Sviluppo di metodi di valutazione del rischio ambientale di poli industriali

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UNIVERSITÀ DEGLI STUDI DI PISA

Scuola di Ingegneria

Dipartimento di Ingegneria Civile e Industriale (DICI)

Corso di Laurea Magistrale in Ingegneria Chimica

TESI DI LAUREA

Sviluppo di metodi di valutazione del rischio ambientale di

poli industriali

Relatore:

Candidato:

Prof. Ing. Leonardo Tognotti

Luca De Bartolomeo

Controrelatore:

Dott. Ing. Gabriele Landucci

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Sviluppo di metodi di valutazione del rischio ambientale di poli industriali. Indice

Indice

I Introduzione ... 5

II Stato dell'arte dei modelli di valutazione delle emissioni diffuse per stabilimenti siderurgici ... 7

2.1 Finalità e dominio d'applicazione ... 7

2.2.1 Identificazione delle sorgenti emissive ... 8

2.2 Metodologia di stima per la cokeria ... 8

2.2.1 Identificazione delle sorgenti emissive e degli inquinanti emessi ... 8

2.2.2 Approccio semplificato per la valutazione delle emissioni diffuse ... 9

2.2.3 Approccio dettagliato mediante correlazioni EPA ... 14

2.3 Metodologie di stima per l'impianto d'agglomerazione ... 17

2.3.2 Modello di stima delle emissioni diffuse per la fase di raffreddamento ... 17

2.4 Metodologie di stima per l'altoforno ... 18

2.4.2 Modello di stima delle emissioni diffuse ... 18

2.5 Metodologie di stima per l'acciaieria ... 20

2.5.2 Modello di stima delle emissioni diffuse ... 21

2.6 Metodologie di stima dell'emissione diffusa per erosione eolica dei parchi stoccaggio ... 21

2.6.1 Approccio mediante correlazione EPA ... 21

2.7 Metodologia di stima per la movimentazione ... 24

2.7.1 Identificazione delle sorgenti emissive ... 25

2.8 Metodologia di stima per il risollevamento da terra di polveri ... 26

2.9 Approccio metodologico generale ... 29

2.9.1 Approccio per diversi livelli di complessità ... 29

III Analisi di letteratura sulla stima delle emissioni diffuse di stabilimenti siderurgici ... 30

3.1 Finalità dell'analisi ... 30

3.2 Identificazione delle emissioni diffuse in funzione della loro speciazione ... 31

3.2.1 Identificazione in funzione del contenuto in metalli delle polveri ... 31

3.2.2 Identificazione in funzione del contenuto in IPA delle polveri ... 34

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3.3.1 Valutazione delle emissioni diffuse di uno stabilimento siderurgico ... 36

3.3.2 Valutazione delle emissioni diffuse di IPA, PCDD/F e PCB relative alla acciaieria e all'impianto d'agglomerazione ... 38

3.4 Valutazione delle emissioni diffuse per la cokeria ... 39

3.4.1 Valutazione delle emissioni diffuse attraverso misure dirette ... 39

3.4.2 Valutazione delle emissioni diffuse e dell'impatto ambientale di una cokeria ... 41

3.4.3 Valutazione sperimentale delle emissioni diffuse di benzo[a]pirene e confronto con il metodo EPA... 44

3.5 Implementazione del modello EPA per l'erosione eolica al CFD ... 47

3.5.1 Validazione della suddivisione in sub- aree ... 47

3.5.2 Valutazione del campo di vento in prossimità del cumulo ... 49

IV Applicazione al caso studio: definizione dello scenario emissivo e analisi d'incertezza ... 51

4.1 Definizione delle sorgenti d'emissione diffusa del caso studio esaminato ... 51

4.1.1 Sorgenti emissive e inquinanti dell'area a caldo ... 51

4.1.2 Sorgenti emissive e inquinanti dell'area a freddo ... 53

4.2 Applicazione delle metodologie di stima per la cokeria ... 56

4.2.1 Scenario 0: valutazioni di stabilimento ... 56

4.2.2 Scenario 1: applicazione dell'approccio semplificato ... 59

4.2.3 Scenario 2: applicazione dell'approccio dettagliato... 61

4.2.4 Confronto dei risultati e validazione dei modelli ... 64

4.3 Applicazione delle metodologie di stima per l'agglomerato ... 68

4.3.1 Valutazione del flusso di massa per la fase di raffreddamento ... 68

4.3.2 Valutazione dei flussi di massa per scarico polveri dagli elettrofiltri ... 69

4.4 Applicazione delle metodologie di stima per gli altoforni ... 69

4.4.2 Scenario 1: applicazione dell'approccio con fattori d'emissione ... 71

4.5 Applicazione delle metodologie di stima per le acciaierie ... 72

4.5.2 Scenario 1: applicazione dell'approccio con fattori d'emissione ... 73

4.6 Applicazione delle metodologie di stima per l'erosione eolica ... 73

4.7 Applicazione delle metodologie di stima per la movimentazione su nastri trasportatori.. 76

4.7.1 Applicazione del modello convenzionale EPA ... 77

4.7.2 Approccio innovativo e validazione della correlazione EPA ... 80

4.8 Applicazione delle metodologie di stima per risollevamento di polveri nell'impianto d'agglomerazione ... 81

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4.9.1 Contributo sorgenti emissioni diffuse cokeria ... 83

4.9.2 Contributo sorgenti stabilimento emissioni diffuse polveri ... 85

4.10 Analisi d'incertezza ... 86

4.10.1 Definizione d'incertezza e delle metodologie di stima dell'incertezza in ingresso ... 86

4.10.2 Metodologie di stima dell'incertezza in uscita ... 88

4.10.3 Analisi d'incertezza per le emissioni diffuse dell'area a caldo ... 89

4.10.4 Analisi d'incertezza per le emissioni diffuse dell'area a freddo ... 96

V Analisi critica: definizione dello scenario per la valutazione del rischio ambientale ... 105

5.1 Stato dell'arte dei modelli di dispersione degli inquinanti in aria ... 105

5.1.1 Tipologie di modelli di calcolo e strato atmosferico d'interesse... 106

5.1.2 Modelli Gaussiani ... 109

5.1.3 Scala spaziale e temporale ... 112

5.1.4 Dati d'input dei modelli ... 113

5.1.5 Effetto edificio e risalita del pennacchio (plume rise) ... 115

5.1.6 Deposizione ... 117

5.2 Applicazione del modello SCREEN3 al caso studio e valutazione dell'incertezza ... 118

5.2.1 Descrizione generale del modello SCREEN3 e definizione dei dati d'input ... 118

5.2.2 Valutazione delle concentrazioni per emissioni diffuse della cokeria ... 120

5.2.5 Valutazione delle concentrazioni per emissioni diffuse dall'agglomerato ... 129

5.2.6 Valutazione delle concentrazioni per emissioni diffuse dall'altoforno ... 132

5.2.7 Valutazione delle concentrazioni per emissioni diffuse dall'acciaieria ... 135

5.2.8 Valutazione delle concentrazioni per emissioni diffuse dai parchi stoccaggio ... 137

5.3 Stima delle concentrazioni in aria: analisi d'incertezza ... 138

5.3.1 Metodi di valutazione dell'incertezza per i modelli di dispersione ... 138

5.3.2 Analisi d'incertezza del caso studio ... 140

5.4 Approccio per la valutazione del rischio ambientale ... 152

5.4.1 Definizione di rischio ambientale e della procedura generale di valutazione ... 152

5.4.2 Approccio quantitativo alla valutazione del rischio ambientale... 154

5.4.3 Identificazione dei pericoli ... 155

5.4.4 Definizione d'esposizione e identificazione dei recettori ... 155

5.4.5 Valutazione dell'esposizione e scelta dei fattori d'esposizione ... 156

5.4.6 Definizione della relazione dose- risposta ... 160

5.4.7 Valutazione della relazione dose- risposta ... 161

5.4.8 Esempi applicativi a inquinanti tipici degli stabilimenti siderurgici ... 163

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5.5 Valutazione semplificata del rischio ambientale per il caso studio... 167

5.5.1 Valutazione del rischio ambientale da benzo[a]pirene emesso dalla cokeria ... 168

5.5.2 Valutazione del rischio ambientale da PM10 emesso dalle acciaierie ... 173

5.5.3 Analisi d'incertezza nella valutazione del rischio ambientale ... 177

Bibliografia ... 184

Sitografia ... 188

Ringraziamenti ... 189

Allegati

Allegato I: analisi d'incertezza cokeria

Allegato II: files.m Matlab erosione eolica parchi stoccaggio

Allegato III: approccio innovativo per la stima delle emissioni diffuse relative alla movimentazione su nastri trasportatori

Allegato IV: analisi d'incertezza nastri trasportatori e scarico polveri elettrofiltri Allegato V: analisi d'incertezza risollevamento da terra di polveri

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Sviluppo di metodi di valutazione del rischio ambientale di poli industriali. Capitolo I

5

I Introduzione

Il lavoro di tesi svolto affronta la problematica dell'impatto ambientale di poli industriali associata all'incidenza negativa sulla salute della popolazione che vive in aree urbane prossime lo stabilimento, a causa dalle emissioni di inquinanti in aria. Lo studio effettuato, dunque, funge da supporto alla procedura di valutazione del rischio ambientale, cercando di definire l'input più importante richiesto, quello emissivo. Nonostante non sia necessaria una specifica distinzione tra le diverse tipologie di rilascio di un impianto (ai fini del rischio occorre soltanto che siano note le concentrazioni in aria degli inquinanti), per identificare gli obiettivi del lavoro, è doveroso eseguirla. Escludendo quelle accidentali, infatti, qualunque stabilimento industriale è caratterizzato, a livello operativo, da due tipologie di emissioni:

 emissioni convogliate;  emissioni diffuse.

