanno a produrre la rottura delle molecole dei composti organo alogenati disciolti.
L’efficiacia dei trattamenti con ozono è stata sperimentata in laboratorio, dando risultati positivi
per i principali agenti inquinanti organici delle acque di falda organici quali:
• Benzene, toluene, etilbenzene and xylene (BTEX)
• Metil tert-butil etere (MTBE)
• Tert-Butil Alcool (TBA)
• Total Petroleum Hydrocarbons (TPH)
• Solventi clorurati (PCE, TCE, TCA)
• Policloro bifenili (PCB)
• Fenoli
• Pesticidi organici
39
Figura 3.10: Schema concettuale del metodo ASO3
Per favorire il processo di strippaggio è possibile, inoltre, immettere aria calda o vapore che aumentino la pressione di vapore del contaminate. I composti gassosi strippati migrano dalla falda verso
la zona insatura, dove vengono captati da un sistema di pozzi in aspirazione (SVE, Soil Vapour
Extraction). Applicando una depressione nel mezzo insaturo si viene a creare un gradiente di pressione/concentrazione che determina un flusso di vapori contaminanti verso il pozzo di estrazione. Il
drenaggio dei gas può essere catalizzato istallando dei pozzi che immettono aria (Soil Venting) nel
mezzo insaturo. I gas estratti vengono poi trattati prima dello scarico in atmosfera con sistemi a
carboni attivi, unità di ossidazione termica o catalitica e unità di condensazione (Figura 3.10).
L’innovazione di tale metodologia consiste principalmente nel minimizzare i volumi di gas da trattare,
poiché parte della massa contaminante viene degradata verso composti inerti.
Ciò permette di ridurre i costi relativi al trattamento dei rifiuti gassosi, senza iniettare in falda
additivi chimici solubili ai fini della degrazione che potrebbero alterare l’equilibrio chimico-fisico delle
acque e determinare al formazione di ulteriori composti potenzialmente inquinanti. Questo metodo,
infatti, non genererebbe metaboliti tossici, condizione che, tuttavia, va verificata con le acque sisto
specifiche tramite prove di laboratorio.
Il trattamento tramite insufflaggio di “aria trattata” può risultare più o meno efficace ed i tempi di trattamento più o meno lunghi in relazione alla volatilità dei composti da rimuovere ed alla
degradabilità di questi.
In genere i composti con una pressione di vapore > 0.5 mmHg a 20 ◦ C, con punto di ebollizione <
280 ◦ C o con costante di Henry > 100 atm. Conoscendo l’estensione totale dell’area contaminata e
conoscendo le concentrazioni dei contaminati nel suolo, è possibile effettuare una stima della massa
totale del contaminante da rimuovere, e quindi il tempo previsto per il risanamento dell’area. Un
impianto efficace per la bonifica di questo tipo necessità di una accurata configurazione del sistema
di trattamento, il numero e la localizzazione dei pozzi di immissione e di aspirazione impiegati.
Per il dimesionamento di questo sistema di trattamento è necessario stabilire sia la pressione applicata alla testa del pozzo per garantire la portata di gas desiderata, sia le concentrazioni di miscela di
aria e additivi chimici.
Le concentrazioni di ozono utilizzate per questa tecnologia ASO3 variano dal 5% al 10% in peso
quando O3 è generato dall’ossigeno e sono circa dell’1% quando O3 è generato dall’aria atmosferica
(Huling & Pivets, 2006; ITRC, 2005).
40
Solitamente per determinare la pressione applicata alla testa del pozzo viene effettuato un test
pilota, mentre per determinare la concentrazione della “aria trattata” si esegue un test di laboratorio.
Uno dei parametri fondamentali per il dimensionamento e la misura della massima distanza tra
i pozzi di estrazione alla quale è possibile percepire il vuoto applicato ed ottenere un flusso di vapore sufficiente ad estrarre contaminanti dal suolo. Tale parametro può essere stimato con modelli
matematici in laboratorio, e successivamente mediante l’istallazione di un test pilota misurando direttamente le depressioni nel pozzo di aspirazione e nei punti di controllo circostanti. Una volta
verificato il raggio massimo d’influenza si configura il posizionamento dei punti di estrazione in modo
che la sovrapposizione dei loro raggi d’influenza copra tutta l’area contaminata individuata durante
la caratterizzazione.
I principali aspetti progettuali da tenere in considerazione per un corretto funzionamento dell’impianto sono tutti quei parametri sito-specifici che influenzano la diffusione di aria trattata nel mezzo
poroso, la distribuzione di ozono nella area contaminata, la reazione dell’ozono con i contaminanti,
ed i tempi di funzionamento.
In sintesi, i vantaggi di questa tecnologia ASO3 possono essere riassunti come segue:
• L’ozono reagisce con molti contaminanti ambientali ma non con tutti;
• E’ più stabile in aria che in acqua, è ottimo per il trasporto diffusivo e si possono raggiungere
alte velocità di trasporto;
• Una co-iniezione di H2O2 e O3 può produrre _OH, un forte ossidante non specifico.
Per quanto riguarda, invece, gli svantaggi di questa tecnologia possiamo dire che:
• L’ozono reagisce rapidamente con molte specie chimiche presenti nel sottosuolo ed è poco
solubile in acqua;
• Poiché c’è una somiglianza con l’Air Sparging, è ragionevole supporre che le bolle di ozono nella
zona satura dell’acquifero non siano uniformemente distribuite e che il loro trasporto avvenga
su brevi distanze;
• Il trasporto e la distribuzione di O3(g) nella zona satura dell’acquifero è limitato ai canali di gas
che si formano nel sottosuolo;
• Riduzione di concentrazione dell’ossido allontanandosi progressivamente dal punto d’iniezione
a causa del verificarsi di reazioni;
• Ad alte concentrazioni di ozono si può avere una volatilizzazione dei VOCs e la formazione di
calore.
3.2.2 Prove in laboratorio di trattamento di acqua di falda contaminata da
clorurati mediante ASO3
La prova di laboratorio (su piccola scala rispetto al problema specifico) è stata eseguita per la verifica della realizzabilità di trattamenti di “recupero” delle acque contaminate mediante tecnologie
consolidate, come lo strippaggio fisico del contaminante in soluzione insufflando aria (air sparging),
e mediante tecnologie del tutto nuove ed originali con “aria trattata” arricchita con ozono. Per la
verifica dell’applicabilità di tecnologie nuove ed in via di sperimentazione si richiede ovviamente delle
indagini di approfondimento in quanto, come potete osservare dal report allegato, ci sono evidenze e
fenomeni ancora tutti da indagare, spiegare ed approfondire.
Per l’esecuzione della prova di trattamento di acqua contaminata da clorurati mediante iniezione di
“aria trattata”, il giorno 26 ottobre 2009 è stato prelevato un campione di acqua di falda rappresentativo
41
dello stato di massima contaminazione del sito, dai punti d’acqua 17, 10, e 57. In particolare, tale
campione è costituito da 20 litri di acqua ottenuta dal mescolamento di:
• 10L di acqua del pozzo 17 (contaminata prevalemtenente da PCE)
• 10L di acqua della sorgente 57 (contaminata prevalentemente da 1,1,1,-Tricloroetano)
Sul campione sono state fatte delle prove di trattamento mediante gorgogliamento di semplice aria e
mediante gorgogliamento con aria trattata con ozono, secondo una procedura sperimentale eseguita
congiuntamente presso i laboratori Archa S.r.l. (Ospedaletto, Pisa).
Le prove sono state strutturate in modo tale da permettere l’impostazione di un bilancio di massa
sui contaminanti e verificare/quantificare gli effetti di stripping (che ci si aspetta utilizzando solo
aria) e di eventuale degradazione (che invece ci si auspica con l’utilizzo della aria trattata) sull’acqua
sottoposta al trattamento di recupero.
L’aria (semplice o trattata) in uscita dal modello fisico contente il campione in analisi, è stata fatta
passare in fiale contenenti carbone attivo, in grado di bloccare i contaminati organici eventualmente
presenti.
Le prove sono state condotte su campioni di 900 ml di acqua trattati per 1 h (con aria e aria
trattata). Durante la prova sono state imposte dei flussi di aria ottimali pari a 2.3 `/minuto per poter
trattare tutto il volume d’acqua in oggetto nel modello fisico, con una percentuale di ozono pari a
1%.
I risultati ottenuti dalla sperimentazione sono di seguito schematizzati in Tabella 3.8 e Tabella 3.9.
Oltre alle caratteristiche chimico fisiche dell’acqua di falda misurate in situ durante la raccolta del
campione, sono state effettuate analisi chimiche di laboratorio per la caratterizzazione geochimica dei
principali ioni e cationi (Tabella 3.6) e la misura della concentrazione dei metalli pesanti (Tabella 3.7)
presenti nel campione d’acqua sottoposto a trattamento
Teperatura (°C)
Conduttanza specifica (ms/cm)(T=25°C)
pH
Salinità (pss)
Ossigeno %
Potenziale Redox (mV)
16.06
0.912
7.98
4.84
0.37
123
Figura 3.12: Caratterizzazione chimico fisica dei campioni sottoposti a test in laboratorio rilevate in campagna
(ottobre 2009)
CATIONI
Na
K
Ca
Mg
ANIONI
Cl
CO3
SO4
Total Dissolved Solid
Bilancio Ionico
Classificazione
mg/`
meq/`
15
1
136
8
15
201
120
496
0,65
0,03
6,79
0,66
0,42
6,7
2,5
0,09
Ca-CO3 -SO4
Tabella 3.6: Caratterizzazione geochimica dei principali ioni e cationi dei campioni sottoposti a test in
laboratorio rilevate in campagna (ottobre 2009)
42
Figura 3.11: Schema apparato per test in laboratorio del metodo ASO3
43
µg/`
CIANURI liberi (Csc = 50)
FERRO (Csc = 50)
MANGANESE (Csc = 50)
CADMIO (Csc = 5)
CROMO totale (Csc = 50)
RAME (Csc = 1000)
NICHEL (Csc = 20)
ZINCO (Csc = 3000)
2,5
877,25
128,25
0,25
4,3
47,28
69,5
201
Tabella 3.7: Concentrazione dei metalli pesanti (Co, Cr totale, Fe, Mn, Ni, Zn e Cu) presenti nel campione
(ottobre 2009)
Campione
Campione t.q.
Campione trattato
Acqua
per 1 h con
Fiala 1
aria
Fiala 2
`
(2.3 /minuto)
Fiala 3
TOT
Recupero % dopo trattamento
PCE
(µg assoluti)
85.1
0,14
25,1
31,7
27,3
84,24
98.9%
1,1,1-Tricloroetano
(µg assoluti)
9.9
n.r.
n.r.*
n.r.*
n.r.*
0
0%
Tabella 3.8: Risultati sul campione trattato con aria
* la non rilevabilità nelle fiale è imputabile alla scarsa sensibilità dell’analita al FID e alla coeluizione con il MEK
presente nelle fiale
Campione
Campione t.q.
Campione trattato
Acqua
per 1 h con
Fiala 1
aria
Fiala 2
(2.3 `/minuto)
Fiala 3
TOT
Recupero % dopo trattamento
PCE
(µg assoluti)
85.1
0.07
9.5
7.2
7.0
23.77
28%
1,1,1-Tricloroetano
(µg assoluti)
9.9
n.r.
n.r.*
n.r.*
n.r.*
0
0%
Tabella 3.9: Risultati sul campione trattato con aria trattata con ozono.
* la non rilevabilità nelle fiale è imputabile alla scarsa sensibilità dell’analita al FID e alla coeluizione con il MEK
presente nelle fiale
Dai risultati sopra illustrati si evince che, il trattamento con semplice aria permette uno stripping
quantitativo dei contaminanti organici clorurati, che si ritrovano tal quali nella fase vapore (adsorbiti su
fiale di carbone attivo). Inoltre, il trattamento con aria trattata con ozono permette un abbattimento
dei contaminati organici clorurati, che non vengono semplicemente strippati ma attaccati in maniera
degradativa.
Dopo il trattamento (sia con aria che con aria trattata con ozono), sia nei campioni di acqua
che nelle fiale sono stati riscontrati analiti estranei, non presenti nel campione non trattato: THF
(1000mg/`, nelle acque dopo il trattamento), cicloesanone e 3-metil-2-pentanone.
44
Inoltre, sul campione di acqua dopo il trattamento con aria trattata con ozono (e non in quello
trattato con semplice aria) sono stati rilevati 3 composti all analisi GC-ECD (probabilmente sostanze
polialogenate): uno di essi è il bis-2-cloro-isopropiletere.
3.2.3 Documentazione tecnico-scientifica di riferimento
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3.3 Limiti di applicabilità sito-specifici e criteri per la scelta del metodo di trattamento
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3.3 Limiti di applicabilità sito-specifici e criteri per la scelta del
metodo di trattamento
Le due motodologie sopra descritte sono state sperimentate in laboratorio mediante campioni prelevati
in situ dai punti d’acqua che hanno mostrato le massime concentrazioni dei contaminanti Percloroetilene e 1,1,1,Tricloroetano. Tuttavia, nei criteri di scelata del metodo di trattamento adottabile nel
sito di Pianvallico vanno valutati i limiti di applicabilità di tali metodi in base alle condizioni sitospecifiche, ovvero devono essere considerate sia le caratteristiche litostratigrafiche del sito, sia quelle
idrogeologiche e geochimiche delle acque di falda, sia infine quelle chimico-fisiche degli inquinanti.
Le caratteristiche litostratigrafiche dell’area si presentano spazialmente molto eterogenee (sia orizzontalmente, sia verticalmente) con rapidi cambiamenti di facies litologiche in distanze relativamente,
come confermato anche dalle investigazioni del sottosuolo effettuate in fase di caratterizzazione ambientale. Al di sotto di un terreno superficiale quasi completamente antropizzato si sviluppa un corpo
sedimentario eterogeneo di 10 metri spessore medio; sotto questo corpo si incontra un substrato di
natura argillosa che costituisce la base dell’acquifero freatico. L’eterogeneità di tale corpo acquifero
sedimentario si riscontra nelle oscillazioni dei valori di permeabilità k misurati in sito tramite slug
test, variabili tra 10−4 a 10−7 m/s. La tavola d’acqua si stabilizza intorno ai 5-6 metri dal piano di
campagna.
Per quanto riguarda il successo dell’applicabilità della tecnologia ASO3, esso dipende dalla effettiva
capacità del sistema di consentire il passaggio aria all’interno del volume da trattare e della capacità
delle litologie coinvolte di far circolare l’aria (USDOE, 1995). Terreni a granulometria fine, e quindi
a bassa permeabilità, limitano la migrazione dei gas nel sottosuolo e, di conseguenza, limitano anche
l’efficacia della loro immissione e del successivo recupero dei gas. Per questo motivo, l’eterogeneità litologica potrebbe limitare l’efficacia di tale tecnologia. Per esempio, uno o più livelli a bassa
permeabilità nella zona vadosa potrebbe ridurre l’efficienza del sistema di estrazione per rimuovere i
contaminanti volatilizzati dalla zona satura (Anderson, 1995b; USDOE, 1995).
Applicazioni pratiche della ossidazione chimica in situ utilizzando miscele di aria, ozono e gas inerti
è piuttosto diffusa nel mondo anglosassone in unione con tradizionali tecniche di air sparging. Il
vantaggio dello sparging di “aria trattata”, tuttavia, è che parte della massa totale da trattare viene
chimicamente distrutta in situ piuttosto che trasferiti dallo stato disciolto a quello gassoso, tanto che
in alcuni siti non è necessario soil vapor extraction.
Per poter applicare il sistema ASO3 è indispensabile che i contaminanti siano altamente volatili.
Valori della costante di Henry superiori a 100 atm indicano una buona trattabilità, condizione soddisfatta sia per i solventi clorurati sia per le benzine. I solventi clorurarti sono caratterizzati da valori
relativamente elevati della costante di Henry, per cui il metodo ASO3 che prevede anche lo strippaggio
può essere applicato al sito in questione.
Inoltre, la possibilità di utilizzare interventi di bonifica non invasivi è stato uno dei criteri fondamentali nella scelta del trattamento, come raccomandato dal Dlgs 152/2006 tra le varie metodologie
di bonifica. In accordo con l’obiettivo principale di riduzione ed eliminazione del contaminante e di
salvaguardare la salute pubblica, il metodo ASO3 risulta più applicabile del metodo ISCR.
Per una condizione ideale di applicabilità della tecnologia ASO3 sono richiesti spessori saturi e
soggiacenza della falda maggiori di [1.5]m. Fattori importanti che determinano l’ampiezza dell’area
di influenza del pozzo di immissione sono l’altezza dello spessore saturo e la profondità al di sotto
della superficie piezometrica a cui questa “aria trattata” viene iniettata. La metodologia sperimentale
ASO3 può risultare una tecnica di bonifica impraticabile o non fattibile se le distanze sopradette
55
fossero piccole e se il numero dei punti di immissione richiesti per assicurare l’effettivo spargimento
di “aria trattata” all’intero volume contaminato fosse tale da rendere l’intervento proibitivo dal punto
di vista dei costi (Anderson, 1995a).
Tuttavia, pur considerando l’eterogeneità litologica, i buoni valori di permeabilità stimati, che
verranno confermati da successive prove di emungimento in sito, costituiscono una condizione importante per favorire la migrazione dei gas disciolti nelle acque di falda nel metodo ASO3, attraverso
lo strippaggio indotto e la contemporanea estrazione dalla zona vadosa per mezzo di un sistema di
aspirazione.
Infatti, applicato propriamente il metodo ASO3 può essere un sistema di bonifica che prevede una
relativamente bassa manutenzione, dato che richiede un disturbo minimo delle attività di sito e permette di raggiungere gli obiettivi di bonifica in tempi ragionevoli. Non dovendo trattare l’acqua di
falda in superficie, ASO3 può essere una valida alternativa a sistemi di bonifica tipo pump-and-treat,
specialmente per quanto riguarda i limite del pump-and-treat inerenti sia il declino nelle concentrazioni
di VOC sul tempo dovuto a flusso a diffusione limitata, sia i contaminanti che desorbono più prontamente nella fase gassosa che nell’acqua di falda. Dati i relativamente bassi costi di manutenzione,
questa tecnologia può essere particolarmante efficace quando devono essere trattate grandi quantità
di acqua di falda.
Nell’ambito della caratterizzazione del sito, oltre alla ricostruzione dell’estensione dell’area contaminata, devono essere state definite la permeabilità del suolo all’aria, la struttura e stratificazione
del suolo, l’umidità del suolo e la profondità della falda. La struttura e la stratificazione del suolo
sono importanti perché possono influenzare le vie e le modalità di flusso dei vapori nel suolo durante
l’estrazione. Le caratteristiche strutturali (es. stratificazione, fratture) possono causare la formazione
di vie di flusso preferenziali, che possono prolungare notevolmente i tempi di risanamento o rendere
inefficace il trattamento. Un’alta umidità (contenuto idrico > 50%) nel suolo può ridurne la permeabilità all’aria e quindi ridurre l’efficacia del SVE limitando il flusso gassoso attraverso i pori. Nel caso
in cui la falda sia piuttosto superficiale, le fluttuazioni periodiche del livello piezometrico potrebbero
temporaneamente sommergere parte del suolo contaminato o parte dei filtri dei pozzi di estrazione,
limitando il flusso dell’aria.
Il metodo non può essere applicato in presenza di fasi libere in falda (NPL). Nel caso fossero presenti
fasi surnatanti (LNAP) è necessario provvedere alla loro estrazione prima di mettere in funzione in
trattamento, altrimenti l’iniezione di aria procurerebbe la dispersione del contaminate. Se la fase libera risulta più densa dell’acqua di falda (DLNPL) immettendo aria con pressioni elevate in prossimità
del pool di contaminazione si potrebbe mobilitare il prodotto favorendo la sua dispersione nella falda.
Non può essere utilizzato per il trattamento di falde confinate, dato che lo strato confinante a bassa
permeabilità non permetterebbe il passaggio del contaminate dalla fase liquida a quella gassosa, inoltre si andrebbe ad un aumento della pressione nell’acquifero. Orizzonti o strati a bassa permeabilità
ritardano i tempi di trattamento o addirittura possono ridurre l’efficacia. Il processo di trattamento
ASO3/SVE è ottimizzato a basse profondità della contaminazione. E’ necessario predisporre un sistema di monitoraggio durante il funzionamento del sistema di ASO3/SVE. Dovranno essere controllati i
parametri operativi del sistema di aspirazione SVE, quali le depressioni alle teste dei pozzi e le portate
estratte, oltre alle pressioni e le portate relative ai pozzi di immissione di aria ASO3.