Mentre le prime possono essere facilmente determinate attraverso le misure di portata, concentrazione, temperatura e le caratteristiche geometriche dei punti di rilascio (diametro e altezza dello sbocco), le seconde sono di più difficile quantificazione, data la loro intrinseca complessità, sia a livello sperimentale che modellistico, ma contribuiscono in maniera significativa all'impatto ambientale. Di conseguenza, il presente studio concentra l'attenzione su quest'ultime, in particolare sulle possibili modellazioni empiriche, cercando di individuare gli approcci migliori, anche innovativi, per poterle stimare, dato anche lo scarso numero di ricerche e articoli scientifici a riguardo in letteratura. Una corretta e completa valutazione delle emissioni diffuse è, infatti, fondamentale per poter calcolare le concentrazioni in aria degli inquinanti d'interesse, input emissivo del risk assessment ambientale: occorre, pertanto, affiancare alla valutazione deterministica anche l'analisi d'incertezza per poter considerare la naturale variabilità dei parametri d'input dei modelli disponibili e l'incertezza associata alla stima dei dati d'ingresso, calcolando come si propagano in tutte le quantificazioni successive richieste, al fine di poter considerare le condizioni per cui si possa passare da rischio accettabile a non. Lo schema logico che sarà adottato nei capitolo successivi è, dunque, il seguente: VALUTAZIONE EMISSIONI DIFFUSE VALUTAZIONE CONCENTRAZIONI IN ARIA VALUTAZIONE RISCHIO AMBIENTALE

Figura 1- Schema logico adottato nel lavoro di tesi

Essendo il campo applicativo molto ampio, la tesi è rivolta soprattutto agli stabilimenti siderurgici, di cui si riporta un caso studio relativo a un polo industriale di elevata complessità dello stesso settore produttivo. La scelta è dovuta al forte impatto ambientale causato e all'alto numero di sorgenti emissive diffuse presenti.

In tale parte introduttiva è, infine, riportata la suddivisione adottata per i capitoli e la relativa spiegazione della scelta:

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Sviluppo di metodi di valutazione del rischio ambientale di poli industriali. Capitolo I

6  Capitolo II: punto di partenza dell'intero lavoro è individuare lo stato dell'arte dei modelli empirici di stima delle emissioni diffuse per gli stabilimenti siderurgici, identificando anche le sorgenti emissive tipiche e gli inquinanti più importanti associati. Saranno considerate, pertanto, le emissioni relative all'area a caldo e a freddo e sarà introdotto un possibile approccio metodologico generale per la problematica analizzata, finalizzato alla scelta del metodo più idoneo;

 Capitolo III: a supporto di quanto esposto nel capitolo precedente è riportata l'analisi di letteratura inerente gli articoli scientifici o gli studi in merito alla stima delle emissioni diffuse. Saranno presentati anche lavori relativi alla seconda tipologia d'approccio, quella delle misure dirette, non trattata specificatamente nello studio realizzato, a fini di confronto e validazione dei modelli;

 Capitolo IV: è riportata l'applicazione dei metodi presentati nel Capitolo II a un polo siderurgico di elevata complessità. Insieme a una valutazione deterministica classica delle emissioni diffuse, è effettuata, in modo innovativo, l'analisi d'incertezza, implementando la legge di propagazione degli errori per quantificare come si propaga la variabilità e l'incertezza d'input nel dato d'uscita;

 Capitolo V: il capitolo conclusivo funga da raccordo tra quanto illustrato in quelli precedenti e l'obiettivo ultimo del lavoro, cioè di supportare la procedura di valutazione del rischio ambientale. Pertanto sarà presentato lo stato dell'arte in merito ai modelli di diffusione degli inquinanti in aria per determinarne le concentrazioni, sarà realizzata la parte applicativa in maniera semplificata (utilizzo di un software di dispersione di screening iniziale, SCREEN3), mostrando anche i metodi disponibili per valutare come si propaga l'incertezza d'input nell'output (concentrazione in aria) e riportando, dopo aver definito il rischio ambientale, la procedura generale di valutazione con due esempi applicativi semplificati e relativa analisi d'incertezza.

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Sviluppo di metodi di valutazione del rischio ambientale di poli industriali. Capitolo II

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II Stato dell'arte dei modelli di valutazione delle emissioni diffuse

per stabilimenti siderurgici

2.1 Finalità e dominio d'applicazione

Il presente capitolo è finalizzato a definire lo stato dell'arte sui possibili approcci metodologici di tipo empirico per la quantificazione delle emissioni diffuse relativamente a poli industriali siderurgici. L'obiettivo dei modelli riportati è consentire la valutazione del flusso di massa (portata/tempo) di inquinante emesso, dato d'input dei modelli dispersivi atti a valutare le concentrazioni in aria e le ricadute al suolo degli stessi. Tale categoria emissiva, infatti, fornisce un contributo notevole ai rilasci atmosferici di sostanze inquinati con impatto sia a livello ambientale che sanitario, oltre che economico. La definizione generale è riportata dall'EPA (Environmental Protection Agency), agenzia del governo federale degli Stati Uniti per la protezione ambientale:

"Le emissioni diffuse sono quelle che non possono ragionevolmente passare attraverso un camino, una ciminiera, uno sfiato o qualunque altra apertura funzionalmente equivalente."

Altre fonti di letteratura1_{, invece, forniscono la seguente definizione:}

"Le emissioni non convogliate sono quella tipologia d'emissione in atmosfera derivante da un contatto diretto di sostanze volatili o polveri leggere con l'ambiente in condizioni operative normali di funzionamento di un impianto."

Con quest'ultima descrizione, pertanto, si esclude la categoria delle emissioni eccezionali, cioè quelle associate ad eventi anomali rispetto il normale funzionamento del processo, che possono essere sia convogliate sia diffuse2_{. Di conseguenza, tale tipologia} non è considerata nel presente studio.

Dalle definizioni sopra esposte e da quest'ultima considerazione, l'accezione di emissione diffusa si riferisce a tutte quelle dispersioni in atmosfera che provengono da sorgenti non puntiformi come:

 dispersioni provenienti da edifici, magazzini o depositi;

 dispersioni da apparecchiature e relativi ausiliari (valvole, flange, tenute, etc.) associate a sostanze allo stato liquido o gassoso;

 dispersioni da cumuli di materiale polveroso;

 dispersioni di polveri durante le fasi di stoccaggio e manipolazione3_.

La categoria delle emissioni diffuse, come riportato da molte fonti di letteratura, comprende quella delle emissioni fuggitive, cioè derivanti da una perdita graduale di tenuta di una parte dell'apparecchiatura che tratta un fluido (liquido o gassoso), spesso

1_{F. Colombo, F. Fazzari, V. Rossini, Emissioni fuggitive: una proposta metodologica per la gestione}

integrata del problema, s.l., s.n., 2006

2_{Bruno Mareschini, Riccardo Roncarati, La caratterizzazione e il controllo delle emissioni diffuse,}

s.l., s.n., 2014

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8 associata a una differenza di pressione4_{. Tale tipologia emissiva è, però, considerata} soltanto per i trafilamenti dalle apparecchiature di processo.