Per quanto riguarda i suoli con un contenuto organico elevato o molto secchi hanno una elevata
capacità di adsorbimento di VOC riducendone la mobilità. Se il trattamento risulta piuttosto efficace
per la fase solubile dei composti organici volatili, come i solventi clorurati, nel caso specifico la
presenza di fasi libere stratificate sul fondo dell’acquifero non può essere trattata e costituirebbe nel
corso del trattamento una sorgente continua di contaminazione. Inoltre la contaminazione è oramai
diffusa su gran parte della falda e trattare solo le sorgenti non produrrebbe effetti nelle altre zone.
Il pericolo maggiore del trattamento è quello che una volta raggiunti nelle aree a maggiore rischio
le concentrazioni desiderate, una volta interrotta la bonifica le sorgenti ancora stratificate al fondo
56
continuino a rilasciare in soluzione l’inquinante dando un effetto di rebounding.
In sintesi possiamo riassumere i vantaggi nell’applicabilità del metodo ASO3 nel sito d’interesse:
• semplificazione nella gestione del reagente (producibilità della miscela di “aria trattata” on-site,
pressioni di iniezione e portate di sistemi BV convenzionali)
• processo continuo e non in batch
• possibilità di un utilizzo separato o combinato insaturo/saturo
• assenza dei rischi derivanti dall’utilizzo di miscele liquide (dilavamento contaminazione, dispersione di reagenti disciolti in falda, sversamenti, ecc.)
• possibilità di raggiungere in modo capillare, anche nell’insaturo, i volumi di terreno da trattare
• possibilità di monitorare in tempo reale le concentrazioni di reagenti nei gas interstiziali
• possibilità di controllare l’intervento in termini di effluenti con presidi SVE
• bassi costi di strumentazione e bassi costi operativi
• minimo disturbo del sito durante l’istallazione del sistema di bonifica
• distruzione in-situ dei contaminanti obiettivo della bonifica
• rapida diminuzione della massa di contaminante e della concentrazione nelle acque di falda nel
giro di poche settimane dall’inizio del trattamento
• non c’è la necessità di un controllo del vapore
• la reazione è pulita e non dà luogo alla formazione di metaboliti
• la dimensione delle microbolle e la modalità di introduzione negli spazi interstiziali del terreno
assicura il massimo contatto con in contaminante
D’altro canto, i limiti all’applicabilità di ASO3 possono essere elencati come segue:
• Restrizioni sulla litologia della zona da trattare, dato che il trattamento risulta particolarmente
efficace in materiali a granulometria grossolana ed omogenea
• Necessita di una considerevole potenza elettrica installata (consumi di circa [20]kW h per ogni
kg/h di O3 prodotto)
• Raffreddamento ad acqua del generatore di O3 che porta ad elevati quantitativi di acqua
(incremento di temperatura di circa [5]◦ C)
Vengono riportati di seguito i criteri di applicabilità riferiti ai singoli parametri condizionanti il trattamento sito-specifico mediante ASO3 (Tabella 3.10).
57
58
Tabella 3.10: Scheda relativa alle condizioni ottimali, ai vantaggi e agli svantaggi nell’utilizzo dell’Ozono
L’impiego di sospensioni di nano-particelle di ferro ha il vantaggio di poter essere direttamente
iniettate nell’acquifero anche a notevoli profondità, ed è una nuova tecnologia molto promettente
per il trattamento diretto delle sorgenti. L’utilizzo di ferro zero-valente nanoscopico permetterebbe
di superare i limiti tecnici delle PRB e consentirebbe inoltre di ottenere cinetiche di degradazione
molto più rapide, grazie all’elevatissima superficie specifica delle nano-particelle ed alla loro mobilità
nel sistema acquifero. Nel caso della maggior parte dei composti organo-alogenati le sorgenti di
contaminazione risultano essere fonti di inquinamento a lungo termine, costituite da una fase non
acquosa (DNAPL) che rilascia in modo continuo una piccola frazione del contaminante nell’acqua
di falda. Pertanto un intervento aggressivo diretto alla sorgente ridurrebbe notevolmente i tempi di
bonifica, che in caso contrario potrebbero protrarsi per diverse decine di anni.
L’utilizzo di tale tecnologia impone di individuare un nuovo processo produttivo per le nano-particelle
di ferro zero-valente è determinata dall’esistenza di un unico prodotto commerciale disponibile sul
59
mercato europeo ed italiano, il quale ha inoltre caratteristiche granulometriche e di impurezza che
lo rendono incompatibile con le applicazioni ambientali. Inoltre, vista la novità dell’applicazione,
non è ancora completamente chiaro quali siano le caratteristiche ideali della sospensione di nanoparticelle di ferro zero-valente che garantiscono una più alta efficienza di abbattimento, una longevità
e selettività elevata ed una distribuzione efficiente delle particelle all’interno del sistema acquifero.
Inoltre le complesse problematiche che entrano in gioco, nella ricerca delle caratteristiche ottimali
della sospensione di nano-particelle ferrose, fanno sì che il conseguimento di questo obiettivo sia
possibile solo adottando un approccio multi-disciplinare.
I processi che regolano il trasporto di ferro nanoscopico a scala di campo sono complessi e, ad
oggi, oggetto di numerose ricerche. Le interazioni di nanoparticelle con il mezzo poroso e le particelle
circostanti è uno dei problemi più rilevanti nell’utilizzo di questa tecnologia nella bonifica dei siti
inquinati. Il ferro nanoscopico è usualmente iniettato come sospensione acquosa nell’acquifero e le
particelle vengono trasportate dal flusso di falda e dal moto Browniano mentre interagisco sia tra loro
che con il suolo (così come descritto dalle Unità di ricerca I, II eIII).
Al fine di ottimizzare la bonfica tramite Ferro nanoscopico zero-valente, il raggio di influenza della
sospensione iniettata dovrebbe essere massimizzato e le nanoparticelle non dovrebbero lasciare la
zona contaminate con una residua capacità di degradazione. Come già sottolineato in precedenza,
il trasporto di ferro nanoscopico è molto influenzato dalla variabilità spaziale delle caratteristiche
chimico-fisiche del suolo, l’influenza della distribuzione delle idrofacies e delle proprietà del suolo sul
trasporto di ferro nanoscopico a scala di campo rappresenta uno dei punti più critici in merito alle
condizioni sito specifiche, dato che non l’influenza delle eterogeneità del sistema potrebbe impedire il
trasporto del reagente in maniera non uniforme nel volume da trattare, non provvedendo dunque alla
degradazione e bonifica di un porzione di massa disciolta di composti organoclorurati in falda.
Da quanto si è potuto verificare dalla documentazione tecnico scientifica esistente e sulla base della
sperimentazione il laboratorio condotta, appare evidente che l’utilizzo di soluzioni di ferro nanoscopico
in falda, nel caso in cui il trasporto fosse inibito verso porzioni di acquifero meno permeabili, non si
avrebbero le riduzioni di massa attese del contaminate. Ciò rende estremamente incerto l’impiego
di tale tecnologia poiché l’eterogeneità del campo di permeabilità condiziona fortemente i percorsi
di deflusso della soluzione ferrosa con la possibilità di aggregazioni e fenomeni di adsorbimento sulla
matrice solida. Inoltre l’iniezione di una soluzione di ferro determinerebbe delle reazioni di ossido
riduzione pregiudicando l’equilibrio chimico fisico delle acque di falda, aumentando in maniera irreversibile la concentrazione di Fe. Non potendo circoscrivere idrodinamicamente una eventuale area
per l’esecuzione del test pilota per la verifica di tali condizioni limitanti, si ritiene non vantaggioso
per il sito di Pianvallico procedere alla sperimentazione in situ. Sulla base delle valutazioni in merito
ai potenziali vantaggi e limiti di impiego dei due sistemi di bonifica studiati per il disinquinamento
delle acque di falda dell’area industriale di Pianvallico, si può affermare che in relazione alle condizioni
sito specifiche di carattere idrogeologico, di contaminazione ed urbanistiche si ritiene opportuno poter
intervenire utilizzando il sistema di spargine accoppiato con ossidazione chimica di ozono. Il sito
infatti dal punto di vista delle caratteristiche idrodinamiche, del campo di velocità di filtrazione della
falda, delle dimensioni granulometriche e tessiturali del terreno, e dei parametri chimico fisici della
falda non presenta limitazioni all’applicabilità del sistema. Applicare tale metodologia permette di
seguire procedure tecnico operative conosciute sia del sistema di iniezione di aria nel mezzo acquifero
saturo sia per l’estrazione di vapori strippati dalla zona vadosa. Questa tecnica provvederà all’azione
combinata di strippaggio dei VOC e alla degradazione chimica della massa inquinante verso composti
inerti non tossici. I limiti legati alla eterogeneità di permeabilità nella diffusione del reagente ossidante
in falda devono essere valutate mediante un test pilota, comunque l’iniezione di una miscela di aria e
ozono non costituisce un pericolo per l’equilibrio chimico fisico della falda e dato che i tempi di rezione
sono estremamente bassi e il tempo di decadimento dell’ozono, con basse percentuali di miscelazione
in aria, è di circa 3 gironi.
60
La complessità dell’intervento di bonifica è dovuto essenzialmente alla forte dispersione della massa
inquinante per effetto del trasporto in falda. Nel corso degli ultimi 20 anni, infatti, il pennacchio della
contaminazione è migrato dall’originale area di sversamento, seguendo la direzione di deflusso della
falda, fino l’estremo meridionale dell’acquifero interessando le emergenze sorgive. Dal monitoraggio
eseguito si può escludere una riduzione di massa di contaminazione a seguito di processi di naturale attenuazione. Le condizioni ambientali, infatti, non permettono fenomeni di biodegradazione dei
composti inquinanti, la massa disciolta ha subito fenomeni di naturale attenuazione dovuta essenzialmente alla dispersione in falda. Una parte cospicua di massa è stata poi emunta dai numerosi
pozzi presenti nell’area e drenata verso le emergenze sorgive poste nel limite orientale del terrazzo. È
possibile presupporre che i fenomeni di attenuazione nel sistema idrico sotterraneo appena citati, nel
corso degli anni possano determinare un parziale miglioramento della qualità delle acque di falda nella
porzione centrale dell’acquifero. Al contrario il trasporto della massa di contaminazione determinerà
un progressivo aggravarsi della qualità delle acque di falda verso la parte meridionale dell’acquifero
stesso, come già avvenuto per la contaminazione storica da 1,1,1 TCA, il cui centro di massa è oramai
presente in tale settore. Nel settore meridionale, a causa dell’eccessiva estensione in cui è dispersa la
massa disciolta, risulta difficile poter intraprendere un possibile intervento di bonifica che determini
un abbattimento delle concentrazioni in falda. La contaminazione viene drenata naturalmente verso
le sorgenti, che svolgono un ruolo di autodepurazione del sistema. I tempi necessari affinché la massa
di contaminazione accumulatasi nel settore meridionale venga drenata verso i recapiti sorgivi, saranno
oggetto studio e di monitoraggio nel corso del lavoro e costituirà uno degli obiettivi del piano di
intervento per la bonifica della falda. L’area in cui è necessario eseguire un intervento diretto, corrisponde alla zona sorgente costituita in prevalenza da PCE che sarebbe da localizzare immediatamente
a NW del pozzo 17, e a sud del Pz5. Dato che tale contaminazione è stata cagionata almeno dalla
fine degli anni ’90, considerando che le concentrazioni non superano i 50 µg/` nell’area di potenziale
sversamento, e che le potenziali fonti di pericolo sono oramai dismesse, si può ipotizzare che la fase
libera della contaminazione sia pressoché disciolta e solubilizzata in falda e che non vi sia attualmente una ricarica. Sulla base del quadro conoscitivo ad ora ricostruito si ritiene che l’intervento
debba avere come obiettivo principale la riduzione della massa di contaminazione, che possa portare
le concentrazioni di organoalogenati totali almeno al di sotto dei 10 µg/`, secondo quanto previsto
dal Dlgs. 152/06 (M.A.T.T., 2006) come concentrazione di soglia di contaminazione. L’intervento
dovrà dunque interessare un area ristretta corrispondente al centro di massa di contaminazione, pari
a circa il 70% della massa totale stimata in tale settore, circa 400 g. L’intervento dovrà produrre
una sensibile riduzione della massa per evitare che questa possa poi migrare verso la parte meridionale dell’acquifero come già avvenuto per la contaminazione storica da 1,1,1 TCA. L’estensione del
centro di massa in un’area di circa 150 × 150 m, necessita un approfondimento dei parametri limitanti l’efficacia ed i tempi di intervento, per i sistemi che prevedano la degradazione dei composti
organoalogenati disciolti in falda mediante processi chimici assistiti. Dopo aver valutato le diverse
soluzioni possibili per il raggiungimento degli obiettivi di bonifica, tenendo conto della sostenibilità
ambientale ed economica dell’intervento, oltre alla necessità di salvaguardare l’integrità delle attività
industriali presenti nell’area e tenuto conto degli oggettivi problemi logistici del sito, si ritiene opportuno intervenire con un sistema di disinquinamento che operi la bonifica della massa di contaminazione
nell’area di massima concentrazione mediante la mutua azione di degradazione chimica assistita e lo
strippaggio dei composti inquinanti. Nel corso della relazione verranno dunque valutate le condizioni
61
operative, il dimensionamento del sistema, i tempi di funzionamento ed i costi. Verranno valutate le condizioni che tengano conto della complessità del sistema idrogeologico, verranno valutate le
potenzialità e la fattibilità del sistema di bonifica in esame in base alla sostenibilità ambientale ed
economica dell’intervento. Parte della massa verrò direttamente degradata in composti inerti, quali
H2 O, CO2 , Eteni ed Etani, una porzione verrà strippata e trasferita dalla zona vadosa dove i gas
verranno aspirati con opportuno sistema. L’innovazione del metodo risiede nel fatto che il sistema
sfrutti principi di disinquinamento con tecnologia nota e di comprovata efficacia come lo sparging
dei composti VOC inquinanti, a cui viene associata la degradazione chimica mediante miscelazione
di O3 allo stato gassoso, senza introdurre soluzioni liquide e agenti chimici il cui degrado ambientale
potrebbe alterare il chimismo delle acque di falda irrimediabilmente.
62
5 Indagini geognostiche e rilevamento dati
idrogeologici per il dimensionamento del
sistema di bonifica
5.1 Indagini geolettriche
Per il raggiungimento degli obiettivi di caratterizzazione ambientale, in relazione alle possibili attività
di interventi di bonifica o messa in sicurezza del sito, è stato necessario circoscrivere e localizzare
con precisione le possibili sorgenti primarie di contaminazione e i percorsi di migrazione in falda. A
tal proposito, le indagini geognostiche, volte all’acquisizione diretta dei dati di campagna, sono state
integrate con metodi geofisici quali il metodo geoelettrico della resistività e quello della polarizzazione
indotta.
Si è deciso di impiegare il metodo geoelettrico di resistività associato a quello di polarizzazione
indotta per ottenere una adeguata ricostruzione stratigrafica, e contemporaneamente per individuare
anomalie riconducibili ad un’alterazione delle caratteristiche chimiche delle acque di falda nella probabile zona di sorgente della contaminazione. Infatti, la composizione chimica dell’acqua riveste un
ruolo di primo ordine fra i vari fattori che incidono sulla risposta in termini di caricabilità (Santarato, 2006). L’affidabilità di tali metodi in un sito contaminato è stata attentamente valutata per
via sperimentale e sulla base di casi di studio in ambito di ricerca ed in ambito professionale che
permettono di identificare i metodi come adeguati agli scopi di questo lavoro (Santarato, 2006).
Il principio metodologico della resistività si basa sostanzialmente sulla misura del campo elettrico
creato artificialmente nel terreno con appositi dispositivi elettrodici, costituiti normalmente da due
coppie di elettrodi, dei quali: la prima coppia (A e B) costituisce il circuito di iniezione di corrente, la
seconda (M e N) il circuito di misura della differenza di potenziale provocata nel terreno dal passaggio
della corrente stessa. L’obiettivo è quello di ricostruire modelli di resistività del sottosuolo attraverso
un processo di inversione dei dati acquisiti in campagna. Per un mezzo omogeneo ed isotropo, nota
la corrente I (misurata in Ampère) e misurata la differenza di potenziale ∆V (in Volt), attraverso la
Legge di Ohm è possibile ricavare i valori di resistività apparente, utilizzando la relazione 5.1:
∆V = ρ(l/k)I
(5.1)
dove con ρ si indica la resistività (Ωm) e con k il fattore geometrico, che dipende dalla posizione
reciproca degli elettrodi.
All’interno di questo scenario appare chiaro che l’indagine di resistività risulta un metodo ottimale per definire i limiti tra spessori impermeabili e spessori permeabili ed all’interno di quest’ultimi
individuare i livelli potenzialmente saturi, Figura 5.1.
Le misure di caricabilità ottenute mediante il metodo di polarizzazione indotta permettono di analizzare la risposta del terreno che, una volta attraversato da corrente continua immessa nel sottosuolo,
mostra tempi di scarica differenti (Santarato, 2006). Quest’ultimo comprende un insieme di fenomeni transitori che avvengono nel terreno se sottoposto ad un campo elettrico applicato tramite lo
stesso dispositivo quadripolare ABMN utilizzato per le misure di resistività. Energizzando il terreno
con una corrente di intensità costante (I) attraverso gli elettrodi AB per un certo tempo e si misura
il potenziale di equilibrio tra gli elettrodi MN, si osserverà che qualche formazione nel sottosuolo
63
5 Indagini geognostiche e rilevamento dati idrogeologici per il dimensionamento del sistema di bonifica
Figura 5.1: Dispositivo elettrodico per misure di resistività
Figura 5.2: Schema dell’andamento della curva di scarica
manifesterà il fenomeno della polarizzazione. Nel momento in cui si interrompe la corrente elettrica
agli elettrodi A e B, la differenza di potenziale misurata tra M e N non si azzera istantaneamente ma
si scaricherà in un determinato tempo. La durata di questo fenomeno è variabile e può raggiungere a
volte parecchi secondi: si tratta pertanto di un fenomeno elettrico relativamente lento e temporaneo.
In Figura 5.2 è riportato schematicamente l’andamento della curva di scarica: quello che si misura
è l’area sottesa dalla curva di decadimento del potenziale V (t), per un intervallo di tempo∆t , in
rapporto con il potenziale registrato prima dell’inizio del processo di scarica V0 :
ˆt1
M=
V (t)dt/V0
(5.2)
t2
dove la grandezza M è detta caricabilità ed è generalmente misurata in millisecondi (Santarato,
2006).
Sono quindi state impostate 4 finestre temporali in fase di acquisizione pari a 100, 200, 400 e 800
ms: questa scelta è stata effettuata considerando i tempi di scarica caratteristici dei depositi alluvionali
di interesse, cercando di impostare delle misure con approccio “cautelativo”, che permettesse di
64
osservare la curva di scarica per tutto il suo sviluppo. I rilievi così disposti hanno permesso di
ricostruire anche piante di caricabilità a diverse profondità.
Il fenomeno fisico può essere spiegato modellando il terreno come una distribuzione di condensatori
che si caricano e si scaricano attraverso delle resistenze. Il tempo richiesto per ripristinare le condizioni
di equilibrio è funzione del grado di polarizzabilità del terreno. I principali fattori che determinano
la polarizzazione indotta (IP) sono la composizione mineralogica, la tessitura, la percentuale d’acqua
(umidità naturale) e la composizione chimica dell’acqua interstiziale (elettrolita). I fenomeni che
avvengono a livello microscopico nel materiale sottoposto a corrente elettrica sono globalmente di
due tipi: polarizzazione elettrodica e polarizzazione di membrana.
La polarizzazione di elettrodo trae origine dalla presenza di minerali metallici disseminati nella
matrice, che determinano il passaggio da conduzione ionica nell’elettrolita, ad elettronica nei minerali.
Essa dipende soprattutto da tre fattori: tipo, tenore (%) e diametro medio dei granuli metallici ed in
particolare cresce col diminuire del diametro medio. La polarizzazione di membrana avviene quando
nel terreno vi siano particelle di minerali silicatici fibrosi o lamellari, che si affacciano alle pareti dei
pori, ove sia presente un fluido interstiziale. Le particelle di argilla (fillosilicati) sono i minerali in cui
si realizza meglio questa situazione, poiché presentano sulla superficie a contatto con l’elettrolita gli
ossigeni della loro struttura elementare tetraedrica, che, carichi negativamente, attraggono i cationi
presenti nel fluido. Questo addensamento di ioni determina una parziale ostruzione dei pori. Nel
momento in cui si invia la corrente agli elettrodi AB il passaggio è ostacolato, in quanto gli ioni positivi
devono passare attraverso la nube cationica, mentre quelli negativi sono attratti dalla superficie dei
minerali argillosi; la nube cioè funziona come una “membrana selettiva di ioni”. Al cessare della
corrente esterna, le nubi ioniche si neutralizzano per diffusione, mantenendo una corrente transitoria
dello stesso segno di quella applicata.
Tali metodi sono applicati in un contesto geologico-ambientale caratterizzato da depositi alluvionali
costituiti prevalentemente da ciottoli, ghiaie, sabbie, argille e limi. Diversi autori sono concordi
nello stimare la resistività delle argille entro un range di valori compresi tra 1-30 Ωm: nella scala
di rappresentazione adottata, Figura 5.3, ciò implica che le tonalità azzurre segnalano una sicura
componente argilloso-limosa, mentre i colori gialli-bianchi indicano una componente argillosa limitata.
I valori di resistività più elevati sono attribuibili agli spessori sabbiosi ed a quelli ghiaiosi: le prime sono
comprese tra i 100-150 Ωm, mentre alle ghiaie ed agli spessori ciottolosi sono stati associati valori
superiori a 150 Ωm; nella scala di colori adottata il colore rosso implica un’alta percentuale ghiaiosa o
ciottolosa. I valori compresi tra 50 e 100 Ωm sono relazionabili agli spessori saturi, compresi nella parte
basale del livello permeabile e fondamentali ai fini della localizzazione del plume di contaminazione in
falda.
Figura 5.3: Scala grafica dei valori di resistività
Figura 5.4: Scala grafica dei valori di caricabilità
La Figura 5.4 presenta uno schema riassuntivo delle scelte di rappresentazione delle misure di
caricabilità: il range complessivo dei valori acquisiti ha permesso di impostare il limite inferiore e
quello superiore per la finestra temporale, mentre i range intermedi sono stati determinati in rela-
65
Figura 5.5: Correlazione tra sondaggi geognostici e misure di resistività
zione a quanto descritto sopra. Ciò ha permesso di ottenere una classificazione snella, predisposta
all’individuazione degli spessori di interesse e ben interpretabile all’interno di ogni finestra temporale.
In relazione agli obiettivi prefissati si è impostato il lavoro per ottenere una chiara valutazione dell’efficacia dei metodi geoelettrici applicati e per fornire elementi utili allo studio di caratterizzazione,
soprattutto per quanto riguarda la ricerca della potenziale sorgente di contaminazione. Le indagini
sono state concentrate in due aree, “Settore 1” ( a Nord della proprietà IPT, profili da AA’ a GG’
compresi) e “Settori 2 e 3 ( a Sud della proprietà IPT, profili HH’ e II’, Figura 5.6” (C.G.T., 2010a),
integrando i dati ottenuti dalle prospezioni geoelettriche con i risultati delle campagne geognostiche
definendo in modo esaustivo i caratteri generali del sito sia dal punto di vista geologico che idrogeologico. In particolare in base ai risultati dalla campagna geoelettrica, sono stati eseguiti dei sondaggi
con installazione di piezometri in modo da ottenere una correlazione tra misure dirette su campioni
prelevati in sito, attraverso analisi chimiche sia di acque che di suoli, e le misure indirette ottenute
dalle indagini geoelettriche.
I risultati delle indagini hanno permesso di definire con chiarezza il livello potenzialmente saturo e
valutare l’efficacia di tali metodi attraverso il confronto tra i dati ottenuti dalla campagna geognostica
e quanto interpretato a partire dalle prospezioni di resistività. In Figura 5.5 è riportato uno schema che
permette di rilevare la buona corrispondenza nell’individuazione dei livelli di interesse. In particolare
sono stati intercettati e rilevati i limiti dello spessore permeabile interessati dalla presenza della falda
superficiale.
Di seguito viene riportata la planimetria con l’ubicazione degli stendimenti di resistività e caricabilità
relativi ai profili DD’, HH’ e II’ correlati con l’ubicazione dei pozzi P17, P10 e il piezometro Pz3, Figura
5.6.
La profondità di indagine pianificata a priori si è rivelata corretta e la risoluzione della misura ha
permesso di fornire continuità ai dati monodimensionali a disposizione. In particolare è stato ben
rapportato il limite tra lo spessore di copertura più conduttivo (fino a 4 m dal p.c.) e il limite
superiore del livello acquifero superficiale (intercettato ad 8 m dal p.c.) ed è stato dunque possibile
valutare positivamente l’affidabilità del metodo di resistività, Figura 5.7.
In Figura 5.8 vengono rappresentate le fasi relative agli stendimenti dei profili HH’ e II’, ubicati nei
settori, relativi alle misure di resistività e caricabilità.
Per la calibrazione dei valori di caricabilità rilevati in relazione alla zona satura caratterizzata da livelli
di concentrazione di composti organo alogenati, si è provveduto a confrontare le evidenze ottenute
dalle tomografie di caricabilità con i risultati delle analisi chimiche sulle acque di falda. In Figura 5.9
66
Figura 5.6: ubicazione dei profili di resistività e caricabilità più significativi, coordinate piane nel sistema
nazionale Gauss-Boaga Fuso W
Figura 5.7: Sezioni di resistività relativi ai profili HH’ e II’
67
A
B
Figura 5.8: Fasi di acquisizione in campagna, profilo HH’ e II’
Figura 5.9: Correlazione tra i valori di caricabilità e i livelli di contaminazione in falda
sono sintetizzati due casi in cui è stato possibile riferire i valori di concentrazione rilevati in falda con i
rispettivi valori di caricabilità: si può osservare come nel profilo HH’ e II’, per valori di concentrazione
totali dei composti organo alogenati pari a circa 50 µ/l monitorati nel pozzo P17, e nel pozzo P10
con valori di concentrazione totali pari a 40 µ/l corrispondano valori di caricabilità sensibilmente più
elevati e dell’ordine di 30 ms. Ciò permette, nel sito specifico, di poter restringere all’interno di
determinati range di caricabilità la presenza di anomalie legate a composti contaminanti disciolti in
falda.
Nelle Figure5.10e 5.11, profilo DD’, per valori di concentrazione inferiori a 0.1 µ/l (limite strumentale di rilevabilità) riscontrati nel piezometro Pz3, siano associati valori di caricabilità massimi di 9 ms.
Questo confronto ci permette di capire che, per una valutazione dell’efficacia del metodo applicato,
valori di caricabilità 3 volte superiori nell’area con accertata contaminazione rispetto a quella in cui
la contaminazione non è stata riscontrata, rappresentano un test significativo.
Questo riscontro rappresenta un riferimento fondamentale per il raggiungimento degli obiettivi a
supporto dello studio di caratterizzazione, in particolare la localizzazione del centro di massa della
contaminazione e l’estensione del plume di contaminazione in modo da dimensionare con una certa
precisione il sistema di bonifica.
68
5.2 Rilevamento dei parametri idrodinamici dell’acquifero
Figura 5.10: Profilo di caricabilità DD’
Figura 5.11: Profilo di resistività DD’
Per il dimensionamento del sistema di bonifica si è reso necessario eseguire delle prove in situ per la
determinazione dei parametri idrodinamici dell’acquifero, importanti per capire le modalità di trasporto
e i possibili percorsi di migrazione degli inquinanti in falda. Nel caso in esame sono state condotte una
serie di Slug Test, prove puntuali che hanno permesso di definire i valori della conducibilità idraulica
nelle immediate vicinanze dei piezometri oggetto delle prove.
Lo Slug Test è divenuto uno dei metodi più usati in quanto la rapidità e la facilità di esecuzione di
queste prove soddisfa le esigenze dei moderni metodi di valutazione della vulnerabilità degli acquiferi e
del rischio di inquinamento (Civita, 2005). La prova consiste nel provocare una variazione istantanea
del livello piezometrico in un foro di non grande diametro (piezometro) e nella misura del tempo
necessario per il successivo ripristino delle condizioni iniziali. La velocità di ripristino del livello sarà
direttamente correlata alla conducibilità idraulica dell’acquifero testato.
Nel caso in esame si è scelto di operare con una prova a carico variabile decrescente: il test è
stato eseguito con il riempimento istantaneo del perforo intubato con acqua chiara sino al livello del
boccaforo dall’istante t = 0 coincidente con il colmamento del perforo, viene misurato l’abbassamento
del livello dinamico (h/h0 ) in funzione del tempo t trascorso dall’inizio della prova sino al ripristino
del livello statico misurato prima della prova. I dati delle 15 prove condotte su altrettanti piezometri
sono stati elaborati utilizzando i metodi di Bouwer & Rice e Black (Civita, 2005) .
Il metodo proposto da Bouwer & Rice è originale e molto utile per la sua versatilità, infatti è applicabile in qualsiasi condizione (acquifero libero o confinato, penetrazione totale o parziale dell’acquifero,
carico crescente o decrescente, pozzi di grande diametro o piezometri). I parametri di ingresso per la
restituzione dei valori di conducibilità idraulica sono:
1. diametro del pozzo di Ø = 100 ;
2. diametro del tratto fenestrato Ø = 100 ;
69
3. lunghezza del tratto fenestrato L = 3m;
L’andamento della prova è identico a quanto già descritto in precedenza e il valore della conducibilità
idraulica è determinata dalla relazione:
K = (rc2 ln(Re /rw )/2Lf ill ) ∗ 1/t ∗ ln(H0 /Ht )
(5.3)
dove: Re = raggio effettivo (distanza oltre la quale H è dissipata) ; rw = è la distanza dall’asse del
perforo alla zona dell’acquifero indisturbata; rc = raggio del filtro; H0 = livello statico prima della
prova; Ht = livello dinamico durante la prova; t = tempo della prova; Lf ill = lunghezza del tratto
fenestrato.
Il grafico riportato di seguito (Figura5.12) descrive le grandezze in gioco per il calcolo dei valori di
conducibilità idraulica.
Figura 5.12: Schema di uno Slug Test modificato da Civita (2005)
Il metodo di Black è simile al metodo descritto precedentemente (B & R), ma la differenza tra i
due metodi è nel modo in cui viene fatto il fitting dei punti misurati plottati sul grafico. Il fitting
dei punti viene realizzato attraverso una regressione lineare piuttosto che la curva utilizzata invece
nel metodo di B & R. I parametri di ingresso nel software sono gli stessi del metodo di B. & R. e la
formula per il calcolo della conducibilità idraulica è la seguente Equazione 5.4:
K = Tx rc2 ln(Re /rw )/(2bDx )
(5.4)
dove: Re = raggio effettivo (distanza oltre la quale H è dissipata); rw = è la distanza dall’asse del
perforo alla zona dell’acquifero indisturbata; rc = raggio del filtro; Tx = coordinata della curva tipo;
Dx = coordinata della curva sperimentale.
Per avere un quadro generale sui punti in cui sono state effettuate le prove di permeabilità, Figura
5.13 viene riportata la planimetria con l’ubicazione dei piezometri, Figura 5.13, punti in rosso.
70
Figura 5.13: Ubicazione delle prove di permeabilità
Successivamente vengono riportati i grafici interpretativi per ogni punto di esecuzione della prova
relativamente ai due metodi di interpretazione, Figure 5.15, 5.16, 5.17, 5.18. Come è possibile
valutare dalla carta delle ubicazioni delle prove, Figura 5.13 la distribuzione dei punti di misura non è
regolare ed omogenea, ciò è dovuto al fatto che i piezometri impiegati per le prove derivano in parte
da installazioni pregresse, e da quelli utilizzati per la caratterizzazione. In relazione alla necessità di
dimensionare il sistema idraulico di emungimento, è necessario disporre di una maggiore densità di
dati di conducibilità idraulica nell’area a maggiore contaminazione, nel caso specifico solo quattro
delle quindici prove eseguite ricadono in prossimità dell’area di intervento (Pz1, Pz5, Pz6, Pz7). Va
ricordato inoltre che i risultati della prova sono rappresentativi solo di un’area circoscritta al foro
d’indagine, a differenza di prove di portata che restituiscono dei valori mediati di conducibilità per un
volume dell’acquifero corrispondente al raggio di influenza del pozzo alla portata corrispondente. Per
71
questo motivo nelle fasi iniziali di installazione del sistema idraulico verranno condotte nella zona di
intervento ulteriori prove di portata per integrare e validare i dati sino ad ora rilevati.
Piezometri
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
K (m/s)
Bouwer-Rice
Black
5,67E-07
5,65E-07
5,61E-05
5,55E-05
5,42E-05
5,34E-05
6,61E-06
2,82E-06
7,69E-06
7,50E-06
2,02E-06
3,32E-06
6,45E-06
5,26E-06
3,78E-06
3,74E-06
3,14E-05
3,34E-05
3,38E-06
2,88E-06
1,43E-04
1,45E-04
1,30E-04
1,34E-04
9,23E-07
9,76E-07
5,69E-06
4,87E-06
4,42E-05
3,68E-05
Kmed (m/s)
5,66E-07
5,58E-05
5,38E-05
7,60E-06
7,60E-06
2,67E-06
5,86E-06
3,76E-06
3,24E-05
3,13E-06
1,44E-04
1,32E-04
9,50E-07
5,28E-06
4,05E-05
Tabella 5.1: Valori di conducibilità idraulica per i metodi Bouwer & Rice - Black
Dalle interpretazioni delle prove (Tabella 5.1), eseguita con i metodi descritti in precedenza, si
è ottenuto un valore medio di conducibilità idraulica orizzontale pari a 3,3×10−5 m/s , con un
massimo di 1,4×10−6 m/s ed un minimo di 5,6×10−7 m/s, Figura 5.14. La deviazione standard
della distribuzione è di 4,6×10−05 m/s, prossima al valore medio di conducibilità, questa variabilità
è dovuta all’estrema eterogeneità del mezzo acquifero, in cui è possibile associare i valori massimi
alle idrofacies di tipo sabbioso-ghiaiose, quelli minimi alle idrofacies limose mentre il valore medio è
riferito alle idrofacies sabbiose.
Figura 5.14: Istogramma di frequenza dei valori di conducibilità misurati negli Slug Test
72
A
B
C
D
Figura 5.15: Slug Test: A) Pz1; B) Pz2; C) Pz3; D) Pz4
73
E
F
G
H
Figura 5.16: Slug Test: E) Pz4; F) Pz5; G) Pz6; H) Pz7
74
I
L
M
N
Figura 5.17: Slug Test: I) Pz8; L) Pz9; M) Pz10; N) Pz11
75
O
P
Q
R
Figura 5.18: Slug Test: O) Pz12; P) Pz13; Q) Pz14; R) Pz15
76
6 Dimensionamento preliminare del sistema
di bonifica
6.1 Test pilota: verifica in situ dell’efficienza del metodo
sperimentale individuato
Sulla base di quanto ampiamente discusso nel capitolo precedente, è stato sperimentato il trattamento
denominato ASO3
Per il dimensionamento del sistema di bonifica, che prevede l’azione combinata di processo fisico
di strippaggio e di degradazione chimica in situ, sarà necessario condurre un test pilota in fase di
realizzazione operativa.
La prova pilota costituisce uno strumento essenziale per misurare direttamente le variabili di progetto ed apportare le variazioni necessarie per ottimizzare l’efficacia del sistema. Nel capitolo precedente sono state descritte le caratteristiche idrodinamiche dell’acquifero attraverso slug test, ma sarà
necessario condurre una prova di portata, una volta realizzato un foro pilota nell’area di intervento
Ciò permetterà di definire la portata ottimale del pozzo di iniezione ed il raggio di influenza massimo,
in base al quale verrà calibrato il dimensionato tutto l’impianto.
Il test pilota sarà realizzato mediante un impianto costituito da un pozzo di iniezione, con un
sistema pozzi di controllo in falda ed uno di estrazione nella zona vadosa.
I pozzi di controllo, data l’eterogeneità del terreno, saranno disposti a distanze diverse rispetto al
punto di iniezione, precisamente alla distanza di 2, 4.5, 7, 10 m per valutare l’influenza del trattamento.
6.1.1 Generalità
Gli studi pilota forniscono le informazioni necessarie per produrre un modello di applicazione della
tecnologia che tenga conto dell’appropriata distanza dei punti di iniezione e dell’appropriato flusso di
iniezione. Inoltre servono per selezionare il miglior ossidante per la bonifica dei contaminanti presenti
in relazione alle condizioni del sito.
I test pilota sono utili anche per stimare i costi della bonifica infatti vengono presi in considerazione
tutti i parametri di iniezione come la concentrazione dell’ossidante, il grado di iniezione, la temperatura,
la pressione, il raggio di influenza ed il volume iniettato (ITRC, 2005; Huling & Pivets, 2006)
Per la pianificazione dei test pilota si devono comunque tenere presenti le seguenti considerazioni:
• Eseguire il test pilota in luoghi rappresentativi delle condizioni dell’area in analisi. Questo si
ha normalmente in piccole porzioni del sito dove si ha la contaminazione maggiore e dove si
possono eseguire i test senza interruzioni;
• Dettagli conoscitivi del sito come l’andamento orizzontale e verticale dei pennacchi di contaminazione, l’ubicazione dei sottoservizi o altri incombri, i possibili ricettori;
• Dettagli tecnici costruttivi di tutti i pozzi, sia di immissione, di estrazione sia di monitoraggio;
• Pianificare le iniezioni di ossidante avendo cura di scegliere una giusta spaziatura ed un giusto
allineamento dei punti di iniezione. Per assicurare poi una distribuzione uniforme dell’ossidante nella zona contaminata, le zone di influenza di ogni pozzo di iniezione dovrebbero essere
sovrapposte;
77
• Pianificare una rete di monitoraggio con pozzi nelle vicinanze di ogni punto di iniezione ed
estrazione;
• Verificare l’area di influenza intorno ai punti di iniezione mediante la stima della pressione,
dell’aumento di DO e della dispersione della concentrazione del fluido iniettato;
• Per le iniezioni di liquido si dovrebbero eseguire dei test per determinare la dispersione della
soluzione nell’acquifero.
Figura 6.1: Dettaglio delle caratteristiche costruttive di un pozzo di iniezione ASO3
La progettazione del test pilota parte dallo studio del modello concettuale del sito, definito tramite le
indagini previste dal Piano di caratterizzazione che si traduce operativamente(Veggi & Del Frate,
2005):
• nel monitoraggio dei parametri di interesse in condizioni indisturbate, preliminarmente all’avvio
del test pilota;
• nella definizione dei parametri operativi del sistema, pressioni e portate ottimali di inizione;
• nella valutazione dell’estenzione dell’area influenzata dal trattamento;
• nella descrizione di tutti gli obiettivi che si intendono raggiungere tra cui gli elementi necessari
per la progettazione dell’impianto full scale, e i dati utili per valutazioni su efficacia, tempi della
banifica.
78
Un pozzo di inizione di aria in falda prevede delle caratteristiche costruttive differenti Dda quelle di
un piezometro, in particolare viene previsto un sistema di isolamento al top del tratto fenestrato per
impedire che l’aria insufflata al di sotto della tavola d’acqua raggiunga la zona vadosa e la superficie
tramite il foro. Tale isolamento è garantito da una miscela cementizia bentonitica per tutto il tratto
cieco del tubo di immissione, a partire dal boccaforo contenente collettori del tubo di mandata e
valvole per la regolazione ed il controllo del flusso di aria da insufflare (Figura 6.1)
Un iniziale effetto conseguente all’insufflaggio, rilevabile nelle prime fasi di funzionamento del sistema di sparging è il rigonfiamento della falda nei pressi del tubo. Infatti, durante l’iniezione, si
nota un innalzamento anomalo della superficie piezometrica nelle vicinanze del foro, con espansione
della fase liquida (Figura 6.2.A), ma con il passare del tempo e la diminuzione del raggio di influenza
dello sparging si osserva un inizio del collasso della deformazione della fase acquosa, che provoca una
diminuzione del rigonfiamento (Figura 6.2.B). Una volta raggiunto lo stadio stazionario del flusso,
tale effetto di rigonfiamento è poco evidente o assente.
Sulla base delle considerazioni fatte il test pilota verrà eseguito nella porzione satura dell’acquifero
in cui sono state riscontrate le maggiori concentrazioni di composti organo alogenati, in particolare
nell’area compresa tra il pozzo P17 e il piezometro Pz5, in un’area concordata con gli enti ed i
proprietari degli stabilimenti operanti sul sito.