2.2.1 Identificazione delle sorgenti emissive

L'identificazione delle fonti emissive è il passo preliminare da compiere ed è fondamentale non solo ai fini della stima delle emissioni diffuse, ma anche nella valutazione del rischio ambientale di un polo industriale in quanto associata all'individuazione dei pericoli. Le possibili sorgenti sono funzione del settore produttivo considerato, pertanto non è possibile effettuare una trattazione generale, ma solo una specifica della tipologia impiantistica considerata. Dato che gli stabilimenti siderurgici sono oggetto dello studio, le sorgenti d'emissione diffusa principali identificabili per tale categoria produttiva sono suddivisibili in due gruppi:

 emissioni diffuse di processo;

 emissioni diffuse relative allo stoccaggio e alla movimentazione.

Come riportato da fonti di letteratura5_{, per le prime si considerano quelle associate} all'area a caldo (cokeria, agglomerato, altoforno e acciaieria), mentre per le seconde si considerano l'erosione eolica dei parchi stoccaggio e le emissioni associate alla movimentazione (a esempio quella dei nastri trasportatori o stradale).

2.2 Metodologia di stima per la cokeria

Il coke metallurgico, utilizzato principalmente negli altoforni per la produzione della ghisa, è prodotto attraverso un ciclo di trasformazione anaerobico del carbon fossile prelevato dai parchi minerari. La materia prima è alimentata a una serie di batterie in cui avviene la distillazione ad alta temperatura che libera composti volatili e dà luogo al coke che è sfornato e spento con acqua. Nel presente paragrafo sono riportate le principali sorgenti d'emissione diffusa, i relativi inquinanti emessi e le metodologie disponibili in letteratura per la loro stima.

2.2.1 Identificazione delle sorgenti emissive e degli inquinanti emessi

Le principali fonti d'emissione diffusa di tale sezione di un tipico stabilimento siderurgico sono associate alle seguenti operazioni:

 fase di carica;

 cokefazione (trafilamento dalle porte e dai coperchi di carica e dai tubi di sviluppo);

 sfornamento e quenching.6_{: per le polveri totali relative alla prima operazione} si considerano le emissioni senza abbattimento e quelle non aspirate dai sistemi di depolverazione, assumendo un rendimento di captazione del 95%.

4_{Ivi 2, p.7}

5_{Dany Hleis, Ignacio Fernandez-Olmoc, Frederic Ledouxa, Adib Kfourya, Lucie Courcota,}

Therese Desmonts, Dominique Courcota, Chemical profile identification of fugitive and confined particle emissions from an integrated iron and steelmaking plant, in Journal of Hazardous Materials, 2013, 246- 255

6_{Environment Australia, Emission Estimation Technique Manual for Iron and Steel Production, s.l.,}

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9 Non sono considerate le fasi di stoccaggio e movimentazione della materia prima, in quanto associate all'area a freddo. Gli inquinanti più rilevanti considerati, come riportato da fonti di letteratura7_{, sono:}

 polveri;  benzene;

 benzo[a]pirene, sostanza di riferimento per le emissioni degli Idrocarburi Policiclici Aromatici (IPA).

2.2.2 Approccio semplificato per la valutazione delle emissioni diffuse

Il metodo più semplice disponibile in letteratura per la quantificazione del flusso di massa emesso è basato sulla definizione di due parametri:

 Activity data (AD): è un parametro che tiene conto del grado o dell'estensione dell'attività umana considerata (a esempio dato produttivo o superficie della sorgente esposta) ed è funzione del tipo di settore industriale analizzato;  Emission Factor (EF): coefficiente che quantifica l'emissione per unità di

dato d'attività considerato.

Di conseguenza, la formula di stima generale adottata è la seguente: Emissione = EF ∙ AD

Il primo termine è ottenibile da dati di stabilimento, il secondo deriva da informazioni statistiche ed è scelto in modo che rappresenti le condizioni tipiche o medie del processo considerato. Tale approccio risulta, pertanto, essere quello che richiede la minore quantità di dati, ma che può fornire risultati più incerti. I principali riferimenti di letteratura attualmente disponibili, che forniscono fattori d'emissione relativi alla cokeria, sono l'inventario dell'"EMEP/EEA air pollutant emission inventory guidebook 2016"8_{per le} polveri e il Bref "Iron & Steel" 2012 per benzene e benzo[a]pirene; la tabella seguente mostra, per ogni sorgente emissiva, se sono presenti fattori d'emissioni in funzione dell'inquinante considerato:

Tabella 1- Fattori d'emissione disponibili in letteratura per la cokeria SORGENTE

EMISSIVA POLVERI BENZENE BENZO[a]PIRENE

CARICAMENTO MATERIALI X X X TRAFILAMENTO PORTE X X X TRAFILAMENTO COPERCHI DI CARICA X X X

7_{Michael Hein, Manfred Kaiser, Environmental Control and Emission Reduction for Coking Plants,}

s.l., s.n., 2012

8_{L'inventario delle emissioni è disponibile al link seguente:}

http://efdb.apps.eea.europa.eu/?source={%22query%22:{%22match_all%22:{}},%22display_type %22:%22tabular%22}

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Sviluppo di metodi di valutazione del rischio ambientale di poli industriali. Capitolo II 10 TRAFILAMENTO TUBI DI SVILUPPO X X X SFORNAMENTO COKE X - - SPEGNIMENTO COKE X - -

Di seguito, invece, sono riportate le tabelle con i valori di tale parametro, il relativo intervallo di confidenza e la fonte da cui sono presi:

Tabella 2- Fattori di emissione fase di caricamento della miscela CARICAMENTO MISCELA

INQUINANTE RANGE FATTORE D'EMISSIONE [g/t coke] FATTORE D'EMISSIONE MEDIO [g/t coke] FONTE POLVERI 0.3-10 1.7 EMEP/EEA air pollutant emission inventory guidebook 2016 PM10 0.15-4.9 3.7 EMEP/EEA air pollutant emission inventory guidebook 2016 PM2.5 0.12-3.9 2.9 EMEP/EEA air pollutant emission inventory guidebook 2016

BENZENE 0.01-1.2 0.605 Bref "Iron & Steel" ₂₀₁₂

IPA

(BENZO[a]PIRENE) 2E-05-0.0045 0.00226 Bref "Iron & Steel" 2012 Tabella 3- Fattori di emissione fase di cokefazione (trafilamento porte)

COKEFAZIONE (TRAFILAMENTO PORTE9₎

INQUINANTE RANGE FATTORE D'EMISSIONE [g/t coke] FATTORE D'EMISSIONE MEDIO [g/t coke] FONTE

POLVERI 0.3-6 3.15 Bref "Iron & Steel" 2012

PM10 0.144-2.91 0.54

EMEP/EEA air pollutant emission inventory

guidebook 2016

PM2.5 0.12-2.31 0.42

guidebook 2016

BENZENE 0.2-14 7.10 Bref "Iron & Steel" 2012

IPA

(BENZO[a]PIRENE) 0.0045-0.045 0.0248 Bref "Iron & Steel" 2012

9_{Il riferimento di letteratura considerava un fattore d'emissione unico per il PM}

10 e PM2.5 per porte e

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11

Tabella 4- Fattore d'emissione fase di cokefazione (trafilamento dai coperchi di carica)

COKEFAZIONE (TRAFILAMENTO COPERCHI DI CARICA10₎

POLVERI 0.2-1 0.60 Bref "Iron & Steel" 2012

PM10 0.096-0.49 0.36

guidebook 2016

PM2.5 0.08-0.39 0.28

guidebook 2016

BENZENE 0.8-8 4.40 Bref "Iron & Steel" 2012

IPA

(BENZO[a]PIRENE) 0.009-0.015 0.012 Bref "Iron & Steel" 2012

Tabella 5- Fattore d'emissione fase di cokefazione (trafilamento dai tubi di sviluppo) COKEFAZIONE (TRAFILAMENTO TUBI DI SVILUPPO)

POLVERI < 0.2 0.2 Bref "Iron & Steel" 2012

BENZENE 0.01-0.1 0.055 Bref "Iron & Steel" 2012

IPA

(BENZO[a]PIRENE) 3E-04-0.003 0.00165 Bref "Iron & Steel" 2012

Tabella 6- Fattori di emissione fase di sfornamento coke SFORNAMENTO COKE

INQUINANTE RANGE FATTORE D'EMISSIONE [g/t coke] FATTORE D'EMISSIONE MEDIO [g/t coke] FONTE POLVERI (senza sistema d'abbattimento) 63-1568 314