6.1.2 Parametri progettuali
Come descritto nei capitoli precedenti l’acquifero è costituito da una prevalenza di depositi sabbiosi
intercalati da lenti limoso sabbiose e lenti ghiaioso sabbiose. Come definito dalle prove in situ, eseguite
mediante Slug Test, è stato definito un range di valori di permeabilità compreso tra 10−7 m/s e 10−4 m/s,
che mettono in evidenza l’estrema eterogeneità dell’acquifero. Questo rappresenta una delle maggiorie
problematiche da tenere in considerazione durante l’esecuzione del test pilota. In questo modo ci si
aspetta che i raggi di influenza dei pozzi di iniezione ed estrazione siano asimmetrici.
I parametri da ricercare durante il test pilota, che serviranno per dimensionare in modo esatto il
sistema full scale dell’impianto di bonifica, sono:
• Portata di immisione del sistema (Air Sparging + Ozono);
• Portata di estrazione del contaminante strippato (Soil Vapor extration);
• Raggi d’influenza (ASO3-SVE).
Air Sparging + Ozono: per quanto riguarda la portata di immissione, in presenza d’iniezioni gassose, un parametro importante è rappresentato dalla massima capacità che il terreno ha di assorbire
gas prima della fatturazione. In questo modo si riesce a calcolare la portata limite che il terreno può
sostenere e, da questo valore, si procede poi alla definizione della portata d’iniezione per l’aria. Nel
corso della prova pilota, la determinazione dei parametri operativi del sistema di ASO3 in termini di
pressioni indotte e portate di esercizio avviene testando più configurazioni al fine di valutare quella
ottimale, che consenta, cioè, di garantire un’adeguata ossigenazione della falda con pressioni d’esercizio non critiche. Nella pratica, si conducono prove a tre gradini di portata, misurando la pressione
richiesta per raggiungere la portata di prova.
Quando la portata di immissione raggiunge le condizioni di esercizio ed è mantenuta costante
si osserva una riduzione della pressione di iniezione di circa il 20% rispetto al valore iniziale (all’inizio del flusso). Le condizioni di ciascun gradino di prova sono protratte fino alla stabilizzazione
dei parametri monitorati. La pressione di iniezione è influenzata principalmente dalla profondità di
iniezione e dalla geologia del sottosuolo. La pressione richiesta dovrebbe leggermente superiore alla
pressione idrostatica. La necessità di procedere ad un incremento della pressione dovrebbe essere
valutata con attenzione, poiché pressioni troppo elevate possono provocare la fratturazione del suolo
in corrispondenza del punto di iniezione.
79
Figura 6.2: A) Deformazione iniziale della falda dopo l’inizio dell’insufflaggio di aria nella zona satura; B)
Secondo stadio della deformazione prima di raggiungere la stazionarietà durante lo sparging (Suthersan,
1999)
80
La portata d’immissione dovrebbe essere tale da garantire un’adeguata percentuale di saturazione
dell’aria all’interno dell’area di trattamento. Maggiore è la profondità dei punti di sparging, maggiore è
la portata d’aria richiesta per assicurare una buona distribuzione di aria trattata in falda (concentrazioni
di ossigeno disciolto superiori a 2 mg/l). La portata d’immissione dovrebbe essere valutata anche in
relazione alla capacità di recupero dei vapori strippati dalla falda.
Nel caso in esame, non essendo stati fatti test al riguardo, si è fatto riferimento a valori presenti
in letteratura e riguardanti i range tipici d’iniezioni nei sistemi di trattamento mediante Air Sparging
come metodo di trattamento consolidato. Si riportano di seguito i range tipici delle portate d’iniezione
di aria proposti:
• 0,04 ÷ 1,1 m3/min (USACE, 1997)
• 0,08 – 0,67 m3/min (U.S.E.P.A., 1988)
per quanto riguarda i raggi di influenza dell’ozono nel sistema Air Sparging, essi variano a seconda che
si parli del saturo o dell’insaturo. Gli ZOI (Zona di influenza per Air Sparging) dell’ozono nell’insaturo
variano infatti da 3 a 10 metri fino a valori massimi di 15 metri, mentre nel saturo scendono fino
ad un valore di media di circa 5 metri. Per quanto riguarda il sito in analisi, visto che l’ozono viene
iniettato nel saturo, è stato considerato cautelativo un raggio di 5 metri per le zone di influenza.
Soil Vapor Extraction:
Una volta iniettato, l’ozono risale in superficie agevolando la volatilizzazione dei contaminanti. Per
questo motivo e per facilitare il movimento dell’ossidante in terreni poco permeabili, viene accoppiato
all’ASO3 la tecnologia SVE (Soil Vapor Extraction) per incrementare il processo ISCO. L’utilizzo della
SVE, pur non rientrando nel campo dell’applicazione ottimale, è comunque moderatamente efficace
nelle lenti costituite da sabbie limose ed efficace o moderatamente efficace nelle sabbie. La portata di
aspirazione è calcolata tramite la formula di Massman (1989) che fa riferimento al regime stazionario:
h
1 − (Patm /Pw )2
Ka
Q = πb
Pw
µa
ln (rw /R)
i
(6.1)
dove:
• Q = portata di aspirazione
• Pw = Pressione alla distanza rw (g/cm2 *s)
• rw , R= Raggio del pozzo, Raggio di influenza (cm);
• b = spessore dello strato insaturo fenestrato (cm)
• Ka = permeabilità all’aria (cm2)
• µ= Viscosità dell’aria
• Patm = pressione atmosferica
Il ROI (raggio di influenza) è invece calcolato tramite la seguente equazione :
Pr2 − Pw2 = PR2 − Pw2 ×
ln (r/rw )
ln (R/rw )
(6.2)
dove:
• Pr = Pressione alla distanza rdal pozzo di venting (cm)
81
• Pw = Pressione al pozzo di estrazione dell’aria (atm)
• PR = Pressione al raggio di influenza del pozzo (1atm)
• r= Distanza radiale dal pozzo di venting (cm)
• rw = Raggio del pozzo di estrazione del pozzo (m)
• R= Raggio di influenza del pozzo di venting (m)
6.1.3 Monitoraggio
Una delle fasi più importanti nella progettazione del test pilota è la fase del monitoraggio che deve essere eseguito prima, durante e dopo il test per verificare l’efficacia e l’affidabilità ai fini della
progettazione dell’impianto full-scale.
Durante la fase di monitoraggio dovranno essere approfonditi molti aspetti relativi alla rete di
pozzetti di monitoraggio e all’indicazione, frequenza e modalità di misura dei parametri.
La fase relativa alla rete di monitoraggio dovranno essere specificati:
• il numero dei punti di monitoraggio deve essere sufficiente per valutare i parametri di controllo
(almeno 4 punti);
• la profondità delle verticali di monitoraggio deve essere a diversi livelli per controllare il comportamento sia del saturo sia dell’insaturo e per valutare l’area di influenza attraverso l’acquifero;
• i pozzi di monitorraggio saranno posti a distanze radiali dal punto di immissione.
la parte relativa all’indicazione, frequenza e modalità di misura dei parametri, bisogna controllare ad
intervalli regolari:
1. flussi di aria immessi,
2. pressioni indotte, misurate in tutti i pozzi;
3. livello piezometrico nei piezometri di controllo
4. presenza di bolle o altre evidenze osservate;
5. ossigeno disciolto;
6. concentrazioni di sostanze organiche voloatili nei pozzi di monitoraggio.
In funzione di quanto descritto verranno considerate tre tipologie di monitoraggio effettuate in sito:
• Monitoraggio eseguito prima del test;
• Monitoraggio eseguito durante il test;
• Monitoraggio di chiusura.
Per stabilire le condizioni di base (monitoraggio prima del test) del sito da bonificare si devono tenere in
considerazione le analisi sui campioni di terreno e dell’acquifero per verificare la presenza di eventuali
contaminanti, il potenziale biologico, i metalli pesanti e parametri come pH, ORP (potenziale di
riduzione dell’ossigeno) e DO (ossigeno disciolto).
Durante il test invece il processo dovrebbe essere costantemente monitorato per verificare che la tecnologia stia operando come da progetto. Si vanno quindi a misurare parametri come le concentrazioni
dell’ossidante iniettato, i volumi, la velocità di flusso e il raggio di influenza del pozzo.
82
Figura 6.3: Pianta dello schema di funzionamento del Test Pilota
Il monitoraggio eseguito dopo il trattamento e quello di chiusura vengono eseguiti per verificare
se gli obbiettivi del trattamento sono stati raggiunti o meno. In questi monitoraggi si analizzano
parametri come la temperatura, la presenza di ossidante residuo e il LEL (limite minimo di esplosione)
che aiutano a determinare se le reazioni chimiche sono completate. Il monitoraggio dovrebbe essere
condotto per la durata minima di 2 mesi per determinare l’efficacia del trattamento e per determinare
se la desorption ed il grado di ossidazione sia nel saturo che nel non saturo abbiano raggiunto il livello
desiderato.
In totale si prevede di realizzare almeno 4 campagne di prelievo ed analisi dei composti organo
alogenati in falda e dall’insaturo dai punti M1-M4.
6.1.4 Configurazione del sistema
Il test pilota, è realizzato mediante un impianto su scala ridotta, di solito mobile. In genere, l’esecuzione del test richiede di disporre di un pozzo di iniezione realizzato e di una serie di punti di
monitoraggio per valutare i parametri di controllo previsti. Il numero di punti deve essere di almeno
3, disposti attorno al punto di iniezione. In Figura 6.3 vengono riportate varie disposizioni dei punti
di monitoraggio in relazione al numero complessivo. Occorre precisare che una disposizione ad egual
distanza consente di valutare una uniformità del trattamento nel caso sia da approfondire il comportamento anisotropo del terreno. In ogni caso, conviene disporre di punti a distanza diversa per valutare
l’influenza del trattamento. Per il recupero dei vapori estratti si può utilizzare lo stesso pozzo mediante una tubazione di estrazione adeguatamente fessurata non comunicante con la sonda di iniezione,
oppure un pozzo limitrofo realizzato appositamente. Normalmente l’ubicazione è da scegliere in una
zona con contaminazione intermedia previa verifica dell’assenza di prodotto surnatante.
Nel caso in esame la configurazione del test pilota sarà costituita da (Figura 6.4), e le modalità
costruttive dei fori dove verranno condotte le prove sono le seguenti (Tabella 6.1):
• ASO3-1: un pozzo di immissione (Figura 6.3) da 3” in HDPE per garantire la resistenza dovute
sia alle pressioni sia alle temperature che portano al deterioramento fisico del materiale. Il pozzo
avrà una profondità di 10 metri e fenestrato per un tratto di un metro per l’immissione del gas,
spinto nell’acquifero contaminato fra 8.5 e 9 metri di profondità;
83
Figura 6.4: Schema di funzionamento del Test Pilota
Figura 6.5: Istallazione dell’impianto del Test Pilota
84
• SVE-1: pozzo per l’estrazione di aria da 3” prfondo 5.5 metri in HDPE, fessurato fra 4.5 e 5.5
metri di profondità ;
• M1, M2, M3, M4: 4 punti di monitoraggio, costituiti ciascuno da due tubi piezometrici
in HDPE: uno di diametro pari a 2” che si spinge fino alla profondità di a 10 metri dal piano
campagna, e l’altro dello stesso diametro fino alla profondità di 6m, fessurato nell’ultimo metro,
per il monitoraggio nella zona vadosa. Tali punti di monitoraggi osono posti ad una distanza
da ASO3-1 pari a 2, 4.5, 7, 10 metri.
Piezometri di monitoraggio
Pozzo di recupero
ASO3-1
M1
M2
M3
M4
SVE-1
Distanze
da ASO3-1
(m)
0
2
4.5
7
10
8
Profondità
totale
(m)
10
10
10
10
10
5.5
Profondità tratto fenestrato
in falda (m)
8.5-9.5
8.5-9.5
8.5-9.5
8.5-9.5
8.5-9.5
--
zona vadosa (m)
-4.5-5.5
4.5-5.5
4.5-5.5
4.5-5.5
4.5-5.5
Tabella 6.1: Modalità costruttive dei fori per le prove pilota
Per l’esecuzione della prova verrà misurato il livello statico della falda in tutti i fori di misura, verrà
poi effettuata la misura dell’ossigeno disciolto in falda e verranno determinate le concentrazioni dei
contaminanti nelle acque di falda. Infine, verranno prelevati ed analizzati chimicamente campioni di
acqua di falda estratti nei pozzi di controllo.
Per quanto riguarda l’ubicazione del test pilota, questa sarà concordata con gli Enti e con i proprietari
degli stabilimenti industriali presenti nel sito.
6.1.5 Tempi di esecuzione del test
Per l’iniezione di aria trattata con ozono e l’estrazione di gas dalla porzione insatura dell’acquifero
verrà impiegato uncompressore con portate minime stimate in fase di progettazione preliminare pari
a 28 mc/h. Tale valore di flusso ideale di esercizio si tradurrà in una sovrapressione di 1,2 bar alla
testa del pozzo stesso. la miscela di aria trattata avrà una aliquota di ozono pari a 1%, prodotta da
un generatore in situ in grado di garantire una produzione di 0.60 kg/h di ozono.
Si prevede di eseguire un monitoraggio di almeno due mesi, durante i quali l’impianto pilota funzionerà a fasi alternate durante le quali verranno condotte le prove di parametrizzazione dell’impianto
stesso, che verrà sottoposto a variazioni dei parametri di funzionamento quali pressioni e portate entro
i range di esistenza studiati.
6.1.6 Misura delle portate e delle pressioni di iniezione
La prova verrà condotta mediante l’imposizione di una pressione di “aria trattata” nel foro pilota ASO31 a diverse portate. Prima di ciò il foro deve essere opportunamente spurgato, la prova permetterà
di definire le pressioni di esercizio a pozzo spurgato tali da garantire un’adeguata ossigenazione della
falda e non provocare la fratturazione del suolo in corrispondenza del punto di iniezione. Il calcolo
della pressione di iniezione teorica Pmax è data dalla Equazione 6.18, utilizzando i parametri esecutivi
della prova pilota elencati in Tabella 6.2.
Pmax = γd × Hhydrostatic + Pentry(packing) + Pentry(soils)
(6.3)
85
Densità del terreno insaturo
Densità del terreno saturo
Densità dell’acqua
Pressione esercitata del terreno insaturo
Pressione esercitata del terreno saturo
Pressione esercitata dell’acqua
Profondità della tavola d’acqua (carico idrostatico)
Profondità dell’acqua nel pozzo in attività
Profondità del tratto fenestrato del pozzo
Piano di campagna
δd = 1500kg/m3
δs = 1700kg/m3
δw = 1000kg/m3
γd = 15kN/m3
γs = 17kN/m3
γw = 10kN/m3
hw = 6.5 m
hwf,act = 8.5 m
ht = 8.5 m
hs = 0 m
Tabella 6.2: Parametri esecutivi della prova pilota
Pmax = γd × (hs − hw ) + (γs − γw ) (hw − ht ) + γw (hw − hwf,act )
(6.4)
La misura della variazione delle concentrazioni di ossigeno disciolto in falda per la determinazione
del raggio di influenza, saranno effettuate direttamente in campo, mediante sonde parametriche,nei
piezometri di monitoraggio.
Si eseguiranno 3 prove di estrazione con diverse portate e misura delle depressioni sui pozzi di
monitoraggio a tre gradini per mezzo di sonde istallate nei pozzi di monitoraggio.
Per determinare la quantità di VOC strippati nella zona vadosa dal sistema di PI, e valutare dunque
la capacità di bonifica e gli eventuali tempi per raggiungere gli obiettivi del progetto in accordo con
le finalità descritte dalla normativa.
Per determinare la quantità di contaminati strippati dalla falda dal sistema di PI, sulla base della
diminuzione delle concentrazioni di partenza e in relazione ai tempi di trattamento verranno stabilite
le stime per un’applicabilità soddisfacente della tecnologia.
6.1.7 Considerazioni sito-specifiche e limitazioni
Considerazioni sito specifiche e limitazioni Un aspetto tra i più problematici legati alla fattibilità del
sistema di bonifica in esame è rappresentato dalla eterogeneità in termini di permeabilità del sistema
acquifero. In fase test pilota del sistema, monitorando l’andamento delle fluttuazioni della falda
ed il grado di ossigenazione della falda operato dal sistema di iniezione ASO3 nel tempo, si potrà
constatare un andamento condizionato dalla presenza di eterogeneità. Ciò ragionevolmente darà luogo
alla presenza a zone di influenza (ZOI) non simmetriche dei pozzi di iniezione. Come mostrato nello
schema concettuale in Figura 6.6, si viene a creare una difformità nelle distanze massime raggiunge
dalla massa di aria tratta insufflata nel mezzo saturo, a causa di lenti limose a bassa conducibilità e
altre sabbioso ghiaiose molto più permeabili. Questo da luogo all’impossibilità di agire nel trattamento
dell’intero volume saturo in cui la massa inquinate è localizzata ed una rimozione per strippaggio e
degradazione del contaminante all’interno della ZOI . Infatti in presenza di eterogeneità ed anisotropia
dell’acquifero si instaurano variazioni di velocità delle acque di falda che determinano un trasporto di
massa inquinante con la formazione di zone in cui la componente advettiva dispersiva del trasporto
è predominante ed altre in cui si instaurano fenomeni di diffusione per gradiente di concentrazione
tra facies fini, limi e argille, e grossolane, sabbie e ghiaie. Quindi come avviene comunemente per i
sistemi di pump and treat, dopo l’interruzione dell’iniezione di aria trattata si può avere un effetto
di “rimbalzo” delle concentrazioni. Durante la bonifica si ha la decontaminazione veloce dalle acque
nella zona di interesse del trattamento ASO3, dopo l’interruzione in seguito ai fenomeni di inversione
della diffusione e la mobilitazione per effetto del trasporto avvettivo dalle zone fuori dal trattamento,
potrebbero determinare un nuovo arrivo di inquinanti Inoltre i fenomeni di adsorbimento dalla massa
inquinante disciolta verso le fase solida, in particolare depositi fini, limosi, determinano una temporale
86
6.2 Stima del quantitativo di ozono necessario alla degradazione dei composti organo alogenati
Figura 6.6: Zone di influenza secondo varie condizioni operative (Suthersan, 1999)
sottrazione di massa dal sistema che potrà tornare disponibile una volta che per effetto di desorption.
L’aliquota di trasferimento della massa dalle aree non raggiungibili dal trattamento, e le cinetiche di
adsorbimento (Berglund e Cvetkovich, 1995) costituiscono i parametri più importanti che condizionano
la diminuzione delle concentrazioni di inquinante in falda in seguito alla bonifica.
6.2 Stima del quantitativo di ozono necessario alla degradazione
dei composti organo alogenati
Partendo dai risultati del test sperimentale eseguito in laboratorio e da lavori presenti in letteratura,
in particolare i lavori di Baus & et al. (2005), Clancy et alii (1996), Glaze & Kang (1988),
Aieta & et al. (1988), e Rice & Netzer (1982), inerenti il trattamento di eteni clorurati in acque
di falda con ozono, è stata elaborata una stima del quantitativo di ozono necessario al disinquinamento
dell’area da trattare, ed a soddisfare il SOD (Soil Oxidant Demand).
I punti deputati all’azione di bonifica verranno posizionati nell’area in cui si concentra la massa di
contaminazione. Tale area è stata individuata nelle proprietà IPT srl, Samoa srl e Pianvallico spa
(Figura). All’interno del volume saturo dell’acquifero riferito all’area di interesse per il trattamento,
sono state rilevate concentrazioni che oscillano tra i 50 mg/L nel periodo di morbida ed i 25 mg/L
nella magra rilevati nel pozzo 17 e piezometro 5, l’area è stata opportunamente compresa tra questi
due punti di osservazione, l’allineamento tra il pz 5 ed il pozzo 17 costituisce l’asse mediano dell’area
di intervento, che è parallelo alla direzione di deflusso della falda. L’area complessiva è di 7500 m2,
con lato N-S di 150 metri ed E-O di 50 metri di lunghezza. Per la determinazione del quantitativo
di ozono da iniettare, si deve fare riferimento alla domanda di ossidante totale che il sistema richiede
(TOD, Total Oxidant Demand). Ciò significa che la massa ossidante direttamente iniettata nel corpo
87
acquifero verrà spesa sia per la degradazione diretta del composti organici contaminanti la falda, sia
per tutti quei composti organici ed inorganici contenuti nella matrice solida e nella fase liquida e
gassosa .
(6.5)
TOD = SOD + richiesta di ossidante da parte dei contaminanti
Il SOD rappresenta la richiesta di ossidante necessaria per la degradazione della materia inorganica
più la materia organica in assenza di contaminazione. Questo parametro è fortemente sito specifico
e deve necessariamente essere calcolato mediante test di laboratorio, su di un numero significativo di
punti. Nel caso specifico sono noti sia il contenuto di carbonio organico totale (TOC), rilevati nelle
acque di falde, sia la frazione di carbonio organico presente nella matrice solida. Nel dimensionamento
del sistema, ponendoci nelle condizioni più cautelative verrà considerata la quantità massima di SOD
per la fattibilità dell’intervento pari a 30g(ox)/kg(terreno) . Nonostante ciò, di seguito, a partire da
dati relativi alla letteratura e al caso in analisi di laboratorio eseguite, sarà stimato il quantitativo
di ozono necessario a degradare la massa di composti organoalogenati presenti in falda nell’area di
intervento considerando i principali analiti quali PCE, TCE e 1,1,1 TCA.
Sulla base dei dati sperimentali ottenuti in laboratorio è stato possibile stimare il consumo di ossidante per la degradazione dei composti inquinanti a partire da un campione rappresentativo del
chimismo delle acque di falda. Considerando un trattamento di 60 minuti complessivi, con un flusso
medio costante di aria trattata di 2.3 `/min, con una percentuale di ozono del 1% nella miscela insufflata. Per l’intera durata della prova sono stati insufflati circa 138 litri di aria di cui 1.38 litri di ozono, per
un flusso di massa di ozono pari a 82.8 litri totali. Durante la prova si è tenuto conto esclusivamente
del quantitativo di ozono necessario a degradare e ossidare i composti organici e inorganici presenti
in acqua di falda.
flusso di ingresso
2,30
`/min
durata della prova
60,00
min
% di ossidante nella miscela gassosa
0,01
volume di aria tratta totale utilizzata
138,00
`
volume di ozono utilizzato
1,38
`
densità ozono
2,14
g/`
massa di ozono utilizzata
2,95
g (O3 )
concentrazione contaminante
95,00
µg/`
volume del contenitore
0,900
`
massa contaminante
85,50
µg
% di contaminate degradato
0,72
%
massa contaminate degradata
61,56
µg
resa di degradazione (gr ozono per 1 microgr di cont.)
0,048
g/µg
massa di ossidante per degradare 1 gr di contaminate
48,00
kg
Tabella 6.3: Bilancio di massa dalla prova sperimentale
Nel bilancio di massa da eseguire nel dimensionamento del sistema di bonifica si dovrà tener conto anche del quantitativo di ozono necessario a soddisfare la domanda di ossidazione da parte della
matrice solida. Riferendoci al dato sperimentale, in relazione alla concentrazione di composti organoalogenati totali presenti nel campione, è stato possibile derivare un valore rappresentativo di resa della
degradazione. Durante la prova sono stati trattati [85]µg di composti organo alogenati, partendo da
una composizione di 85.1 µg/` di PCE e 9.9 µg/` di 1,1,1 TCA per un totale di 95 µg/` in un volume
di 0.900 litri del contenitore di prova. Solo il 72 % della massa totale, riferita a [61.5]µg sono stati
degradati, mentre il 28% della massa di [33.5]µg dei composti inquinanti è stata strippata. Da ciò è
88
stato possibile stimare che il consumo di ozono è di circa 48 mg per la degradazione [1]µg di massa di
contaminate in aggiunta alla massa di composti organici ed inorganici presente nel campione di acqua.
Per il dimensionamento del sistema verrà dunque calcolata la massa totale da trattare presente nell’area (Figura 6.7), il calcolo sarà volutamente sovrastimato partendo da una concentrazione massima di
50 µg/` totali di PCE, 1,1,1-TCA e TCE rilevate nell’area e assunta essere distribuita omogeneamente
in tutto il volume dell’acquifero saturo (Tabella 6.3).
È stato calcolato quindi il volume interessato dall’acquifero (Tabella 6.4):
Area di intervento
150 x 50 m
Soggiacenza media della falda
7,5 m dal p.c
Spessore saturo dell’acquifero
2,5 m dal p.c
Spessore medio dell’acquifero
Vtot
10 m
18750 m3
Tabella 6.4: volume interessato dall’acquifero
Figura 6.7: Schema dello sbarramento idraulico integrativo al sistema di bonifica: in giallo l’area sottoposta
al trattamento di bonifica, in verde i piezometri, in blu i pozzi. L’area rossa rappresenta la porzione satura
dell’acquifero in cui si ha la maggiore concentrazione di massa con 50 µg/` rilevati tra il pozzo 17 ed il PZ5
rilevata nel periodo di magra. In grigio la dispersione della massa contaminante in falda con concentrazioni
via via inferiori sino alla isocono limite di 1 µg/`
89
Dal volume totale dell’acquifero, per ottenere il volume occupato dall’acqua, è stato moltiplicato
per la porosità totale non tanto quella efficace, ciò per evitare di sottostimare la massa di acqua che
anche se non estraibile perché racchiuse in pori non direttamente intersconnessi potrebbero ospitare
parti di massa che per fenomeni di diffusione molecolare e di desorption si renderebbero disponibili
e che danno luogo più specificatamente a fenomeni di rimbalzo di concentrazione durante la fase di
trattamento:
nt = 0.30
(6.6)
Vw = 18750 × 0.30 = 5625 m3
(6.7)
Questo significa che la massa totale di organoalogenati presenti in falda, supponendo una concentrazione di 50 µg/` , che è riferibile a 0.05 g/m3 , è uguale a:
Mhc = Vw m3 × Chc (g/m3 )
(6.8)
Mhc = 5625 × 0.05 = 281.25 g
(6.9)
Sulla base della resa degradativa dedotta in laboratorio di 0.048 g per la degradazione [1]µg di
massa contaminate, cioè 48 kg di ozono per degradare 1 grammo di inquinate, la quantità di ozono
necessaria sarà:
Mox.cont = Mhc ( gr) × (resa di ozono (kg/g))
(6.10)
Mox.cont = 281.25 × 48 = 13498.63 kg
(6.11)
Per il calcolo della domanda di ozono da parte del suolo è stato prima ricavato il volume di suolo
interessato e successivamente è stato considerato il Soil Oxidant Demand (SOD) pari al 0.1% cioè
1 grammo di ossidante per 1 kg di terreno, che rappresenta il limite cautelativo di fattibilità della
tecnologia ISCO da noi stabilito in relazione al sito in oggetto oltre il quale i tempi di trattamento
aumenterebbero a tal punto da non rendere più sostenibile la bonifica. Successivamente verrà calcolato
il tempo necessario per la degradazione della massa di contaminante in falda come tempo minimo
di trattamento assumendo che il SOD sia trascurabile, e uno scenario di tempo di bonifica in cui il
quantitativo di SOD sia pari a quello massimo per rendere l’intervento sostenibile, cioè 1 grammo
di ossidante per 1 kg di terreno. Naturalmente la richiesta di ossidante da parte del terreno che
costituisce uno dei limiti più importanti all’efficacia e alla fattibilità della bonifica. Non potendo
valutare attraverso un test di laboratorio opportunamente strutturato il quantitativo di ossidante
richiesto da parte della matrice solida poiché il sito è estremamente eterogeneo, i rapporti di massa
tra i relativi consumi di ossidante durante la fase di trattamento in situ verranno valutati nel test
pilota.
Per quanto riguarda il valore di SOD è stato considerato il più frequente valore riportato in vari
studi di letteratura (Tabella 6.5)
Vsuolo = Vtot –Vw
(6.12)
Vsuolo = 18750–5625 = 13125 m3
(6.13)
SOD = 0.001 =
90
1 g(ox)
kg(suolo)
(6.14)
Tabella 6.5: Richiesta di O3 e costi energetici per terreni non contaminati (Masten & Davies, 1997)
Supponendo il peso di volume del terreno media della componente solida dell’acquifero sia di
1500 kg/m3 , il peso totale del suolo sarà:
P(suolo.tot.) = Vsuolo ( m3 ) × γd (kg/m3 ) =
= 13125 × 1500 =
= 1.97 × 107 kg
(6.15)
A partire da un segmento del carotaggio continuo relativo al sondaggio ambientale eseguito in fase
di caratterizzazione ambientale a monte della ipotetica sorgente di contaminazione, nel febbraio 2010 è
stato analizzato in laboratorio un campione secco (metodo D.M. 13/09/1999 met VII.2) in cui risulta
un tenore in carbonio organico pari a 0.12% ed una bassa aliquota di sostanza organica pari 0.21% che
potrebbe far supporre un basso consumo di ozono. Dunque, considerando dati di letteratura e quanto
risulta dalle analisi sperimentali sui nostri campioni, si può ipotizzre che la quantità di ossidante, in
considerazione del SOD = 0.1%, sarà pari a:
Mox.suolo = Psuolo ( kg)xSOD
=
7
= 1.97 × 10 kg × 0.001 =
= 19687.5 kg
(6.16)
Il quantitativo totale (in kg) di ozono necessario alla degradazione dei composti organo alogenati,
del e necessario a soddisfare il SOD sarà:
Mox.tot = Mox.cont + Mox.suolo =
= 13498.63 + 1968.00 =
= 13208 kg
(6.17)
La percentuale di ossidante da immettere nel sottosuolo dipende dalla domanda totale di ossidante
(TOD) richiesta, da cui dipende la portata da iniettare, questo è un parametro fortemente sito specifico
e deve essere necessariamente stimato mediante test pilota, dato che in laboratorio le condizioni al
contorno del sistema naturale sono fortemente semplificate. Tuttavia si deve considerare che una
maggiore o minore concentrazione determina una variazione della velocità di degradazione. Risulta
chiaro che, pur non essendoci conferme di campo, tuttavia, quanto sopra riferito dimostra la necessità
di un accurato monitoraggio e di un eventuale prolungamento della bonifica.
91
area da bonificare
area calpestabile
porosità totale
spessore medio del volume saturo dell’acquifero
volume totale da trattare
volume di acqua di falda trattare
volume del terreno
peso di volume del terreno
peso totale del terreno
concentrazione massima dell’area
massa totale di contaminate nell’area da trattare
massa totale di ossidante per degradare il contamiante
SOD
massa richiesta di ossidante per la matrice
massa di ossidante totale per il trattamento
7500,00
6000,00
0,30
2,50
18750,00
5625,00
13125,00
1500,00
19687500,00
50,00
281,25
13498,63
0,1
19687,50
33186,13
m2
m2
m
m3
m3
m3
kg/m3
kg
µg/`
g
kg
%
kg
kg
Tabella 6.6: Bilancio di massa del consumo di ossidante
Parametri
Diametro del pozzo
Lunghezza tratto fenestrato
Profondità del top del tratto fenestrato al di sotto della superficie piezometrica
Flusso di aria insufflata
Sovrappressione di iniezione per insufflaggio aria*
IAS ZOI
Intervalli tipici
2.5 ÷ 10 cm
15 ÷ 300 cm
1.5 ÷ 6 m
0.04 ÷ 1.1m3/min
2 ÷ 120 kPa
1.5 ÷ 7.5 m
Tabella 6.7: Parametri di progetto tipici per impianti air sparging (modificato (USACE, 2008))
* - Sovrappressione nella pressione di iniezione in eccesso della pressione idrostatica
6.3 Schema di funzionamento dell’impianto e durata
dell’intervento
6.3.1 Calcolo del flusso di gas che può essere assorbito dal terreno
In presenza d’iniezioni gassose, un parametro importante è rappresentato dalla massima capacità che
il terreno ha di assorbire gas prima della fatturazione. In questo modo si riesce a calcolare la portata
limite che il terreno può sostenere e, da questo valore, si procede poi alla definizione della portata
d’iniezione per l’aria. In questo caso, non essendo stati fatti test al riguardo, si è fatto riferimento a
valori presenti in letteratura e riguardanti i range tipici d’iniezioni nei sistemi di trattamento mediante
Air Sparging. Si riportano di seguito i range tipici delle portate d’iniezione di aria proposti:
• 0, 04 ÷ 1, 1m3/min(USACE, 1997)
• 0, 08 ÷ 0, 67m3/min(U.S.E.P.A., 1988)
Da un punto di vista stratigrafico è stata osservata una notevole eterogeneità del terreno, come
già evidenziato in fase di caratterizzazione, il corpo acquifero è prevalentemente sabbioso limoso con
orizzonti e lenti ghiaiose ad elevata permeabilità dello spessore di circa 2 m alternate a lenti limose
di pari spessore, poggiante su un substrato argilloso. Per determinazione della portata di esercizio
a pozzo spurgato in grado di garantire un’adeguata ossigenazione della falda e non provocare la
fratturazione del suolo in corrispondenza del punto di iniezione è stato calcolata la pressione a testa
92
6.3 Schema di funzionamento dell’impianto e durata dell’intervento
Densità del terreno insaturo
Densità del terreno saturo
Densità dell’acqua
Pressione esercitata del terreno insaturo
Pressione esercitata del terreno saturo
Pressione esercitata dell’acqua
Profondità della tavola d’acqua (carico idrostatico)
Profondità dell’acqua nel pozzo in attività
Profondità del tratto fenestrato del pozzo
Piano di campagna
δd = 1500Kg/m3
δs = 1700Kg/m3
δw = 1000Kg/m3
γd = 15KN/m3
γs = 17KN/m3
γw = 10KN/m3
hw = 7.5 m
hwf,act = 8.5 m
ht = 8.5 m
hs = 0 m
Tabella 6.8: Parametri esecutivi della prova pilota
pozzo del sistema di iniezione. Sono stati definiti i parametri relativi alle caratteristiche geotecniche
del terreno da analisi di laboratorio suicampioni prelevati dai sondaggi effettuati sull’area.
Considerando la densità delle matrici, acqua e terreno, le pressioni di carico litostatico, la profondità
media della tavola d’acqua e del pozzo (Tabella 6.8), allora la pressione di iniezione teorica viene
calcolata tramite la seguente Equazione 6.18:
Pmax = γd × Hhydrostatic + Pentry(packing) + Pentry(soils)
(6.18)
Pmax = γd × (hs − hw ) + (γs − γw ) (hw − ht ) + γw (hw − hwf,act )
(6.19)
Pmax = 15 × (7.5) + (17 − 10) (8.5 − 7.5) + 10 (0) = 119.5 kPa (pozzo spurgato)
(6.20)
Pmax = 15×(7.5)+(17 − 10) (8.5 − 7.5)+10 (8.5 − 7.5) = 129.5 kPa (pozzo con acqua)(6.21)
Considerando di realizzare un tipico pozzo per l’Air Sparging realizzato in HDPE con diametri da 3
pollici, con fessurazioni da 0.25 oppure 0.5 mm posizionate al di sotto del livello piezometrico, il ROI
del pozzo può essere determinato in diversi modi: il metodo più comune è la misurazione del livello
dell’ossigeno disciolto in pozzi adiacenti a seguito del test pilota progettato, oppure in via preliminare
sulla base di dati sperimentali. Questi mostrano che un ROI tipico per un pozzo per Air Sparging in un
mezzo poroso sabbioso è variabile tra 3 e 7.5 m e che tale valore non aumenta significativamente con
l’aumentare della portata d’aria, con una pressione dell’aria necessaria per l’air sparging normalmente
di 0.35 bar ed con una portata di 8.5m3/h. Riferendoci al calcolo delle pressioni massime ottimali da
imporre alla testa di ogni pozzo di sparging di 129 kPa, cioè 1.29 bar, si ottiene un valore di portata
di aria pari 32m3/h; tale pressione è riferita alla portata massima, supponendo di non raggiungere per
motivi di sicurezza tali pressioni e per cause dovute alla perdita di pressione dell’impianto, e di imporre
1.2 bar massime nominali. Con tali valori di pressioni è necessario un flusso di aria di 28m3/h, pari a
circa 466.7`/min. Per definire il numero e l’ubicazione dei punti di iniezione è necessario poter stimare
un raggio di influenza che garantisca l’intera copertura dell’iniezione del gas per il volume saturo di
terreno. Non avendo a disposizione un test in situ, programmato in fase di calibrazione dell’impianto,
facendo riferimento a dati progettuali tipici di impianti in condizioni sito specifiche simili a quelle in
oggetto e ponendoci nelle condizioni più cautelative abbiamo scelto un raggio di influenza ottimale.
I raggi di influenza dell’ozono variano a seconda che si parli del saturo o dell’insaturo, nel caso
specifico si dovrebbe parlare di zona di influenza per Air Spargin (ZOI) invece che di ROI a causa
della distribuzione mai simmetrica dell’aria nel terreno. La miscela di dell’ozono ed aria nel saturo
varia infatti un valore di media di circa 5 metri, per un massimo di 9 ad un minimo di 3 metri. Per
quanto riguarda il sito in analisi, visto che l’ozono viene iniettato nel saturo, è stato considerato
cautelativo un raggio di 5 metri per le zone di influenza. Considerando parte dell’area individua
93
per l’intervento non è accessibile per la presenza di manufatti, riducendo da 7500 m2 a 5800 m2
calpestabili. Per garantire una copertura geometrica completa delle ZOI per l’area calpestabile, e
ponendoci in condizioni cautelative di sovrapposizione del 10% delle zone di spargine, si ottengono
30 pozzi totali di sparging, distribuiti con maglia regolare triangolare, con interasse tra i pozzi sarà di
10 metri, con ZOI di 4-5 metri.
I punti di iniezione dell’ozono sono quindi stati progettati per arrivare alla profondità massima di
10 m dal p.c. Il foro verrà reso impermeabile mediante l’inserzione di bentonite all’interno dell’intercapedine nel tratto compreso tra il piano campagna e gli 8 m circa di profondità, tenuto conto della
soggiacenza nel punto di perforazione, mentre il secondo tratto dagli 8 ai 10 metri di profondità, che
insiste nella porzione satura dell’acquifero (compreso mediamente tra i 8.5-9.5 m dal p.c.) deve essere
reso permeabile mediante l’inserzione di ghiaia.
6.3.2 Schema di funzionamento dei punti di iniezione ASO3 e tempi di
trattamento
Sulla base di questi parametri progettuali è stato elaborato uno schema dei punti di iniezione che
tenesse in considerazione la direzione di flusso della falda, la sua velocità e le massime concentrazioni
dei contaminanti, con punti di iniezione dimensionati per poter ricoprire l’intera l’area del sito da
trattare. Dai parametri progettuali derivati sono stati previsti 30 pozzi di insufflazione distribuiti
in modo uniforme sul sito. Non avendo a disposizione i risultati del test pilota che ci permettono
di valutare il raggio di influenza di ciascun pozzo con precisione, ma ponendoci nelle condizioni
di funzionamento che garantiscano di poter trattare l’intero volume, i punti di insufflazione sono
stati distribuiti in modo da intercettare tutta l’area contaminata. I pozzi per una migliore gestione
dell’attività verranno raggruppati in batterie, di distribuzione saranno dotati di altrettante stazioni
di regolazione con il compito di regolare i valori teorici di sovrappressione rispetto all’atmosferica
(pressione relativa) e portata addotta in corrispondenza della testa pozzo, pari a 1.2 bar e 28m3/h
rispettivamente, per garantire il corretto svolgimento del processo di bonifica.
Una volta stimato il quantitativo massimo di ossidante da insufflare in falda per degradare e strippare
tutto il contaminate, note le pressione alla testa dei pozzi di sparging e la portata corrispondente, è
possibile stimare secondo lo schema di funzionamento prestabilito. Il sistema in regime di esercizio
sarà in grado di insufflare nel mezzo saturo 466.7`/min di aria di cui 4.67`/min di ossidante, per una
massa di 9.9g/min per ogni singolo pozzo di sparging.
In un giorno saranno iniettati un totale di circa 143 kg di ozono da tutto l’impianto, considerando
la massa totale di ozono di 13498 kgg, necessaria per disinquinare tutta l’area di intervento è possibile
stimare un tempo di ricovero di minimo:
Tbonif ica = Mox.cont ( kg) /Mox.giorno ( kg)
(6.22)
Tbonif ica = 13498.63/143.88 = 94 giorni
(6.23)
Nel caso in cui, invece, vi sia una richiesta di ossigeno da parte della matrice solida pari allo 0.1%
di SOD, limite massimo di fattibilità del trattamento, si avranno dei tempi di bonifica pari a:
Tbonif ica = Mox.tot ( kg) /Mox.giorno ( kg)
(6.24)
Tbonif ica = 33186.13/143.88 = 231 giorni
(6.25)
La logica di funzionamento del sistema non prevede un’attività costante di fluido nei pozzi, bensì
una iniezione “pulsante” con tempi di iniezione alternati a tempi di pausa per ogni singola batteria di
pozzi. Il sistema di controllo avrà proprio la funzione di gestire adeguatamente tale logica distribuendo
il fluido nella rete di bonifica. Nella sostanza ciascuna batteria avrà un funzionamento in discontinuo
94
con durata di insufflazione variabile, e sarà comandata da elettrovalvole poste in impianto; ciò significa
che in ogni ciclo di insufflazione la portata totale da fornire al sistema variabile in relazione al numero
di pozzi posti nelle batterie.