EMEP/EEA air pollutant emission inventory guidebook

2016 POLVERI

(con sistema

d'abbattimento)11 - 3.14 -

PM10 27-680 136

2016

PM2.5 10-260 52

2016

10_{Ivi 9, p.10}

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12

Tabella 7- Fattori di emissione fasi di spegnimento coke SPEGNIMENTO COKE

POLVERI 10-50 22 emission inventory guidebook EMEP/EEA air pollutant

2016 POLVERI (acqua

pulita, torri alte e scarsa manutenzione)

0.6-0.8 0.72

2016 POLVERI (acqua pulita, torri normali e manutenzione adeguata) 0.85-0.98 0.94

2016 POLVERI (acqua sporca, torri normali e manutenzione adeguata) 0.8-0.95 0.9

2016 POLVERI (acqua

sporca, torri alte e scarsa manutenzione)

0.35-0.55 0.47

2016

PM10 2.3-11 5.1

2016

PM2.5 1.9-10 4.3

2016

In letteratura sono presenti articoli scientifici che utilizzano tali dati12_{, come è} illustrato nel Capitolo III. La versione precedente del 2001 del Bref "Iron & Steel" riporta intervalli riferiti alla produzione di acciaio invece che di coke, come mostrato nella tabella seguente per la fase di cokefazione:

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Tabella 8- Intervalli fattori d'emissione fase di cokefazione (Fonte: European Comission, Best Available Techniques (BAT) Reference Document for Iron and Steel Production, s.l., s.n., 2001)

E per quelle di sfornamento e spegnimento del coke:

Tabella 9- Intervalli fattori d'emissione sfornamento e spegnimento coke (Fonte: European Comission, Best Available Techniques (BAT) Reference Document for Iron and Steel Production, s.l.,

s.n., 2001)

Per la normalizzazione rispetto alla produzione di coke, lo stesso documento riporta che per ogni tonnellata d'acciaio sono necessari 940 chilogrammi di ghisa e per ogni tonnellata di quest'ultima sono richiesti 358 chilogrammi di coke (equivalenti a 0.33 tonnellate di coke per tonnellata d'acciaio). Il confronto degli intervalli, a parità di tipo di produzione, mostra valori superiori per il Bref "Iron & Steel" 2001, come mostrato per la fase di carica del materiale:

Tabella 10- Confronto intervalli fattori d'emissione fase di caricamento cokeria tra le due versioni del Bref "Iron & Steel" (2001 e 2012)

INQUINANTE Bref "Iron & Steel" 2001[g/t coke] Bref "Iron & Steel" 2012 [g/t coke]

POLVERI 0.3- 10.6 0.3-10

BENZENE 0.0061- 1.7 0.01- 1.2

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14 2.2.3 Approccio dettagliato mediante correlazioni EPA

EPA, nel manuale AP- 42, presenta una metodologia dettagliata di stima delle emissioni diffuse relativamente alla cokeria (sezione 12.2, "Coke production"); la sua applicazione è vincolata alla necessità di disporre di una maggiore quantità d'informazioni di stabilimento, ma può fornire risultati meno incerti di quelli ottenibili con l'approccio precedente. Il Bref "Iron & Steel" del 2012, infatti, cita tale metodo come alternativa ai fattori d'emissione, ma non effettua alcun confronto, al contrario di quanto è stato fatto nel presente studio nel Capitolo IV. Il modello EPA considera le emissioni visibili associate ai trafilamenti e alla fase di caricamento dei materiali e dati storici per il loro controllo, come la percentuale media annuale di porte che perdono. La stima è valida per batterie con un basso livello di emissioni visibili (5- 10% per le porte, 1% per i coperchi di carica e i tubi di sviluppo) di BSO (Benzene- Soluble Organics, cioè idrocarburi pesanti, tar e naftalene); per gli altri inquinanti, invece, si ricorre alle tabelle seguenti estratte dalla sezione 12.2 dell'AP -42:

Tabella 11- Rapporto degli altri inquinanti all'emissione di BSO con grado di qualità E (Fonte: Sezione 12.2 AP- 42, EPA)

Per i trafilamenti dalle porte la correlazione da applicare è la seguente:

E = PLD 100∙ N ∙ 0.019 + [F ∙ N ∙ 0.011] + 1 − F − PLD 100 ∙ N ∙ 0.002 dove:  ED = emissione di BSO [kg/h];

 PLD = percentuale media di trafilamento dalle porte (porte con emissioni visibili su numero totale di porte);

(17)

15  ND = numero totale di porte della batteria;

 0.019 = tipico valore del trafilamento dalle porte per porte che hanno emissioni visibili dal cortile[kg/h];

 Fb = frazione di porte con emissione visibile dalla piattaforma di fronte ma non dal cortile (usare un valore di default pari a 0.06 in assenza di

osservazioni specifiche);

 0.011 = valore tipico di trafilamento dalle porte per porte con emissioni visibile dalla piattaforme di fronte [kg/h];

 0.002 = valore tipico di trafilamento dalle porte per porte senza emissioni visibili [kg/h];

Il valore del parametro PLD è ottenibile dal Metodo 303 dell'EPA o, in assenza di dati, stimabile all'interno del range 5-10%:

PLD = L

D ∙ 100 dove:

 Ly = numero di porte con emissioni visibili osservate dal cortile;  Dob = numero totale di porte osservate dei forni.

L'ultimo coefficiente è calcolabile con la seguente correlazione: 𝐷 = (2 ∙ 𝑁) − (𝐷 + 𝐷 )

dove:

 N = numero totale di forni della batteria;  Di = numero di porte dei forni non operativi;  Dno = numero di porte non osservate.

Il valore del PLD può essere calcolato in modo analogo sfruttando la seguente equazione:

PLD =L + L

D ∙ 100

Lb è un fattore correttivo così valutato (se risulta essere negativo, si adopera lo zero nella formula precedente):

L = L − (N ∙ 0.06) dove:

 Ls = numero di porte con emissioni visibili osservate dalla piattaforma. In maniera analoga è possibile valutare i trafilamenti dai coperchi di carica mediante la seguente correlazione:

E =PLL

100∙ N ∙ 0.0033 dove:

 EL = emissione di BSO [kg/h];

 PLL = percentuale media di trafilamenti dai coperchi di carica (coperchi con emissioni visibili su numero totale di coperchi);

(18)

16  NL = numero totale di coperchi di carica sulla batteria;

 0.0033 = valore tipico di trafilamento dai coperchi di carica [kg/h].

Come per i trafilamenti dalle porte, anche in questo caso il valore di PLL è ottenibile dal Metodo 303 con la seguente correlazione o stimato minore dell'1%:

PLL = P

P ∙ (N − N ) − P ∙ 100 dove:

 PVE = numero dei coperchi di carica delle porte superiori con emissioni visibili;

 Povn = numero di porte per forno;

 Ni = numero totale di forni non operativi;  PNO = numero di porte non osservate.

Per i trafilamenti dai tubi di sviluppo si ricorre a una correlazione analoga alle precedenti:

E =PLO

100∙ N ∙ 0.0033 dove:

 EOL = emissione di BSO [kg/h];

 PLO = percentuale media di trafilamenti dai tubi di sviluppo (tubi con emissioni visibili su numero totale di tubi);

 NO = numero di tubi di sviluppo sulla batteria.

Il Metodo 303 consente di stimare il valore di PLO oppure, in assenza di dati, è approssimabile minore dell'1%:

PLO = T

T ∙ (N − N ) + J − T ∙ 100 dove:

 TVE = numero di tubi di sviluppo con emissioni visibili;

 Tovn = numero di tubi di sviluppo per forno (esclusi i tubi di ponticello);  TNO = numero di tubi di sviluppo non osservati.

Infine, per la fase di carica delle batterie, le emissioni diffuse di BSO sono stimabili con la seguente equazione:

E =N T ∙ 0.0042 ∙ VE 10 dove:  EC = emissione di BSO [kg/h];

 NT = numero totale di forni nella batteria;  T = tempo di cokefazione [h];

 0.0042 = valore tipico di emissione per carica [kg/carica];

 VE = secondi medi di emissioni visibili per carica (tipicamente minore di trenta secondi).

(19)

17 In letteratura è disponibile un articolo scientifico13_{citato anche dal Bref "Iron &} Steel" 2012 che, mediante valutazioni sperimentali, indaga sulla validità di tali correlazioni, come è illustrato nel Capitolo III.

2.3 Metodologie di stima per l'impianto d'agglomerazione

L'impianto di agglomerazione è finalizzato alla preparazione di una carica di minerali di ferro idonea per il processo all'altoforno per la produzione di ghisa. La sinterizzazione è realizzata mediante una fase preliminare di omogenizzazione delle materie prime (minerali, coke, calcare, calce e acqua), seguita dalla combustione del coke che consente di far avvenire il processo principale e dalle fasi finali di raffreddamento con aria e vagliatura (a caldo e a freddo). Nel presente paragrafo sono riportate le principali sorgenti d'emissione diffusa, i relativi inquinanti emessi e le metodologie disponibili in letteratura per la loro stima.