Il generatore più potente attualmente in commercio è in grado di produrre un massimo di 3.5kg/h di
ozono gassoso, per cui tale flusso orario limita la progettazione dell’impianto. Dato che a pieno regime
il sistema richiede una produzione oraria di circa 18 kg/ora, è necessario suddividere l’impianto in 5
batterie da 6 pozzi che funzionino alternativamente. Ogni batteria di pozzi lavorerà per alternandosi
alle altre per una durata di 4.7 ore giornaliere. Tale soluzione di funzionamento si rende necessaria a
causa delle limitazioni nella produzione di ozono gassoso in situ (Tabella 6.9). Sulla base di quanto
detto e viste le relazioni 6.26 e 6.27, i tempi di funzionamento risultano essere:
Tbonif ica = 13498.63/84 = 162 giorni
(6.26)
Tbonif ica = 33186.13/84 = 395 giorni
(6.27)
Per garantire una sovrapressione di 1.2 kbar nominali alla testa di ogni singolo pozzo di immissione
per ogni batteria costituita da 6 pozzi funzionanti contemporaneamente, sarà necessario uno skid di
immissione in grado di generare un flusso minimo di 168m3/h di aria trattata.
distanza di interasse tra i pozzi di iniezione
numero di pozzi ASO3
Ozono prodotto da un generatore all’ora
Ozono prodotto da un generatore al giorno
numero pozzi per un generatore
Numero batterie di pozzi funzionanti contemporaneamente
tempi di funzionamento giornaliero di ogni batteria
flusso di aria trattata in ogni pozzo di sparging
flusso di ossidante per pozzo
massa di ossidante richiesta per pozzo
massa di ossidante richiesta per l’intero sistema
massa di ossidante totale per il trattamento
tempo massimo necessario per la fattibilità del trattamento con SOD 0.1%
(3 generatori)
tempo minimo necessario per la fattibilità del trattamento con SOD
trascurabile (3 generatori)
tempo massimo necessario per la fattibilità del trattamento con SOD 0.1%
(1 generatore)
tempo minimo necessario per la fattibilità del trattamento con SOD
trascurabile (1 generatore)
5,00
30
3,5
84
6
5
4,7
28,00
0,47
466,67
4,67
9,99
0,60
4,80
0,30
17,98
143,88
33186,13
231
m
kg/h
kg/giorno
h
m3/h
m3/min
`/min
`/min
g/min
kg/h
kg/giorno
kg/min
kg/h
kg/giorno
Kg
giorni
94
giorni
395
giorni
161
giorni
Tabella 6.9: Dimensionamento del sistema di bonifica
95
6.3.3 Dimensionamento e schema di funzionamento dei punti Soil Vapour
Extraction
Il dimensionamento dell’impianto di Soil Vapor Extraction deve necessariamente essere definito solo
dopo l’esecuzione del test pilota. Durante questa fase vengono ricavati i parametri necessari per il
calcolo della portata di aspirazione, del raggio di influenza (ROI) di ogni singolo pozzo e del numero
di pozzi da installare.
Può comunque essere fatta una stima della fattibilità dell’intervento mediante l’utilizzo di schemi
e tabelle proposti da USEPA di seguito riportati (Figura 6.8 e Tabella 6.10).
Figura 6.8: Efficacia dello SVE in relazione alla tipologia di terreno
Tabella 6.10: Efficacia della SVE in relazione alla profondità dell’acquifero
Il calcolo della portata da attribuire ad ogni singolo pozzo del sistema di aspirazione dell’insaturosi
esegue mediante l’utilizzo della seguente Equazione 6.28 (Massman, 1989; Johnson & Tratnyek,
96
1995) che fa riferimento al regime stazionario:
Q = πb
Ka
Pw
µa
1−
ln
Patm
Pw
2 (6.28)
rw R
dove:
• Q= Portata di aspirazione
• Pw = Pressione alla distanza rw g/cm2 · s
• rw , R = Raggio del pozzo, Raggio influenza ( cm)
• b = Spessore dello strato insaturo fessurato ( cm)
• Ka = Permeabilità all’aria cm2
• µa = Viscosità dell’aria 1.8 × 10−4 g/cm · s2 al l.d.m.
Il range tipico di portate di aspirazione per ogni singolo pozzo è compreso tra 17 e 170 m3/h come
riportato dalla documentazione tecnico scientifica di riferimento utilizzata (USEPA, 2004).
Il raggio di influenza (ROI) dei pozzi di aspirazione viene calcolato mediante la seguente formula
6.29:
Pr2 − Pw2 = PR2 − Pw2
ln (r/rw )
(6.29)
ln (R/rw )
dove:
• Pr = Pressione alla distanza r dal pozzo di venting ( atm)
• Pw = Pressione al pozzo di estrazione dell’aria ( atm)
• PR = Pressione al raggio di influenza del pozzo ( atm)
• r = Distanza radiale dal pozzo di venting ( m)
• rw = Raggio di influenza del pozzo di estrazione dell’aria ( m)
• R = Raggio di influenza del pozzo di venting ( m)
Il numero dei pozzi di estrazione da utilizzare viene calcolato applicando la formula sottostante proposta da USEPA (2004) nella quale viene messo in relazione il numero di pozzi di aspirazione con la
porosità del terreno, con il volume di suolo interessato dal trattamento, con la portata di aspirazione
di ogni singolo pozzo e con il tempo di scambio di volume nei pori Si ha quindi che:
Numero di pozzi necessari Np =
εV /t
q
(6.30)
dove:
• ε = porosità del terreno m3 vapore / m3 terreno
• V = volume del terreno nella zona di trattamento m3 terreno
• q = portata di estrazione del vapore da un singolo pozzo di estrazione m3 vapore / h
97
• t = tempo di scambio di volume nei pori ( h)
Utilizzando un tempo di scambio pari a 8h ed una portata di estrazione pari a 60 m3 vapore / h,
corrispondente a 1 m3 vapore / min (per singolo pozzo) che rientra all’interno del range tipico delle
portate di aspirazione proposto da USEPA (17 ÷ 170 m3/h) e che viene solitamente utilizzato in fase
di progetto per litologie simili a quelle in esame, otterremo i seguenti parametri:
εV /t
0.2 m3 aria/m3 terreno × 36000 m3 terreno /8 h
Np =
=
= 15
q
60
(6.31)
Viene quindi stimato un numero di pozzi per tutta l’area da trattare pari a 15. Considerando che
i pozzi verranno installati solamente nell’area calpestabile che occupa una superficie di 6000m2 , si
ottiene un raggio di influenza ottimale (ROI) per la portata stabilita di circa 10m.
In fase di progetto è importante tenere in considerazione anche la tensione di vapore dei contaminanti volatili che devono essere estratti.
La tensione di vapore rappresenta infatti un fattore importante nell’efficacia del trattamento mediante tecnologia SVE. Come riportato da USEPA (Those with vapor pressures higher than 0.5 mm
Hg are generally considered amenable for extraction by SVE; USEPA, 2004), i contaminanti (VOC)
con valori di tensione di vapore superiori a 5 mm Hg sono da considerarsi sensibili al trattamento.
Avendo il PCE tensioni di vapore di 14 mm Hg a 20°C, ed avendo il TCE una tensione di vapore pari
a 58 mm Hg a 20°C, si può ragionevolmente assumere che la tecnologia risulterà efficace.
Come precedentemente detto, il sistema di trattamento prevede il funzionamento contemporaneo
di soltanto una batteria di pozzi di insufflaggio e di quelli di aspirazione previsti per tutta l’area,
ovvero sei punti ASO3 (il cui schema costruttivo è riportato in Figura 6.10.A, unitamente ai pozzi di
monitoraggio) con ROI di 5 metri e un interasse pari a 10 metri, e tre punti SVE con ROI pari a 10m
(Figura 6.9).
Figura 6.9: Schema di funzionamento di una batteria di 6 pozzi ASO3 e 3 pozzi SVE funzionanti
contemporaneamente
98
A
B
Figura 6.10: Schemi costruttivi: A) pozzo ASO3; B) pozzo di monitoraggio M1-M4
99
7 Descrizione dello sbarramento idraulico
intergativo al sistema di bonifica
Il metodo proposto per l’intervento di bonifica prevede la rimozione per strippaggio e la degradazione
chimica, per cui si rende necessario un sistema di pozzi di emungimento finalizzato alla circoscrizione
del pennacchio inquinante mediante lo sbarramento idraulico che ne impedisce la migrazione e la
dispersione. I principali aspetti da tenere in considerazione nel realizzare un impianto efficace per la
bonifica sono:
1. numero di pozzi impiegati,
2. disposizione dei pozzi,
3. portate di esercizio,
4. schema di funzionamento,
5. tempi del trattamento.
L’obiettivo dello sbarramento è quello di far si che il plume di contaminazione , minimizzando i tempi
di intervento ed i volumi di acqua emunta per rendere la bonifica sostenibile da un punto di vista
economico. La soluzione esatta di questo problema è molto complessa, ed il criterio da seguire è quello
di limitare il più possibile i prelievi estraendo solo quelle particelle d’acqua aventi una concentrazione
maggiore di quella prestabilita, cioè che la isocona prestabilita ricada entro la zona di richiamo dei
pozzi d’emungimento.
Per realizzare un effetto di sbarramento idraulico efficiente va accuratamente dimensionata la portata d’acqua da emungere da ogni singolo pozzo (raggio di influenza del pozzo). Il numero di pozzi
necessari al trattamento dipende dall’estensione dell’area da bonificare e dal tipo di sorgente contaminante, dalle caratteristiche idrodinamiche dell’acquifero e dal campo di moto delle acque sotterranee.
Altro aspetto importante sia dal punto di vista tecnico sia economico del trattamento è il tempo
previsto per il raggiungimento degli obiettivi di bonifica. L’ultimo aspetto e non meno importante è
quello di progettare una rete di monitoraggio con l’installazione di piezometri per verificare l’efficacia
dello sbarramento.
In generale per un ottimale dimensionamento di uno o più pozzi barriera sono necessarie una serie
di informazioni di carattere idrogeologico e idrochimico.
Per barriere idrauliche e sistemi Pump & Treat costituiti da più pozzi disposti in modo irregolare e/o
con portate di pompaggio differenti si deve implementare un modello di flusso che simuli, in condizioni
cautelative e quindi in regime stazionario l’effetto dei prelievi sulla morfologia della falda, considerando
anche condizioni esterne quali la ricarica dell’acquifero e la presenza di limiti idrogeologici, per evitare
l’eccessivo sfruttamento delle risorse idriche e la riduzione dell’efficienza dei pozzi che agiscono nel
reciproco raggio di influenza. In funzione delle caratteristiche sito-specifiche dell’area di studio e dei
dati a disposizione è possibile eseguire un’analisi matematica e l’implementazione di un modello di
flusso che permetta un’analisi tridimensionale, considerando anche l’eterogeneità e l’anisotropia del
mezzo e condizioni al contorno complesse.
In situazioni in cui esista uno stato di contaminazione delle acque sotterranee che interessi un
assetto idrogeologico più o meno complesso, è possibile utilizzare tecniche di programmazione lineare
101
per l’ottimizzazione del sistema di barriera idraulica. Le variabili decisionali sono rappresentate dalla
portata e dal numero di pozzi necessari a contenere la migrazione del pennacchio; le variabili di stato
sono le altezze idrauliche (che caratterizzano il flusso idrico sotterraneo) e le concentrazioni (che
definiscono il trasporto dei contaminanti).
L’obiettivo del dimensionamento è quello di ottenere una configurazione delle captazioni che garantisca una minimizzazione delle portate da prelevare, al fine di ridurre i costi di investimento e
di gestione, intervenendo però efficacemente sulla zona contaminata (Gorelick et alii, 1993). La
programmazione lineare applicata all’ottimizzazione delle portate da prelevare in un sistema di pozzi
barriera può essere implementata anche automaticamente per mezzo del codice numerico. L’obiettivo
è quello di minimizzare la portata dei pozzi per la durata totale dell’intervento, tenendo conto di alcuni
vincoli quali l’ineguaglianza di altezze idrauliche, il limite di influenza ristretto alla zona contaminata
e che le portate non devono assumere valori negativi.
Il dimensionamento dei pozzi con diversi gradi di approssimazione terrà conto di fattori tecnicoeconomici e dell’informazione di carattere idrogeologico e idrochimico a disposizione. Per quanto
riguarda i dati di natura idrogeologica è necessario conoscere il valore di conducibilità idraulica media
e ricostruire il livello statico delle acque di falda per il periodo di magra e di morbida, dal quale poter
desumere sia il gradiente idraulico sia la direzione del flusso idrico sotterraneo.
A ciò va aggiunta un’analisi del bilancio idrico per stimare i valori di ricarica, dei drenaggi e dei
recapiti, inoltre va tenuto conto delle interferenze esercitate da pozzi limitrofi all’area di intervento.
7.1 Studio per l’ottimizzazione idraulica e idrochimica della
barriera
Il calcolo della portata ottimale da imporre ai pozzi deputati ad emungimento verrà eseguito mediante
la seguente relazione analitica 7.1 (Hamill & Bell, 1992)
Q
re
ln
2πT
rw
s0 =
(7.1)
dove s0 indica l’abbassamento, Q è la portata ottimale, T è il coefficiente di trasmissività, re è il
raggio di influenza e rw è il raggio del pozzo.
Supponendo che l’acquifero abbia una conducibilità idraulica media di 5 × 10−6 m/s e conoscendo lo
spessore dell’acquifero saturo minimo di 2 m e massimo di 4 m si determinerà la portata del pozzo
tale per cui l’abbassamento non superi i 0.75 m massimi sia nel periodo di magra che di morbida.
Ciò per non alterare oltremodo il naturale deflusso della falda verso la parte meridionale dell’acquifero. Applicando la suddetta formula 7.1 si ottiene che la portata ottimale per non oltrepassare tali
abbassamenti non deve superare 5 m3/giorno per il periodo di morbida e ed i 2.5 m3/giorno per il periodo
di magra.
Con tali portate è stato calcolato il raggio di influenza di ogni singolo pozzo. In letteratura esistono diverse formule empiriche e semiempiriche per il calcolo del raggio di influenza (Sichard, 1927;
Cheng, 2000; Smoltczyk, 2002), tramite le quali abbiamo calcolato un raggio di influenza cautelativo tra i 30 e 50 m, che garantisce uno sbarramento idraulico lungo il fronte di migrazione del
plume.
L’influenza del prelievo da un pozzo si trasmette anche a valle del pozzo, secondo il flusso idrico
sotterraneo fino ad un punto denominato “di stagnazione” che può essere espresso in forma semplice
mediante le seguenti relazioni 7.2 (Beretta, 2004a):
xs = −
ys = 0
102
Q
Q
−
2πbv 2πT i
(7.2)
(7.3)
7.1 Studio per l’ottimizzazione idraulica e idrochimica della barriera
dove Q(m3/s), T (m2/s), i, b( m) e v(m/s) rappresentano rispettivamente la portata del pozzo, la
trasmissività dell’acquifero, il gradiente idraulico, lo spessore dell’acquifero e la velocità di filtrazione
o velocità darciana. Sulla base di questa legge è stato calcolato il valore di xs pari a circa 15 m sia
in periodo di morbida che in quello di magra.
La larghezza della zona di cattura F ( m), denominata fronte di alimentazione (per x → ∞), è data
dall’espressione 7.4:
F = 2πxs =
Q
Q
=
bν
Ti
(7.4)
mentre la larghezza E( m) del cono di influenza per x = 0 è data dalla seguente eq. 7.5:
E = πxs =
Q
Q
=
2bν
2Ti
(7.5)
che risulta essere 47 m per ogni singolo pozzo, ed è quindi la metà di F = 94 m (Figura 7.1).
Figura 7.1: Schema bidimensionale per la definizione della zona di cattura e delle linee di flusso (Beretta,
2004a).
La larghezza massima del fronte inquinante, L, corrisponde alla larghezza massima dell’area contaminata, corrispondente ad una particolare isocona di riferimento, che nel caso specifico è costituito
dall’isocona di 1 µg/`.
Poiché i pozzi W1 e W4 (Figura 7.2) sono disposti nel fronte laterale del plume di contaminazione,
con tali parametri si riesce ad avere uno sbarramento efficace di tutto il fronte, che è intercettato
nella parte centrale dai pozzi W2 e W3.
L’ottimizzazione delle portate dei pozzi barriera rispetta i criteri di dimensionamento. Si può definire
efficienza idraulica Ei del sistema di disinquinamento il seguente rapporto 7.6:
Ei =
L
F
(7.6)
Essendo L( m) il valore della larghezza massima del fronte inquinante misurata perpendicolarmente
a una linea di flusso di 100m circa, ed essendo F pari a 200 m circa, il sistema risulta ben dimensionato
poiché il rapporto è pari a 0.5 e quindi risulta essere Ei < 1 ovvero (L < F ).
103
Con tale schema di funzionamento e tali parametri verranno emunti circa 5800 m3 di acqua di
falda che dovranno poi essere sottoposti a trattamento in situ.
Per minimizzare le incertezze relative ai parametri idrodinamici dell’acquifero determinati mediante
Slug Test, si rende necessario eseguire ulteriori prove in situ, attraverso la realizzazione di un foro
pilota. Il test si rende necessario per ottimizzare l’efficienza dell’opera in termini di emungimento, e
soprattutto per verificare la validità dei parametri dedotti dal modello sulla base delle conducibilità
idrauliche assunte, quali raggio di influenza dei pozzi in relazione alle portate ottimali definite nel
modello numerico.
Il foro verrà eseguito nella posizione corrispondente al pozzo W2 (Figura 7.2) individuata durante
il dimensionamento dell’impianto, ed avrà un diametro Ø = 400 per una profondità di 15 m, il
rivestimento in HDPE e fenestratura che includa tutta la porzione satura dell’acquifero secondo la
situazione litostratigrafica rilevata durante l’esecuzione della perforazione.
Figura 7.2: Schema dello sbarramento idraulico integrativo al sistema di bonifica: in giallo l’area sottoposta
al trattamento di bonifica, in verde i piezometri, in blu i pozzi, in rosso i pozzi W1-W4 della barriera idraulica.
L’area rossa rappresenta la porzione satura dell’acquifero in cui si ha la maggiore concentrazione di massa con
50 µg/` rilevati tra il pozzo 17 ed il PZ5 rilevata nel periodo di magra. In grigio la dispersione della massa
contaminante in falda con concentrazioni via via inferiori sino alla isocono limite di 1 µg/`
104
7.1 Studio per l’ottimizzazione idraulica e idrochimica della barriera
Una volta che il foro sarà attrezzato, verrà eseguita una prova a gradini di portata, consistente
nell’emungere acqua di falda dal foro con portate differenti, misurando le quote dei livelli dinamici,
ossia gli abbassamenti del livello d’acqua per ogni portata imposta. Al fine di ottimizzare i costi e i
tempi dell’indagine, la prova verrà realizzata in regime transitorio ossia, alla fine di ogni gradino di
portata la pompa non viene fermata in modo tale che il livello della falda ritorni in equilibrio, ma si
aumenta la portata fino alla fine della prova, in funzione dei vari gradini concordati all’inizio della
prova stessa.
La prova consente di ottenere i parametri idrodinamici medi dell’acquifero oggetto di studio all’interno di un volume molto più ampio rispetto ai risultati ottenuti dalle indagini puntuali eseguiti
precedentemente. Il perforo pilota, una volta realizzato, sarà attrezzato in modo da essere utilizzato
come un pozzo di emungimento nel sistema di bonifica.
105
8 Piano di monitoraggio e controllo del
processo
8.1 Monitoraggio e controllo del sistema di bonifica
È necessario predisporre una rete di monitoraggio costituita da piezometri e pozzi per valutare l’efficacia del sistema, controllare la qualità delle acque sottoposte al trattamento, e verificare la composizione dei gas sprigionati. Devono quindi essere periodicamente monitorate le concentrazioni dei
contaminanti e dei prodotti di degradazione sia nelle acque di falda che nei gas interstiziali della zona
vadosa.
Il monitoraggio viene eseguito in fase di test pilota, durante il processo di bonifica e dopo il processo
di bonifica. Si distinguono pertanto più tipologie:
• Monitoraggio eseguito durante il processo;
• Monitoraggio eseguito dopo il trattamento;
• Monitoraggio di chiusura.