Le sorgenti emissive sono principalmente di tipo convogliato, mentre quelle diffuse sono in quantità minore: la fonte maggiore è legata alla fase di raffreddamento per l'elevata portata d'aria in mandata e dato che l'apparecchiatura è solo parzialmente coperta da cappa in quasi tutti i casi. Come riporta l'EEA (Environment European Agency) nel suo inventario del 2016, le emissioni diffuse associate al letto di sinterizzazione sono trascurabili (tesi avvalorata da fonti di letteratura14_{) in quanto le windboxes operano in} depressione, mentre quelle relative alle fasi di frantumazione, omogenizzazione e vagliatura sono minime per la presenza di sistemi di depolverazione secondaria e quelle relative alla movimentazione rientrano nell'area a freddo. Sorgente emissiva considerata è anche quella relativa allo scarico delle polveri raccolte dagli elettrofiltri, in quanto l'azione meccanica del vento, se i sistemi di raccolta non sono ben schermati o isolati, può dare origine a emissione diffusa; la modellazione è, però, riportata nel paragrafo 2.7, essendo analoga a quella di un'altra problematica. Gli inquinanti considerati in entrambi i casi sono le polveri.

2.3.2 Modello di stima delle emissioni diffuse per la fase di raffreddamento

L'unica metodologia disponibile in letteratura è analoga all'approccio semplificato della cokeri; pertanto, con riferimento al Bref "Iron & Steel" 2012, è possibile definire un fattore d'emissione per le polveri totali e per il PM10, come riportato nella tabella seguente:

Tabella 12- Fattori di emissione fase di raffreddamento agglomerato

INQUINANTE RANGE FATTORE D'EMISSIONE [g/t sinter] FATTORE D'EMISSIONE MEDIO [g/t sinter] FONTE

POLVERI15 _14-212 ₁₁₃ _{Bref "Iron & Steel" 2012}

PM10 1.3-42.8 22.1 Bref "Iron & Steel" 2012

13_{Ivi 7, p.9}

14_{K. Jackson, E. Aries, R. Fisher, D. Anderson, A. Parries, Assessment of exposure to PCDD/F, PCB,}

and PAH at a basic oxygen steelmaking (BOS) and an iron ore sintering plant in the UK, in Annals of Occupational Hygiene, 2011, 1- 12

(20)

18 Rispetto alla versione precedente del riferimento bibliografico (2001), il range del fattore d'emissione è minore (40- 450 g/t sinter nel Bref "Iron & Steel" 2001) ed è presente anche l'intervallo relativo al particolato fine.

2.4 Metodologie di stima per l'altoforno

Nell'altoforno avviene il processo di riduzione dei minerali di ferro per la produzione di ghisa; alimentazione fondamentale è il coke metallurgico, in quanto produce il gas riducente (soprattutto monossido di carbonio ottenuto per reazione con l'ossigeno dell'aria preriscaldata, detta "vento caldo") per la trasformazione degli ossidi in metallo, fornisce il carbonio richiesto dal prodotto finale e il calore necessario alla fusione e sostiene il peso della carica. L'agglomerato introdotto dall'alto procede in basso verso zone più riducenti e a più alta temperatura fino a formare la ghisa per reazione tra ferro metallico e CO. Sottoprodotto di tale processo è la loppa, costituita dai minerali residui, dalle ceneri e dai fondenti, che stratifica sul prodotto principale estratto per colata dal basso. Il gas uscente dall'alto è recuperato e usato come combustibile. Nel presente paragrafo sono riportate le principali sorgenti d'emissione diffusa, i relativi inquinanti emessi e le metodologie disponibili in letteratura per la loro stima.

Con riferimento all'inventario dell'EEA del 2016, le principali sorgenti emissive sono relative alle seguenti tre fasi del ciclo produttivo:

 caricamento dei materiali: emissioni dovute alla depressurizzazione del volume dei vani di carica degli altoforni;

 colaggio ghisa e loppa: emissioni dai sistemi di depolverazione;

 granulazione della ghisa e della loppa: in quest'ultimo caso i vapori che si liberano contengono composti solforati a causa della reazione con acqua principalmente di solfuro di calcio (CaS) e di manganese (MnS).

Gli inquinanti principali sono:

 polveri per le fasi di caricamento materiali e colaggio ghisa e loppa;

 anidride solforosa (SO2) e acido solfidrico (H2S) per la granulazione della loppa.

2.4.2 Modello di stima delle emissioni diffuse

Analogamente alla fase di raffreddamento dell'agglomerato, l'unico metodo disponibile in letteratura per la stima delle emissioni diffuse è basato sulla definizione del fattore d'emissioni per gli inquinanti considerati. I riferimenti di letteratura attualmente disponibili sono, come per la cokeria, l'inventario "EMEP/EEA air pollutant emission inventory guidebook 2016" e il Bref "Iron & Steel" del 2012; le tabelle seguenti riportano i valori tipici e l'intervallo di confidenza associato:

(21)

19

Tabella 13- Fattori d'emissione fase di caricamento materiali

CARICAMENTO MATERIALI16

INQUINANTE RANGE FATTORE D'EMISSIONE [g/t ghisa] FATTORE D'EMISSIONE MEDIO [g/t ghisa] FONTE POLVERI (senza abbattimento) 30-70 50

guidebook 2016 POLVERI (con

abbattimento) - 5 -

PM10 24-56 40

guidebook 2016

PM2.5 15-35 25

guidebook 2016 Tabella 14- Fattori d'emissione fase di colaggio ghisa e loppa

COLAGGIO GHISA E LOPPA17

INQUINANTE RANGE FATTORE D'EMISSIONE [g/t ghisa] FATTORE D'EMISSIONE MEDIO [g/t ghisa] FONTE POLVERI (senza

abbattimento) 400-1500 950 Bref "Iron & Steel" 2012

POLVERI (con

abbattimento)18 - 47.5 -

Tabella 15- Fattori d'emissione fase di granulazione della loppa GRANULAZIONE LOPPA

INQUINANTE RANGE FATTORE D'EMISSIONE [g/t ghisa] FATTORE D'EMISSIONE MEDIO [g/t ghisa] FONTE

H2S 14-300 157 Bref "Iron & _{Steel" 2012}

H2S

(condensazione

fumi) - 1

Bref "Iron & Steel" 2012 SO2 (senza

condensazione) 13-142 78

Bref "Iron & Steel" 2012 SO2 (con

condensazione) - 1 Bref "Iron & Steel" 2012

La versione precedente del Bref "Iron & Steel" 2001 riporta i seguenti intervalli con riferimento alla produzione d'acciaio, considerando già l'efficienza d'abbattimento:

16_{I fattori di emissione non tengono conto dei sistemi di abbattimento, pertanto si considera tale valore}

come emissione diffusa senza controllo. La presenza di apparecchiature di captazione, con efficienze dell'ordine del 90% possono ridurre l'emissioni.

17_{Non sono disponibili dati di letteratura sui fattori d'emissione relativi al PM}

10 e PM2.5. 18_{È stato considerato un rendimento di captazione tipico del 95%.}

(22)

20

Tabella 16- Intervalli fattori d'emissione sorgenti diffuse altoforno (Fonte: European Comission, Best Available Techniques (BAT) Reference Document for Iron and Steel Production, s.l., s.n., 2001)

Con lo stesso rapporto di conversione mostrato per la cokeria, è possibile confrontare i range tra le due versioni, come riportato per la fase di caricamento dei materiali:

Tabella 17- Confronto intervalli dei fattori d'emissione per il caricamento materiali in altoforno tra le due versioni di Bref "Iron & Steel" (2001 e 2012)

Bref "Iron & Steel" 2001[g/t ghisa] Bref "Iron & Steel" 2012 [g/t ghisa]

5.3- 40.4 30-70

Le differenze riscontrate sono legate ad aver considerato l'abbattimento nel primo caso.