Il monitoraggio eseguito durante il test pilota e durante il processo di bonifica assumono un ruolo
fondamentale poichè danno una stima dell’applicabilità, dell’efficacia, della sicurezza, del tempo di
completamento, della potenziale ricomparsa della contaminazione e dei costi finali. Consentono inoltre
di ridimensionare in corso d’opera parametri come le portate di iniezione e di aspirazione (nel caso in cui
venga coapplicata la tecnologia SVE) e la concentrazione dell’ossidante da iniettare. Il monitoraggio
eseguito dopo il trattamento e quello di chiusura vengono eseguiti per verificare se gli obbiettivi del
trattamento sono stati raggiunti o meno. Vengono quindi analizzati parametri come la temperatura,
la presenza di ossidante residuo e il LEL (limite minimo di esplosione) che aiutano a determinare se
le reazioni chimiche sono completate.
Si stabilisce un monitoraggio secondo le modalità prescritte con una frequenza di 15 giorni per
tutta la durata del trattamento. Una volta staccato l’impianto a seguito degli obbiettivi di bonifica, si
procederà con il prolungamento del monitoraggio per un ulteriore anno dove verrà verificata l’eventuale
presenza di effetti “rebound”.
Per ogni campagna verranno raccolti quattro campioni di acqua direttamente dai fori utilizzati per
lo sparging e quattro campioni di gas dai fori utilizzati per l’aspirazione opportunamente attrezzati
per il campionamento.
Oltre al campionamento da eseguire all’interno dell’area di intervento sarà necessario eseguire un
monitoraggio nei pozzi esterni quali 18, 16, 10, Pz7, Pz6 ed il pozzo 17 ed il piezometro 5 che ricadono
all’interno dell’area.
Il sistema di monitoraggio deve comprendere la presenza in diversi punti di flussimetri, manometri
per il vuoto o per la pressione, diversi punti di campionamento, valvole per il controllo del flusso, sensori
per la temperatura dei vapori, strumentazioni per la raccolta dei campioni dai punti di campionamento.
Si deve inoltre comprendere la presenza di cluster di monitoraggio per la misura delle concentrazioni
dei gas interstiziali a diverse profondità e cluster di piezometri per il monitoraggio della qualità delle
acque sotterranee a diverse profondità e dei livelli di falda.
107
8 Piano di monitoraggio e controllo del processo
8.2 Monitoraggio e controllo dello sbarramento idraulico
integrativo al sistema di bonifica
Il sistema di pozzi per il prelievo di acque contaminate deve disporre di idonei programmi di monitoraggio, le cui caratteristiche terranno conto della definizione del modello idrogeologico. L’obiettivo del
monitoraggio sarà quello di verificare l’efficienza idrochimica e l’efficacia del contenimento idraulico
dell’opera. A tale scopo si dovrà effettuare:
• monitoraggio del contenimento idraulico (cioè la verifica che ci sia una cattura totale del
pennacchio da parte dei pozzi);
• monitoraggio del progresso della bonifica (tramite analisi chimica delle acque);
• monitoraggio dell’area esterna al pennacchio (per accertarsi che non ci siano fughe di inquinanti);
• monitoraggio all’interno del pennacchio.
La qualità delle acque da controllare deve essere quella in afflusso da monte e in transito a valle rispetto
a quelle prelevate dai pozzi in emungimento attraverso l’installazione di una serie di piezometri per il
controllo del sistema predisposto.
Per eseguire il monitoraggio idrodinamico e determinazione dell’efficienza idraulica dei pozzi di
risanamento verrà calcolata la perdita di carico per unità di lunghezza, misurando la piezometria
nei punti disponibili in particolare i pozzi 17, 18, i piezometri Pz5, Pz6, Pz7 e i carichi idraulici negli
stessi pozzi di bonifica disattivi. Il monitoraggio dovrà confermare le quote piezometriche calcolate dal
modello numerico in fase di attività dei pozzi e accertare l’esistenza di gradienti sempre positivi verso
l’interno dell’area di trattamento contaminata, così da garantire che nessuna parte del pennacchio
possa migrare al di fuori dell’area sottoposta a bonifica, o comunque fuori dalla zona di cattura del
pozzo o dell’ insieme dei pozzi.
Il monitoraggio dei gradienti esercitati dai pozzi della barriera idraulica deve essere eseguito almeno
con una frequenza mensile e avvalersi di tutti i punti di misura disponibili per poter rappresentare
con sufficiente dettaglio le depressioni piezometriche che si formano in presenza dei pozzi attivi. Sarà
necessario intensificare le misure del carico idraulico quando vengono modificati i tassi di pompaggio
e la configurazione del sistema attivo o quando il sistema viene perturbato in maniera imprevista. In
tali condizioni è opportuno eseguire almeno ogni 15 giorni il monitoraggio fino a quando i valori non
risultano stabilizzarsi. Rispetto al sistema di deflusso verranno monitorati almeno tre punti a valle del
sistema idraulico di sbarramento nel senso di deflusso della falda.
La misura dei livelli piezometrici deve essere estendersi a tutti i pozzi limitrofi alla zona di bonifica ed
essere eseguita nel minor tempo possibile affinchè le variazioni di carico siano spaziali e non temporali.
Si deve inoltre sottolineare che non devono essere considerati i dati piezometrici derivanti dal pozzo in
pompaggio in quanto influenzati dalle perdite di carico. Sarà necessario un monitoraggio ed un test di
verifica nella fase di avviamento del sistema e durante la fase di variazione stagionale dello schema di
funzionamento. In particolare verranno eseguiti dei test di interferenza, per verificare gli effetti della
variazione della portata prelevata, sia in fase di avviamento del sistema che in corso d’opera della
stessa. Durante la fase di avviamento si incomincia a pompare acqua da un solo pozzo e si misurano
gli abbassamenti conseguenti nei piezometri limitrofi. Ciò consente di verificare la presenza di una
depressione piezometrica provocata dal pompaggio e di tarare i modelli di flusso implementati. Si
sospende, poi, il prelievo dal pozzo in prova e si effettua l’operazione per tutti i pozzi della barriera.
Successivamente si incomincia a pompare acqua da un solo pozzo e si misurano gli abbassamenti
conseguenti nei piezometri limitrofi, per poi attivare progressivamente anche gli altri pozzi verificando
l’effetto di ciascun incremento di portata per un tempo sufficiente (dell’ordine di un giorno). Durante
le prove si dovrà tener conto del principio di sovrapposizione degli effetti, in cui l’abbassamento
108
8.2 Monitoraggio e controllo dello sbarramento idraulico integrativo al sistema di bonifica
complessivo è dato dalla somma dei singoli abbassamenti prodotti dai pozzi in funzione. Durante la
fase gestionale dei pozzi barriera in funzione si attua una sospensione temporanea selettiva del prelievo
in ciascun pozzo, agendo su un pozzo alla volta per un tempo limitato. Questo permetterà di verificare
l’entità dei valori di velocità di propagazione della depressione piezometrica, che dipende, in regime
transitorio, dalla diffusività idraulica, cioè dal rapporto T/S ove T è la trasmissività dell’acquifero
ed S il coefficiente di immagazzinamento, e dei valori della velocità effettiva della falda (data da
Ki/n essendo K, i ed n rispettivamente la conducibilità idraulica, il gradiente idraulico e la porosità
efficace).
109
9 Gestione e trattamento dei rifiuti
I rifiuti prodotti dal sistema di bonifica e dall’eventuale sistema di sbarramento idraulico, quali gas
estratti dall’impianto SVE, e le acque emunte dalla falda oltre ai terreni di risulta provenienti dai
sondaggi verranno gestiti e trattati secondo quanto previsto dalla normativa vigente (M.A.T.T.,
2006).
Per quanto riguarda il sistema di bonifica, i rifiuti gassosi estratti dal sistema SVE verranno fatti
passare attraverso un impianto di trattamento a carboni attivi predisposti nell’impianto stesso ed
opportunamente smaltiti. Per quanto riguarda i rifiuti solidi derivanti dalle operazioni di di scavo
terreni provenienti dai sondaggi saranno caratterizzati secondo il corrispettivo codice C.E.R. e smaltiti
presso impianti predisposti.
I rifiuti liquidi derivanti dalle prove di portata e dalle operazioni di emungimento della barriera
idraulica verranno trattati in un impianto appositamente predisposto in sito. Le acque contaminate
prelevate dalla falda verranno convogliate all’impianto dove verranno decontaminate. L’acqua da trattare viene pompata sino ad un primo serbatoio di accumulo, dal quale viene spinta tramite autoclave
ad una torre di strippaggio, dove viene spruzzata e nebulizzata da appositi uggelli. Dalla base della
colonna di strippaggio viene veicolato un flusso forzato d’aria verso l’alto che strippa l’inquinante dalla
fase solubile a quella gassosa.
In alternativa le acque trattate nell’impianto potranno essere scaricate in fognatura, previa autorizzazione degli enti competenti e solo nel caso in cui dal monitoraggio eseguito le concentrazioni
risultino inferiori a 2 mg/`, come stabilito dalla normativa nella Tabella 3 (Valori limiti di emissioni in
acque superficiali e in fognatura), allegato V, Parte terza del Dlgs. 152/06.
L’aria a circolazione forzata della torre di strippaggio esce carica dei gas strippati, e viene convogliata
al sistema di depurazione per adsorbimento su carboni attivi (CA).
111
10 Costi di realizzazione, funzionamento,
manutenzione e monitoraggio
Nel presente capitolo saranno stimati i principali costi legati alla messa in opera del sistema di bonifica e di sbarramento idraulico integrativo e alla sua gestione operativa, monitoraggio e manutenzione
dell’efficienza del sistema. Le attività di messa in opera, le metodologie di esecuzione e di gestione saranno condotte nel rispetto del quadro normativo vigente ed in particolare ai sensi del D.lgs.
152/2006, Art. 242 ed eventuale Art. 249, e s.m.e.i.
Il computo totale dei costi è stato suddiviso in più voci, che rispecchiano i costi medi di mercato inerenti alla bonifica di un sito, dall’istallazione e gestione allo smaltimento e monitoraggio dell’impianto.
La spesa totale del sistema è stata suddivisa in tre macrocosti che riguardano:
• i costi di messa in opera e di gestione e monitoraggio del Test Pilota;
• i costi di messa in opera e di gestione e monitoraggio del sistema di bonifica ASO3-SVE;
• i costi di messa in opera e di gestione e monitoraggio del sistema di sbarramento idraulico.
10.1 Costi del test pilota
Per quanto riguarda il test pilota relativo al sistema di bonifica verranno eseguiti sondaggi a carotaggio
continuo con l’installazione del sistema. I costi dei sondaggi sono quelli derivanti dalla realizzazione
di n°6 pozzi, di cui 1 di immissione (ASO3-1) e 1 di estrazione (SVE-1) del diametro Ø=3” eseguiti
con perforazione a distruzione di nucleo. I restanti 4 sondaggi saranno attrezzati a piezometro per il
campionamento delle acque di falda e dei gas strippati in falda. Il diametro dei sondaggi attrezzati a
piezometro sarà di 5”, in cui saranno istallati per ogni sondaggio un piezometro fenestrato nella zona
satura per il monitotaggio delle acque di falda e l’altro nella zona insatura per il monitoraggio dei
gas. Verrà eseguita l’attività di controllo e direzione dei lavori, il trasporto dell’impianto in cantiere,
la perforazione, comprensiva di rivestimento calcolata al metro lineare. I piezometri verranno provvisti
di pozzetti carrabili con chiusino in ghisa. I costi inerenti all’installazione comprendono l’acquisto, il
noleggio e l’installazione degli stessi materiali utilizzati nel sistema di bonifica full scale.
I costi di gestione, manutenzione e monitoraggio del sistema sono stati anch’essi suddivisi in:
• materiali e personale impiegato in situ;
• monitoraggio del sistema di bonifica.
Tutte le voci di spesa vengono riportate e descritte dettagliatamente nelle seguenti Tabelle 10.1, 10.2,
10.3, 10.4
113
COSTI DI MESSA IN OPERA DEL TEST PILOTA
SONDAGGI A CAROTAGGIO CONTINUO
Voci
Unità
Quantità
misura
Tot.
gg
3
€ 400,00
€ 1.200,00
a corpo
1
€ 1.000,00
€ 1.000,00
cad.
6
€ 70,00
€ 420,00
mt. lineare
55,5
€ 35,00
€ 1.942,50
gg
3
€ 150,00
€ 450,00
Tubazione in acciaio zincato per
mt.
40
€ 13,60
€ 544,00
raccordo piezometri e skid di
lineare
cad.
4
€ 120,00
€ 480,00
gg
3
€ 250,00
€ 750,00
Scavo delle tracce per interramento
mt.
60
€ 44,00
€ 2.640,00
tubazioni
lineare
Attività di controllo e direzione
Costo unitario
Costo TOT Per
singola voce
lavori
Trasporto e impianto cantiere
compreso il primo piazzamento
Piazzamento perforatrice per
esecuzione foro di sondaggio escluso
il primo
Perforazione in terreni sciolti a
distruzione di nucleo comprensiva
del rivestimento (Ø = 178mm)
Eventuale fornitura di acqua per la
perforazione (se non disponibile in
sito) (a consuntivo)
bonifica
Pozzetto in cemento con chiusino in
ghisa carrabile 50 × 50cm
Rimborso spese vitto e alloggio 3
addetti, da valutare in base ai giorni
effettivi di lavoro (a consuntivo)
TOTALE SONDAGGI A CAROTAGGIO CONTINUO
€ 9.426,50
Tabella 10.1: Computo dei costi di messa in opera e di installazione del test pilota: consuntivo sondaggi
114
10.1 Costi del test pilota
INSTALLAZIONE DEL TEST PILOTA
Voci
Fornitura e posa in opera di tubo
Unità
Quantità
misura
TOT
Costo unitario
Costo TOT Per
mt
9
€ 10,00
€ 90,00
mt
4,5
€ 10,00
€ 45,00
mt
1
€ 18,00
€ 18,00
mt
1
€ 18,00
€ 18,00
mt
14,5
€ 8,00
€ 116,00
cad.
1
€ 37,00
€ 37,00
cad.
1
€ 4.400,00
€ 4.400,00
mensile
1
€ 250,00
€ 250,00
mensile
1
€ 300,00
€ 300,00
cad.
1
€ 500,00
€ 500,00
gg
3
€ 550,00
€ 1.650,00
singola voce
cieco in HDPE da 3" per pozzi AS
cieco in HDPE da 3" per pozzi SVE
fenestrato (slot 0,7) in HDPE da 3"
per pozzi AS
fenestrato (slot 0,7) in HDPE da 3"
per pozzi SVE
Fornitura e posa in opera di dreno
siliceo calibrato, tappo di bentonite
e cementazione
Teste pozzo ermetiche per
campionamento e rilevamento dei
gas
Box (per le soffianti e quadro
elettrico) insonorizzato + ventilatore
+ recinzione
Noleggio Skid completo di due filtri
a caboni attivi per trattamento
vapori+quadro elettrico
" Noleggio Skid estrazione
sottovuoto (sve) completo (varia a
seconda della portata da risucchiare
e della potenza del blower)
" Noleggio Generatore di O3: varia a
seconda delle dimensioni della
portata e del modelloconcettuale del
sito (inquinamento, quantità acqua
da bonificare, tempi, ecc. "
Operatore per avviamento e
montaggio del sistema intero (2
persone)
TOTALE INSTALLAZIONE DEL TEST PILOTA
€ 7.424,00
TOTALE COSTI DI MESSA IN OPERA DEL TEST PILOTA
€ 16.850,50
Tabella 10.2: Computo dei costi di messa in opera e di installazione del test pilota: consuntivo installazione e
totale costi
115
COSTI DI GESTIONE DEL TEST PILOTA
MATERIALI E PERSONALE IMPIEGATO IN SITU
Voci
Unità
Quantità
misura
TOT
Cambio carboni per vapori
Costo unitario
Costo TOT Per
singola voce
al kg
25
€ 4,50
€ 112,50
gg
3
€ 280,00
€ 840,00
mensile
1
€ 3.000,00
€ 2.400,00
" operatore per montaggio sistema e
campionamento durante periodo di
bonifica (1 persona) "
Noleggio compressori
Smaltimento terreni dai sondaggi
al kg
operatore per avviamento e
379,45
€ 0,48
€ 182,14
gg
3
€ 550,00
€ 1.650,00
gg
3
€ 280,00
€ 840,00
montaggio del sistema intero (2
persone)
operatore per montaggio sistema e
campionamento durante il periodo di
bonifica
TOTALE
€ 6.024,64
MONITORAGGIO DEL TEST PILOTA
Voci
Campioni gas (dipende dagli analiti
Unità
Quantità
misura
TOT
Costo unitario
Costo TOT Per
singola voce
cad.
16
€ 58,00
€ 928,00
cad.
16
€ 60,00
€ 960,00
da ricercare) in media
Campioni d’acqua prelevati dai pozzi
TOTALE MONITORAGGIO
€ 1.888,00
Tabella 10.3: Costi di gestione e monitoraggio del test pilota
GRAN TOTALE
I.V.A.
GRAN TOTALE IVA compresa
€ 24.763,14
€ 4.952,62
€ 29.715,76
Tabella 10.4: Totale dei costi di messa in opera e di installazione, gestione e monitoraggio del test pilota
116
10.2 Costi del sistema di bonifica
Per quanto riguarda il sistema di bonifica ASO3 verranno eseguiti sondaggi a carotaggio continuo con
l’installazione del sistema. I costi dei sondaggi sono quelli derivanti dalla realizzazione di n°45 pozzi, di
cui 30 di immissione (ASO3) e 15 di estrazione (SVE) del diametro Ø=3” eseguiti con perforazione a
distruzione di nucleo. I pozzi di immissione saranno istallati nella zona satura dell’acquifero fenestrati
per un tratto di un metro. I pozzi di estrazioni verranno istallati nella zona insatura dell’acquiferon e
fenestrati anch’essi per un tratto di un metro con lo scopo di estrarre i contaminanti strippati dalla zona
satura. Verrà eseguita l’attività di controllo e direzione dei lavori, il trasporto dell’impianto in cantiere,
la perforazione, comprensiva di rivestimento calcolata al metro lineare. I fori verranno provvisti di
pozzetti carrabili con chiusino in ghisa. I costi inerenti all’installazione comprendono l’acquisto, il
noleggio e l’installazione di Skid completo di due filtri a caboni attivi, Box (per le soffianti e quadro
elettrico), Skid estrazione sottovuoto (sve) completo e di un Generatore di O3.
I costi di gestione, manutenzione e monitoraggio del sistema sono stati suddivisi in:
• materiali e personale impiegato in situ;
• monitoraggio del sistema di bonifica.
Tutte le voci di spesa vengono riportate e descritte dettagliatamente nelle seguenti Tabelle 10.5,
10.6,10.7, 10.8
COSTI DI MESSA IN OPERA DEL SISTEMA DI BONIFICA
Voci
Unità
Quantità
misura
Tot.
Costo unitario
Costo TOT Per
Attività di controllo e direzione lavori
gg
15
€ 400,00
€ 6.000,00
Trasporto e impianto cantiere compreso il
a corpo
1
€ 1.000,00
€ 1.000,00
cad.
45
€ 70,00
€ 3150,00
mt. lineare
382,5
€ 35,00
€ 13.387,50
gg
15
€ 150,00
€ 2.250,00
Tubazione in acciaio zincato per raccordo
mt.
300
€ 13,60
€ 4.080,00
piezometri e skid di bonifica
lineare
Pozzetto in cemento con chiusino in ghisa
cad.
45
€ 120,00
€ 5.400,00
gg
15
€ 250,00
€ 3.750,00
Scavo delle tracce per interramento
mt.
300
€ 44,00
€ 13.200,00
tubazioni
lineare
singola voce
primo piazzamento
Piazzamento perforatrice per esecuzione
foro di sondaggio escluso il primo
Perforazione in terreni sciolti a distruzione
di nucleo comprensiva del rivestimento
(Ø = 178mm)
perforazione (se non disponibile in sito) (a
consuntivo)
carrabile 50 × 50cm
Rimborso spese vitto e alloggio 3 addetti,
da valutare in base ai giorni effettivi di
lavoro (a consuntivo)
TOTALE SONDAGGI A CAROTAGGIO CONTINUO
€ 52.217,50
Tabella 10.5: Computo dei costi di messa in opera del sistema di bonifica: consuntivo sondaggi
117
INSTALLAZIONE DEL SISTEMA DI BONIFICA
Voci
Fornitura e posa in opera di tubo cieco in
Unità
Quantità
misura
TOT
Costo unitario
Costo TOT Per
mt
270
€ 10,00
€ 2.700,00
mt
67,5
€ 10,00
€ 675,00
mt
30
€ 18,00
€ 540,00
mt
15
€ 18,00
€ 270,00
mt
367,5
€ 8,00
€ 2.940,00
cad.