2.5 Metodologie di stima per l'acciaieria

Il ciclo produttivo tipico dell'acciaieria è basato sul processo all'ossigeno (BOP, Basic Oxygen Process) che consente di trasformare la ghisa in acciaio mediante riduzione del contenuto in carbonio per insufflaggio d'ossigeno. Prima della carica nel convertitore Linz-Donawitz, l'alimentazione subisce un processo di desolforazione (lo zolfo è controindicato per produrre acciai di qualità) per aggiunta di composti basici cui si lega lo zolfo, dando luogo alla scoria che stratifica sul bagno di ghisa. La reazione di decarburazione è esotermica e il monossido di carbonio prodotto può essere depurato e riutilizzato. L'acciaio subisce la fase di colaggio e solidificazione per la trasformazione in bramme che può essere preceduta da trattamenti per migliorarne le qualità (denitrurazione, decarburazione, deidrogenazione, etc.), mentre la scoria è periodicamente evacuata dalle paiole e raffreddata con acqua prima dei trattamenti di separazione della frazione ferrosa che può essere riciclata. Nel presente paragrafo sono riportate le principali sorgenti d'emissione diffusa, i relativi inquinanti emessi e le metodologie disponibili in letteratura per la loro stima.

Con riferimento al Bref "Iron & Steel" del 2012, le emissioni diffuse tipiche di un'acciaieria sono legate soprattutto alle polveri non captate e abbattute dai sistemi di depolverazione che sono emesse dai tetti dei capannoni. In particolare, le operazioni associate a tale problematica sono:

(23)

21  trasferimento, desolforazione e affinazione ghisa;

 emissione transitoria di grossa entità denominata slopping durante la fase di soffiaggio dell'ossigeno. Si tratta di una generazione anomale di fumi di grosso volume non totalmente aspirabili dai sistemi di depolverazione che incrementano le emissioni diffuse;

 emissioni associate al trattamento della scoria e dei rottami di ferro e ai trattamenti metallurgici secondari.

2.5.2 Modello di stima delle emissioni diffuse

Anche in questo caso, l'unica metodologia disponibile attualmente in letteratura è fornita dal Bref "Iron & Steel" del 2012 ed è basata sulla definizione del fattore d'emissione complessivo di tutte le sorgenti sopra riportate e del relativo intervallo di confidenza:

Tabella 18- Fattore d'emissione diffusa acciaieria

INQUINANTE RANGE FATTORE D'EMISSIONE [g/t acciaio] FATTORE D'EMISSIONE MEDIO [g/t acciaio] FONTE

POLVERI 8-120 64 Bref "Iron & Steel" 2012

La versione precedente dello stesso documento europeo riporta un range pari a 25- 100 g/t acciaio (valore medio pari a 62.5 g/t acciaio) molto simile a quello sopra esposto. 2.6 Metodologie di stima dell'emissione diffusa per erosione eolica dei parchi stoccaggio

L'erosione eolica è la principale causa di emissione diffusa associata ai parchi stoccaggio di uno stabilimento siderurgico; la natura sito- specifica del problema richiede metodologie di stima dettagliate, con elevato numero di informazioni richieste, come i dati meteorologici relativi al vento. Per tali motivi l'EPA ha sviluppato un modello di calcolo avanzato riportato nella sezione 13.2.5 ("Industrial Wind Erosion") del manuale AP- 42 e di seguito descritto. Gli inquinanti di cui è possibile stimare l'emissione diffusa sono le polveri, con relativa distinzione granulometrica.

2.6.1 Approccio mediante correlazione EPA

Il primo passo della procedura è definire il profilo di velocità del vento che è assunto essere logaritmico: u(z) =u ∗ k ∙ ln z z , con z > z dove:  u*_{= velocità d'attrito [m/s];}

 z = altezza sopra la superficie testata [m];  z0 = altezza della rugosità [m];

(24)

22

Figura 2- Profilo logaritimico della velocità del vento (Fonte: Environmental Protection Agency, Industrial wind erosion, section 13.2.5 in AP- 42, s.l., s.n., 2008)

La velocità d'attrito è una misura dello sforzo di taglio del vento sulla superficie (determinata dalla pendenza del profilo logaritmico), mentre l'altezza della rugosità è indice della rugosità della superficie esposta (determinata dall'intercetta sull'asse y del profilo logaritmico), cioè quando il valore di z è pari a zero. L'emissione legata all'erosione eolica è funzione anche della frequenza dei disturbi, pertanto il fattore d'emissione è ottenibile con la seguente correlazione:

EF = k ∙ P [ g m ∙ anno] dove:

 k = fattore moltiplicativo funzione della dimensione della particella, come riportato nella tabella seguente:

Tabella 19- Valori della costante moltiplicativa k (Fonte: Environmental Protection Agency, Industrial wind erosion, section 13.2.5 in AP- 42, s.l., s.n., 2008)

30 μm < 15 μm < 10 μm < 2.5 μm

1 0.6 0.5 0.075

Per le polveri totali si considera il valore di k corrispondente a particelle di 30 micron;

 N = numero di disturbi all'anno;

 Pi = potenziale d'erosione corrispondente all'osservato (o probabile) miglio più veloce del vento per l'i- esimo periodo tra i disturbi [g/m2_{], così calcolato} per superfici secche:

P = 58 ∙ (u∗− u∗) + 25 ∙ (u∗_{− u}∗_{), per u}∗_{> u}∗ P = 0 per u∗_{≤ u}∗

dove u∗_{è il valore della velocità d'attrito di soglia; le stime così effettuate,} essendo intermittenti, non possono essere direttamente inserite nei codici di calcolo dei modelli di dispersione, dato che assumono la stazionarietà dei flussi di massa, ma è necessario utilizzare come input un valore mediato nel

(25)

23 tempo19_{. La velocità d'attrito di soglia è ottenuta da misure sperimentali e di} seguito si riporta la tabella tratta dall'AP- 42 con i risultati ottenuti per diversi materiali:

Tabella 20- Valori della velocità d'attrito di soglia (Fonte: Environmental Protection Agency, Industrial wind erosion, section 13.2.5 in AP- 42, s.l., s.n., 2008)

Per cumuli di stoccaggio piatti, u∗_{è valutata, per una rugosità pari a 0.005 metri}20_{, in} funzione del miglio più veloce, cioè della velocità massima del vento nel periodo considerato misurata dall'anemometro di riferimento, di solito posto a una quota di dieci metri dal suolo:

u∗= 0.053 ∙ u

Per anemometri posti a una quota z diversa, il valore di u è ottenuto con la seguente equazione:

u = u ∙ln(10/0.005) ln(z/0.005) dove:

 𝑢 = miglio più veloce alla quota dell'anemometro di riferimento. Tipicamente il periodo scelto per valutare tale grandezza è il "3- Day Period" cioè si considera la velocità massima del vento in tre giorni di misura. I cumuli, in realtà, possono essere anche di geometria tronco conica e ovoidale e sono, quindi, soggetti a diversi gradi d'esposizione. Di conseguenza, per calcolare la velocità d'attrito del vento, è necessario suddividere la superficie in più sub- aree, a seconda della geometria del cumulo e della direzione del vento, come mostrato nella figura seguente:

19_{Environmental Protection Agency, Industrial wind erosion, section 13.2.5 in AP- 42, s.l., s.n., 2008} 20_{Ibid. 19}

(26)

24

Figura 3- Suddivisione in sub- aree dei cumuli di stoccaggio (Fonte: Environmental Protection Agency, Industrial wind erosion, section 13.2.5 in AP- 42, s.l., s.n., 2008)

La ripartizione percentuale dell'area totale e i valori del rapporto tra la velocità alla superficie (us) e quella di approccio (ur) al cumulo per le varie sezioni sono riportati nella tabella seguente:

Tabella 21- Ripartizione dell'area totale e valori del rapporto us/ur per le diverse sub- aree (Fonte:

Environmental Protection Agency, Industrial wind erosion, section 13.2.5 in AP- 42, s.l., s.n., 2008)

Il rapporto us/ur consente di considerare la variazione del profilo di velocità del vento causato dalla presenza di un ostacolo (il cumulo di stoccaggio). Calcolata la distribuzione superficiale di velocità:

u =u

u ∙ u

La velocità d'attrito è stimata con la seguente equazione: u∗₌ 0.4 ∙ u

25 ln 0.5

= 0.1 ∙ u

In letteratura è presente un articolo scientifico21_{di validazione della suddivisione in} sub- aree dei cumuli modellati da EPA, mediante valutazioni al CFD (Computational Fluid- Dynamics), riportato nel Capitolo III.

2.7 Metodologia di stima per la movimentazione

Nelle fasi di stoccaggio e movimentazione dei materiali possono verificarsi emissioni diffuse associate al carico e scarico dai mezzi, a disturbi legati al vento e alle cadute dai

21_{J.A. Toraño, R. Rodriguez, I. Diego, J.M. Rivas, A. Pelegry, Influence of the pile shape on wind}

(27)

25 nastri trasportatori. Come per il paragrafo precedente, anche tale problematica è fortemente dipendente dalle condizioni metereologiche (velocità del vento) e operative del sito studiato.

2.7.1 Identificazione delle sorgenti emissive

Nell'ambito degli stabilimenti siderurgici, è possibile individuare due sorgenti principali le cui emissioni diffuse possono essere stimate con modello analogo, riportato nel sotto paragrafo successivo:

 movimentazione dei materiali mediante nastri trasportatori;

 scarico polveri catturare dagli elettrofiltri dell'impianto d'agglomerazione. Seppur l'aspetto operativo è differente, l'emissione diffusa è causata, in entrambi i casi, dall'azione meccanica del vento.

EPA ha sviluppato un modello avanzato di calcolo per le "drop operation"22_(in continuo come per i nastri e batch come nel caso dei camion) riportato nel manuale AP- 42 alla sezione 13.2.4 ("Aggregate Handling And Storage Piles"). Il fattore d'emissione è stimato mediante la seguente correlazione:

E = k ∙ 0.0016 ∙ U 2.2 . M 2 . [kg t materiale]⁄ dove:

 k = fattore moltiplicativo dipendente dal diametro delle particelle, come riportato nella tabella seguente:

Tabella 22- Valori della costante moltiplicativa k (Fonte: Environmental Protection Agency, Aggregate Handling And Storage Piles, section 13.2.4 in AP- 42, s.l., s.n., 2008)

< 30 μm < 15 μm < 10 μm < 5 μm < 2.5 μm

0.74 0.48 0.35 0.20 0.053

Per le polveri totali si considera il valore di k per particelle con diametro sotto i trenta micron;

 U = velocità media del vento [m/s];

 M = contenuto d'umidità del materiale [%].

Dato che tale valutazione è valida per le operazioni realizzate a cielo aperto, per le emissioni diffuse che avvengono in ambienti parzialmente o totalmente confinati sulla trasversale dell'azione del vento, sono considerati dei fattori di riduzione che tengono conto dell'effetto barriera che mitiga l'effetto. La tabella seguente riporta tali coefficienti in funzione del numero di lati protetti:

22_{Environmental Protection Agency, Aggregate Handling And Storage Piles, section 13.2.4 in AP-}

(28)

26

Tabella 23- Fattori di riduzione dell'azione del vento

NUMERO DI LATI DI PROTEZIONE FATTORE DI RIDUZIONE (RF)

1 lato 0.75

2 lati 0.5

3 lati 0.25

Nel caso di quattro o più lati non è presente l'azione del vento, pertanto risulta esserci la completa mitigazione dell'emissione diffusa, ma in via conservativa si considera un fattore pari a 0.05 per quattro lati e 0.02 per più lati. Per cui il flusso di massa è così valutato:

Emissione = E ∙ RF ∙ quantità di materiale

2.8 Metodologia di stima per il risollevamento da terra di polveri

Il transito di veicoli su strada è causa di emissione diffusa di polveri in funzione del tipo di strada (pavimentata e non). In particolare, è considerato il risollevamento a seguito del passaggio dei mezzi; il riferimento di letteratura per la stima di tali emissioni sono le sezioni 13.2.1 e 13.2.2 del manuale AP- 42 rispettivamente per strade pavimentate e non e di seguito descritti. I fattori d'emissione, inoltre, si riferiscono a strade secca, cioè non considerano gli effetti mitigativi derivanti dalla pioggia o dalla umidificazione artificiale che, però, possono essere tenuti in conto mediante opportune correzioni.

Le emissioni di polveri sono funzione del "contenuto di silt", cioè del contenuto in particelle con diametro minore o uguale a 75 micron, e del peso medio e della velocità del mezzo che transita. La formulazione empirica per il calcolo del fattore d'emissione è differente in funzione della tipologia di strada; nel caso di strade pavimentate:

EF = k ∙ (𝑠𝐿) . _{∙ (𝑊)} . dove:

 EF = fattore emissione [g/km];

 W = peso medio dei mezzi in transito [t].

 k = costante moltiplicativa funzione del diametro delle particelle e dell'unità di misura di E è valutabile con la tabella seguente:

Tabella 24- Valori della costante moltiplicativa k (Fonte: Environmental Protection Agency, Paved Roads, section 13.2.2 in AP- 42, s.l., s.n., 2008)

DIMENSIONE PARTICELLE VALORI DI k23 g/VKT g/VMT lb/VMT PM2.5 1.1 1.8 0.0040 PM10 4.6 7.3 0.016 PM15 5.5 9 0.020 PM30 24 38 0.082

Per le polveri totali si considera la dimensione pari a 30 micron;

23_{La prima colonna indica i grammi per chilometro percorso (g/VKT), la seconda i grammi per miglio}

(29)

27  sL = contenuto in silt della superficie stradale [g/m2_{] valutabile con la tabella}

seguente:

Tabella 25- Valori tipici del contenuto in silt (Fonte: Environmental Protection Agency, Paved Roads, section 13.2.2 in AP- 42, s.l., s.n., 2008)

Mentre per le strade non pavimentate deve essere applicata la seguente correlazione: EF = k ∙ s

12 ∙

W 3 dove:

 EF = fattore d'emissione per strade non asfaltate [g/km];  W = peso medio dei mezzi in transito [t];

 k, a, b = costanti funzione del diametro della particella, valutabili con la seguente tabella:

Tabella 26- Costanti aerodinamiche per la valutazione del fattore d'emissione (Fonte: Environmental Protection Agency, Unpaved Roads, section 13.2.3in AP- 42, s.l., s.n., 2008)

per considerare le polveri totali si utilizzano i valori validi per particelle di trenta micron; essendo le unità di misura non conformi a quella del fattore d'emissione, si considera la seguente conversione:

1 lb VMT⁄ = 281.9 g/VKT

(30)

28

Tabella 27- Valori del contenuto di silt (Fonte: Environmental Protection Agency, Unpaved Roads, section 13.2.3in AP- 42, s.l., s.n., 2008)

Come specificato nel riferimento bibliografico, le due formule non sono utilizzabili per determinare il fattore d'emissione relativo a ogni classe di peso che transita, ma consentono solo di stimare un valore valido per un peso medio dei veicoli che circolano.

Se si volesse tenere conto degli effetti mitigativi causati dalla pioggia, l'EPA fornisce la seguente correlazione su base giornaliera per le strade pavimentate:

E = [k ∙ (sL) . _{∙ (W)} . _{] ∙ 1 −} P 4 ∙ N dove:

 Eext = fattore d'emissione medio annuale o mediato su un lungo periodo [g/km];

 P = numero di giorni di precipitazione con almeno 0.0254 millimetri di pioggia durante il tempo considerato;

 N = numero di giorni considerati per la stima. e analogamente su base oraria:

E = [k ∙ (sL) . ∙ (W) . ] ∙ 1 −1.2 ∙ P N dove:

 P = numero di ore con almeno 0.254 millimetri di pioggia durante il tempo considerato;

 N = numero di ore nel tempo considerato. e la seguente correzione nel secondo caso:

E = E ∙(365 − P) 365 dove:

 Eext = fattore d'emissione considerando l'effetto mitigativo della pioggia [g/km];

(31)

29  E = fattore d'emissione in condizioni secche [g/km];

 P = numero di giorni all'anno con precipitazione di almeno 0.254 millimetri di pioggia.

2.9 Approccio metodologico generale

Sulla base delle metodologie esposte nei paragrafi precedenti, il processo logico che deve essere effettuato per la valutazione delle emissioni diffuse è riportato nel diagramma a blocchi seguente: IDENTIFICAZIONE DELLA SORGENTE EMISSIVA SCELTA DEL MODELLO DI STIMA QUANTIFICAZIONE DELLE EMISSIONI DIFFUSE

Figura 4- Schema logico generale per la valutazione delle emissioni diffuse

La scelta della tipologia di metodo da applicare è uno degli aspetti più importanti in quanto da essa dipende la qualità e l'incertezza della stima; in realtà, come si può evincere dallo stato dell'arte dei modelli disponibili, per molte sorgenti emissive è presente un'unica procedura applicabile, pertanto una maggiore qualità dei risultati è ottenibile solo sviluppando nuove metodologie. È possibile, però, definire un approccio generale per affrontare il problema analizzato, come descritto di seguito.