15
€ 37,00
€ 555,00
cad.
2
€ 4.400,00
€ 8.800,00
mensile
3
€ 250,00
€ 750,00
mensile
2
€ 300,00
€ 600,00
cad.
1
€ 65.000,00
€ 65.000,00
gg
15
€ 550,00
€ 8.250,00
singola voce
HDPE da 3" per pozzi AS
Fornitura e posa in opera di tubo cieco in
HDPE da 3" per pozzi SVE
Fornitura e posa in opera di tubo fenestrato
(slot 0,7) in HDPE da 3" per pozzi AS
Fornitura e posa in opera di tubo fenestrato
(slot 0,7) in HDPE da 3" per pozzi SVE
Fornitura e posa in opera di dreno siliceo
calibrato, tappo di bentonite e
cementazione
Teste pozzo ermetiche per campionamento
e rilevamento dei gas
Box (per le soffianti e quadro elettrico)
insonorizzato + ventilatore + recinzione
Noleggio Skid completo di due filtri a
caboni attivi per trattamento
vapori+quadro elettrico
" Noleggio Skid estrazione sottovuoto (sve)
completo (varia a seconda della portata da
risucchiare e della potenza del blower)
" Noleggio Generatore di O3: varia a
seconda delle dimensioni della portata e del
modelloconcettuale del sito (inquinamento,
quantità acqua da bonificare, tempi, ecc. "
Operatore per avviamento e montaggio del
sistema intero (2 persone)
TOTALE INSTALLAZIONE DEL SISTEMA DI BONIFICA
€ 91.080,00
TOTALE COSTI DI MESSA IN OPERA E INSTALLAZIONE DEL SISTEMA DI BONIFICA
€ 143.297,50
Tabella 10.6: Computo dei costi di messa in opera e di installazione del sistema di bonifica: consuntivo
sondaggi e totale
118
COSTI DI GESTIONE DEL SISTEMA DI BONIFICA
MATERIALI E PERSONALE IMPIEGATO IN SITU
Voci
Cambio carboni per vapori
" operatore per montaggio
sistema e campionamento
durante periodo di bonifica (1
persona) "
Noleggio compressori
Smaltimento terreni dai
sondaggi
operatore per avviamento e
montaggio del sistema intero
(2 persone)
operatore per montaggio
sistema e campionamento
durante il periodo di bonifica
Unità
Quantità
misura
TOT
Costo unitario
Costo TOT Per
al kg
gg
100
15
€ 4,50
€ 280,00
€ 450,00
€ 4.200,00
mensile
al kg
3
2615
€ 3.000,00
€ 0,48
€ 9.000,00
€ 1.255,20
gg
15
€ 550,00
€ 8.250,00
gg
15
€ 280,00
€ 4.200,00
singola voce
TOTALE
€ 27.355,20
MONITORAGGIO DEL SISTEMA DI BONIFICA ASO3
Voci
Campioni gas (dipende dagli
analiti da ricercare) in media
Campioni d’acqua prelevati dai
pozzi
Unità
Quantità
misura
TOT
Costo unitario
Costo TOT Per
singola voce
cad.
72
€ 58,00
€ 4.176,00
cad.
240
€ 60,00
€ 14.400,00
TOTALE MONITORAGGIO
€ 18.576,00
TOTALE COSTI DI GESTIONE DEL SISTEMA DI BONIFICA
€ 45931,20
Tabella 10.7: Costi di gestione e monitoraggio del sistema di bonifica
GRAN TOTALE
I.V.A.
€ 189.228,70
€ 37.845,00
€ 227.074,00
Tabella 10.8: Totale dei costi di messa in opera e di installazione del sistema di bonifica, e dei costi di gestione
e monitoraggio del sistema di bonifica
119
10.3 Costi del sistema di sbarramento idraulico
Per quanto riguarda le attività di messa in opera del sistema di sbarramento idraulico verranno eseguiti
sondaggi a carotaggio continuo e l’installazione del sistema . I costi dei sondaggi sono quelli derivanti
dalla realizzazione di n°4 pozzi di emungimento del diametro Ø=4” e n°1 piezometri del diametro
Ø=2”, eseguiti con perforazione a distruzione di nucleo. Verrà eseguita l’attività di controllo e
direzione dei lavori, il trasporto dell’impianto in cantiere, la perforazione, comprensiva di rivestimento
calcolata al metro lineare. I fori verranno provvisti di pozzetti carrabili con chiusino in ghisa. I costi
inerenti all’installazione comprendono l’acquisto e l’installazione delle pompe sommerse provviste di
flussostrati per il controllo e la regimazione dei prelievi (idonea all’emungimento di acque contenenti
alifatici clorurati).
I costi di gestione, manutenzione e monitoraggio del sistema sono stati suddivisi in:
• trattamento in situ delle acque;
• monitoraggio dell’impianto.
Per quanto concerne il trattamento in situ delle acque le voci sono inerenti all’installazione e il nolo,
comprensivo di mobilitazione e demobilitazione, del sistema di Treat costituito da:
• quadro elettrico di controllo e sonde di livello
• serbatoio di accumulo e gestione da circa 1.000 – 3.000 `. completo di sistema di controllo ed
emergenza tipo Tank full
• sistema di trattamento acque contaminate da composti Alifatici Clorurati Cancerogeni e non
(filtro a carboni attivi) compresa la prima ricarica dei carboni (c.a. 500 kg)
• piping, valvolame e raccorderia, avviamento dell’impianto;
In tale fase operativa sono compresi i costi di controllo, fornitura, sostituzione, trasporto e smaltimento
dei carboni attivi esausti; oltre alle analisi chimiche da effettuarsi con cadenza mensile sulle acque
trattate e bonificate dall’impianto, per costatare l’efficenza dell’impianto messo in opera.
L’ultima voce di spesa è relativa all’avviamento, al monitoraggio e alla manutenzione del sistema.
La fase di avviamento comprenderà l’esecuzione del foro pilota, tutte le attività di controllo della
variazione del livello freatimetrico, fino alla stabilizzazione e al raggiungimento dei parametri ottimali
di funzionamento. Durante l’attività operativa dell’impianto verranno monitorati i parametri chimicofisici delle acque di falda, campionate ed analizzate le concentrazioni dei composti organo alogenati
con frequenza trimestrale, da condurre nei punti di osservazione prescelti (pozzi, piezometri). L’ultima
voce di spesa è quella attinente le attività di manutenzione che comprenderanno la pulizia dei singoli
elementi caratterizzanti l’impianto, in particolare pompe e flussostrati. Va sottolineato che i costi
relativi alla gestione dell’impianto di bonifica sono stati calcolati per il funzionamenti di un anno,
tempo necessario calcolato per il raggiungimento degli obiettivi di bonifica.
Nel computo generale non sono stati inclusi i costi relativi ai consumi energetici derivanti dal
funzionamento degli impianti.
Tutte le voci di spesa vengono riportate e descritte dettagliatamente nelle seguenti Tabelle 10.9,
10.10, e 10.11:
120
10.3 Costi del sistema di sbarramento idraulico
COSTI DI MESSA IN OPERA DEL
SISTEMA DI SBARRAMENTO IDRAULICO
Voci
Attività di controllo e direzione
Unità
Quantità
misura
Tot.
Costo unitario
Costo TOT Per
gg
15
€ 400,00
€ 6.000,00
a corpo
1
€ 1.000,00
€ 1.000,00
cad.
7
€ 70,00
€ 490,00
mt. lineare
90
€ 35,00
€ 3.150,00
mt. lineare
30
€ 30,00
€ 900,00
gg
10
€ 150,00
€ 1.500,00
cad.
2
€ 60,00
€ 120,00
cad.
6
€ 120,00
€ 720,00
gg
10
€ 250,00
€ 2.500,00
singola voce
lavori
Trasporto e impianto cantiere
compreso il primo piazzamento
Piazzamento perforatrice per
esecuzione foro di sondaggio escluso
il primo
perforazione (se non disponibile in
sito) (a consuntivo)
Rimborso spese vitto e alloggio 3
addetti, da valutare in base ai giorni
effettivi di lavoro (a consuntivo)
TOTALE SONDAGGI A
€ 16.380,00
CAROTAGGIO CONTINUO
INSTALLAZIONE DEL SISTEMA IDRAULICO
Voci
Unità
Quantità
misura
TOT
Costo unitario
Acquisto di pompe sommerse
cad.
6
€ 2.000,00
Installazione delle pompe sommerse
cad.
6
€ 700,00
Costo TOT Per
singola voce
€ 12.000,00
€ 4.200,00
TOTALE INSTALLAZIONE DEL SISTEMA IDRAULICO
€ 16.200,00
TOTALE COSTI DI MESSA IN OPERA SBARRAMENTO IDRAULICO
€ 32.580,00
Tabella 10.9: Computo dei costi di messa in opera e di installazione del sistema di sbarramento idraulico
121
COSTI DI GESTIONE DEL SISTEMA DI SBARRAMENTO IDRAULICO
TRATTAMENTO ACQUE IN SITU (Impianto P&T)
Voci
Unità
Quantità
misura
TOT
Costo unitario
Costo TOT Per
Nolo mensile impianto di ITAF
mese
12
€ 1.000,00
€ 12.000,00
Test Pilota
corpo
1
€ 2.000,00
€ 5.000,00
Installazione di sistema ITAF,
corpo
1
€ 3.000,00
€ 3.000,00
Kg
1000
€ 3,50
€ 3.500,00
cad.
12
€ 60,00
€ 720,00
singola voce
compreso mob/demob impianto
Fornitura, sostituzione, trasporto e
smaltimento dei carboni attivi
esausti (a consuntivo)
Analisi chimiche sulle acque trattate
presso laboratorio accreditato
TOTALE TRATTAMENTO ACQUE IN SITU
€ 24.220,00
MONITORAGGIO DEL SISTEMA DI SBARRAMENTO IDRAULICO
Voci
Monitoraggio parametri
Unità
Quantità
misura
TOT
Costo unitario
Costo TOT Per
singola voce
gg
12
€ 1000,00
€ 12.000,00
gg
12
€ 500,00
€ 6.000,00
cad.
60
€ 60,00
€ 3.600,00
corpo
1
€ 900,00
€ 900,00
cad.
4
€ 1.500,00
€ 6.000,00
anno
1
€ 2.500,00
€ 2.500,00
chimico-fisici e freatimetrici della
falda
Monitoraggio della funzionalità del
sistema
Analisi chimiche sulle acque di falda
presso laboratorio accreditato
Eventuale assistenza per stesura di
richiesta autorizzazione allo scarico
Report periodico di monitoraggio
(trimestrale) (a consuntivo)
Manutenzione e pulizia degli
elementi dell’impianto (flussostrati,
pompe)
TOTALE MONITORAGGIO
€ 31.000,00
Tabella 10.10: Costi di gestione e monitoraggio del sistema di sbarramento idraulico
GRAN TOTALE
I.V.A.
€ 87.800,00
€ 17.560,00
€ 105.360,00
Tabella 10.11: Totale dei costi di messa in opera e di installazione del sistema di sbarramento idraulico, e dei
costi di gestione e monitoraggio del sistema di sbarramento idraulico
122
11 Conclusioni
La complessità dell’intervento di bonifica delle acque di falda è dovuta non tanto alla metodologie
impiegata, quanto alla forte estensione della massa inquinante poiché, dai primi sversamenti accertati
occorsi almeno 20 anni fa, per effetto del trasporto il pennacchio della contaminazione è migrato
dall’originale area sorgente, seguendo la direzione di deflusso della falda, fino l’estremo meridionale
dell’acquifero interessando le emergenze sorgive. La grande dispersione inquinante rilevata durante le
campagne di monitoraggio eseguite dal 2008 al 2009, dimostra che in assenza di processi di naturale
attenuazione della massa inquinante, il centro di massa localizzato nella porzione centrale del terrazzo
nella proprietà IPT srl e Samoa srl, nel tempo ha determinato un progressivo aggravarsi della qualità
delle acque di falda verso la parte meridionale dell’acquifero stesso. La contaminazione storica da
1,1,1 Tricloroetano, ha raggiunto la porzione meridionale del terrazzo, dove si è venuta ad accumulare
interessando le acque delle emergenze sorgive.
Ad oggi in tale settore, a causa dell’eccessiva estensione in cui è dispersa la massa disciolta, risulta
difficile poter intraprendere un possibile intervento di bonifica che determini un abbattimento delle
concentrazioni in falda. L’area in cui è necessario e possibile eseguire un intervento diretto, corrisponde alla zona sorgente che ha un’estensione di 150 × 50 metri circa, localizzata immediatamente
a nord-ovest del pozzo 17, e a sud del Pz5, dove sono state rilevate le più alte concentrazioni di organo alogenati totali. L’area da sottoporre al trattamento di bonifica essendo piuttosto estesa rende
dispendioso e difficoltoso poter realizzare un sistema di bonifica affinché le concentrazioni possano
attestarsi su valori inferiori a 1,5 µg/` per il Tricoloroetilene, 1,1 µg/` per il Percloroetilene e 0,2 per il
1,1,1 Tricloroetano. Si ritiene che riducendo la massa di contaminazione presente nell’area sorgente
si possano raggiungere i valori di concentrazione di soglia di contaminazione stabili per legge, in tale
zona, mentre a valle in senso idrogeologico di tale zona il pennacchio in seguito ad effetti di naturale attenuazione per diluizione in seguito alla dispersione idrodinamica della massa possano ridursi
notevolmente.
Dopo aver valutato le diverse soluzioni possibili per il raggiungimento degli obiettivi di bonifica,
tenendo conto della sostenibilità ambientale ed economica dell’intervento, oltre alla necessità di salvaguardare l’integrità delle attività industriali presenti nell’area e tenuto conto degli oggettivi problemi
logistici del sito, si ritiene opportuno intervenire con un sistema di disinquinamento che determinasse
la riduzione della massa di contaminazione nell’area mediante la degradazione chimica assistita dei
composti organo alogenati. A tale sono è stata sperimentata in laboratorio il potere degradante per
via riduttiva operata da nonoparticelle di Fe zero valente in forma colloidale e per via ossidativi da
una miscela di aria e ozono.
Sulla base del quadro conoscitivo ricostruito dallo studio della documentazione tecnico scientifica e
dall’esito delle prove di laboratorio, in relazione alle caratteristiche sito specifiche limitanti, si è ritenuto
procedere alla riduzione della massa di contaminazione mediante un intervento di degradazione chimica
assistita insufflando direttamente in falda una miscela di aria tratta con ozono. Il sito infatti dal
punto di vista delle caratteristiche idrodinamiche, del campo di velocità di filtrazione della falda,
delle dimensioni granulometriche e tessiturali del terreno, e dei parametri chimico fisici della falda non
presenta limitazioni all’applicabilità del sistema. Tale sistema di disinquinamento è stato sperimentato
con successo sia in laboratorio (Glaze & Kang, 1988) sia attraverso test pilota (Aieta & et al.,
1988) e verificata l’efficacia in impianti full scale (Clancy et alii, 1996) in siti inquinanti da organo
alogenati negli USA dove tale metodologia viene impiegata.
L’impiego di tale metodologia ha il vantaggio di poter seguire procedure tecnico operative conosciute
123
11 Conclusioni
sia del sistema di iniezione di aria nel mezzo acquifero saturo sia per l’estrazione di vapori strippati dalla
zona vadosa. Inoltre il sistema provvederà all’azione combinata di strippaggio dei organo alogenati
volatili (VOC) e alla degradazione chimica della massa inquinante verso composti inerti non tossici,
riducendo la massa gassosa da strippare aspirare dalla zona vadosa e da trattare. I limiti legati alla
eterogeneità di permeabilità nella diffusione del reagente ossidante in falda devono essere valutate
mediante un test pilota, comunque l’iniezione di una miscela di aria e ozono non costituisce un
pericolo per l’equilibrio chimico fisico della falda e dato che i tempi di rezione sono estremamente
bassi e il tempo di decadimento dell’ozono, con basse percentuali di miscelazione in aria, è di circa 3
gironi.
La fattibilità dell’intervento in merito alla capacita di strippaggio e di degradazione del contaminate
dovrà essere valutata opportunamente attraverso un test pilota da condurre nell’area di intervento.
Il test è stato progettato inoltre per determinare i parametri progettuali ideali stimati dal calcolo di
dimensionamento dell’impianto, quali portate di iniezione e aspirazione, pressioni alla testa dei pozzi e
raggio di influenza del sistema di iniezione in falda e di aspirazione nella zona vadosa. Considerando che
il sistema dovrà essere calibrato sulla base degli esiti del test pilota, il progetto di bonifica dimensionato
prevede uno schema di funzionamento con 30 pozzi profondi 10 metri che provvederanno alla iniezione
in falda di aria e ozono miscelato all’1%, disposti in 5 batterie di 6 pozzi ciascuno. A questi saranno
aggiunti 15 pozzi di aspirazione profondi 5 che provvederanno all’estrazione dei gas dalla zona vadosa
dell’acquifero. In un giorno saranno iniettati un totale di circa 143 kg di ozono da tutto l’impianto,
considerando un totale di ozono di 13498 kg necessario a disinquinare tutta l’area di intervento, stimato
dal bilancio di massa, è possibile stimare un tempo di ricovero di minimo della durata di 230 giorni.
Nel caso in cui, invece, vi sia una richiesta di ossigeno da parte della matrice solida pari allo 0.1% di
SOD, limite massimo di fattibilità del trattamento, si avranno dei tempi di bonifica pari a 395 giorni.
A tale intervento di bonifica andrebbe integrato un sistema di sbarramento idraulico necessario per
evitare che la massa inquinante possa migrare verso la porzione meridionale dell’acquifero. I pozzi
barriera dovrebbero essere istallati a valle dell’area sorgente da sottoporre a trattamento, rispetto alla
direzione di deflusso della falda. Nel progetto è stato dimensionato uno schema di funzionamento
costituito da 4 pozzi di emungimento posti ad una mutua distanza di 50 metri per un fronte di
sbarramento di 200 metri in grado di intercettare il plume di contaminazione. I singoli pozzi avranno
portate massime di 5 m3/giorno nel periodo di morbida e di 2.5 m3/giorno in magra, per un totale di
5400 m3 di acqua emunta per un anno di intervento. E’ importante sottolineare che le condizioni
di eterogeneità e anisotropia del mezzo acquifero del terrazzo alluvionale di Pianvallico potrebbero
limitare l’efficacia dell’intervento, in quanto nei litotipi a granulometria fine si manifestano fenomeni di
adsorbimento dei contaminanti nella matrice solida che pregiudicano il raggiungimento degli obiettivi
attesi di risanamento nei tempi prestabiliti.
Quindi come avviene comunemente per i sistemi di pump and treat, dopo l’interruzione dell’iniezione
di aria trattata si può avere un effetto di “rimbalzo” delle concentrazioni, in seguito ai fenomeni
di inversione della diffusione e la mobilitazione per effetto del trasporto avvettivo dalle zone non
raggiungibili dal trattamento. Inoltre i fenomeni di adsorbimento dalla massa inquinante disciolta
verso le fase solida, in particolare depositi fini, limosi, determinano una temporale sottrazione di
massa dal sistema che potrà tornare disponibile una volta che per effetto di desorption. L’aliquota di
trasferimento della massa dalle aree non raggiungibili dal trattamento, e le cinetiche di adsorbimento
(Berglund & Cvetkovich, 1995) costituiscono i parametri più importanti che condizionano la
diminuzione delle concentrazioni di inquinante in falda in seguito alla bonifica.
L’attività di monitoraggio dovrà, essere prolungata per un tempo di almeno di 12 mesi successivi
alla disattivazione del sistema di bonifica, tempo sufficiente a verificare l’assenza di tali fenomeni.
Inoltre nonostante non siano state rilevate fasi libere di inquinante durante la caratterizzazione, non è
possibile con certezza escluderne la presenza nell’acquifero, anche se le concentrazioni non eccessive
pari a 50 µg/` nell’area sorgente, farebbero presupporre la completa solubilizzazione del prodotto in
124
falda, considerando la storicità della contaminazione. Al termine dell’intervento è possibile presupporre
che i fenomeni di attenuazione nel sistema idrico sotterraneo nel corso degli anni possano determinare
un parziale miglioramento della qualità delle acque di falda nella porzione centrale dell’acquifero. Per
quanto riguarda la contaminazione presente nella parte meridionale dell’acquifero, è necessario poter
monitorare i tempi necessari affinché la massa di contaminazione ivi accumulatasi venga drenata verso
i recapiti sorgivi.
125
Bibliografia
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