2.9.1 Approccio per diversi livelli di complessità

Un elemento che accomuna la totalità dei modelli di stima delle emissioni diffuse sopra riportati è definire il fattore d'emissione. Tale variabile può derivare da analisi statistiche di diversi stabilimenti o essere ricavata con informazioni sito- specifiche; il secondo approccio, nonostante sia più complesso, consente di ottenere risultati meno incerti. Sulla base di tali considerazioni, l'EEA nel EMEP/EEA air pollutant emission inventory guidebook 2016 ha definito un approccio metodologico generale, valido per qualunque polo industriale, basato su diversi livelli di complessità, definiti Tier dall'agenzia europea stessa e così suddivisi:

 Tier 1: è la metodologia più semplice, in quanto il fattore d'emissione deriva da informazioni statistiche ed è scelto in modo che rappresenti le condizioni tipiche o medie del processo considerato. Tale approccio risulta, pertanto, essere quello che richiede la minore quantità di dati, ma che mostra il maggiore livello d'incertezza;

 Tier 2: è la metodologia più dettagliata di calcolo e il fattore d'emissione o il flusso di massa sono valutati mediante correlazioni opportune. La quantità di dati di stabilimento richiesti è più elevata del livello precedente, per cui le risorse di calcolo impiegate sono maggiori, ma i risultati più accurati e meno incerti.

Nel caso degli stabilimenti siderurgici, attualmente solo per la cokeria è possibile adottare un approccio di tale tipo, mentre per le altre sorgenti è disponibile una sola metodologia applicabile.

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Sviluppo di metodi di valutazione del rischio ambientale di poli industriali. Capitolo III

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III Analisi di letteratura sulla stima delle emissioni diffuse di

stabilimenti siderurgici

3.1 Finalità dell'analisi

Il capitolo riporta l'analisi di letteratura effettuata su studi o articoli scientifici che trattano la problematica relativa alle emissioni e all'impatto ambientale di stabilimenti siderurgici. Dato che il presente lavoro è focalizzato sulle sole emissioni diffuse, intrinsecamente più complicate da quantificare e, dunque, oggetto maggiore di ricerca, sono illustrati riferimenti riguardanti soltanto tale casistica. In generale, per una sorgente la stima di tale tipologia emissiva può essere realizzata secondo due procedure:

 Misure dirette;  Modelli di calcolo.

Nel capitolo precedente, infatti, sono stati mostrati gli approcci attualmente disponibili in letteratura per il secondo punto; in realtà, è possibile effettuare, più o meno semplicemente, campagne di monitoraggio (interne al polo industriale o esterne a esso) che consentono di applicare il primo metodo. Dagli studi e dagli articoli analizzati si evince, quindi, che l'obiettivo di entrambi i procedimenti è poter quantificare le concentrazioni in aria, dato necessario per una valutazione di rischio ambientale che sarà presentato nel Capitolo V: mentre nel primo caso possono essere ottenute direttamente, nel secondo la grandezza d'uscita è un flusso di massa che costituisce l'input per i modelli di dispersione in aria, finalizzati a stimare le concentrazioni. Pertanto, l'obiettivo dell'analisi di letteratura effettuata è fornire un supporto alla modellazione presentata nel capitolo precedente, analizzando lavori che validano, criticano o che applicano le metodologie esposte, e riportare lavori in merito alle misurazioni dirette. Il seguente schema logico riporta i percorsi paralleli che è possibile seguire per realizzare il risk assessment di un polo industriale, prendendo le emissioni diffuse come riferimento:

EMISSIONI DIFFUSE FLUSSO EMESSO CON MODELLI DI CALCOLO CONCENTRAZIONI CON MISURE DIRETTE CONCENTRAZIONI CON MODELLI DI DISPERSIONE IN ATMOSFERA VALUTAZIONE DEL RISCHIO AMBIENTALE VALUTAZIONE DEL RISCHIO AMBIENTALE

Figura 5- Schema logico delle possibili procedure per definire l'input emissivo per la valutazione del rischio ambientale di un polo industriale

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31 Le due possibilità sono complementari, cioè sono ugualmente valide per la stima delle emissioni diffuse: infatti, la WHO definisce entrambe le procedure che applicabili per la valutazione di rischio ambientale24_.

3.2 Identificazione delle emissioni diffuse in funzione della loro speciazione Il paragrafo riporta e analizza due articoli scientifici che trattano le emissioni diffuse di stabilimenti siderurgici con lo scopo di caratterizzarle in funzione di specifici inquinanti. Il metodo impiegato in entrambi i casi prevede le misure relativamente a campioni di polveri e l'obiettivo finale è migliorare la conoscenza per poter realizzare una valutazione di rischio ambientale.

3.2.1 Identificazione in funzione del contenuto in metalli delle polveri

Il primo articolo scientifico disponibile in letteratura25_{ha l'obiettivo di ottenere i} profili chimici inorganici caratteristici, in particolare di metalli pesanti, di alcune sorgenti emissive diffuse di polveri in un impianto siderurgico (Dunkerque, Francia), oggetto dello studio, al fine di poter caratterizzare la provenienza dell'emissione. Come cita l'articolo, infatti, la determinazione dei componenti chimici nelle emissioni di particolato è un elemento importante per migliorare la conoscenza sull'origine dei campioni esaminati e sui possibili effetti avversi sulla salute umana. Premessa dell'intero lavoro è la presentazione delle principali fonti d'emissione fuggitiva e dei fattori d'emissione del Bref "Iron & Steel" 2012 per le polveri, per quantificare i flussi di massa, a supporto di quanto mostrato nel Capitolo II. Le emissioni diffuse così calcolate, quindi, possono essere speciate in termini di contenuto di metalli, mediante i risultati sperimentali dello studio:

Tabella 28- Fattori d'emissione siderurgia (Fonte: D. Hleis, I. Fernandez-Olmoc, F. Ledouxa, A. Kfourya, L. Courcot, T. Desmonts, D. Courcot, Chemical profile identification of fugitive and confined particle emissions from an integrated iron and steelmaking plant, in Journal of Hazardous Materials,

2013, 246- 255)

24_{World Health Organization, WHO Human Health Risk Assessment Toolkit: Chemical Hazards,}

Ottawa (Canada), Marla Sheffer, 2010

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32 L'unica differenza rispetto al capitolo precedente è nel considerare solo convogliate le emissioni relative alla fase di raffreddamento dell'agglomerato: tale scenario, che oltretutto non tiene conto di eventuali tecniche d'abbattimento prima dell'emissione in atmosfera, è vero solo se l'apparecchiatura è totalmente coperta da cappa, come citato anche dal Bref "Iron & Steel" 2012. La tabella seguente, invece, riporta le sorgenti emissive dell'area a caldo che sono state campionate:

Tabella 29- Sorgenti emissive diffuse dell'area a caldo campionate (Fonte: D. Hleis, I. Fernandez-Olmoc, F. Ledouxa, A. Kfourya, L. Courcot, T. Desmonts, D. Courcot, Chemical profile identification of

fugitive and confined particle emissions from an integrated iron and steelmaking plant, in Journal of Hazardous Materials, 2013, 246- 255)

Tale scelta conferma la suddivisione effettuata nel Capitolo II: l'unico ciclo produttivo non considerato è la cokeria, per il quale sono riportati riferimenti nei paragrafi successivi. La prima valutazione effettuata dallo studio è stata la determinazione della granulometria del particolato, ottenuta mediante diffrazione laser in una sospensione acquosa, come riportato nei grafici seguenti:

Figura 6- Distribuzione granulometrica di due campioni di polveri: (a) impianto di sinterizzazione, (b) altoforno e acciaieria (Fonte: D. Hleis, I. Fernandez-Olmoc, F. Ledouxa, A. Kfourya, L. Courcot, T. Desmonts, D. Courcot, Chemical profile identification of fugitive and confined particle emissions from an

integrated iron and steelmaking plant, in Journal of Hazardous Materials, 2013, 246- 255)

Si può notare che, per l'impianto d'agglomerazione, è stato individuato un intervallo di diametri 0.3- 50 μm, con picco attorno i 10 μm, per la vagliatura a freddo (codici CS1 e CS2) e 0.3- 300 μm per quella a caldo (codici HS1 e HS2). Nel secondo caso, per altoforno e acciaieria, è stata riscontrata una distribuzione bimodale, con diametri di moda pari a 18 μm e 150 μm (range 0.06- 200 μm). È possibile concludere, dunque, che le emissioni di particolato fine provengano prevalentemente dalla vagliatura a freddo, piuttosto che a caldo, per il processo di sinterizzazione, e che la distribuzione per altoforno e acciaieria fornisce un'emissione significativa di polveri fini, in particolare per il secondo ciclo produttivo che, per la fase di desolforazione, presenta un intervallo di diametri 0.5- 100 μm, con moda attorno i 24 μm, confermando che tale processo genera