Le ceneri dove le metto?

Già oggi rischiamo di avere le ceneri degli inceneritori nei nostri muri.

Pensate in caso d’incendio cosa può accadere?

L'incendio del Cinema Statuto a Torino provocò la morte di 64 persone per esalazione dei divani che andarono a fuoco. Molti soccorritori delle torri gemelle di New York presero vari tumori per aver respirato le ceneri di quelle macerie.

In entrambi i casi è come se si fosse avviato un inceneritore con la combustione di diversi materiali ad alte temperature. Oggi "brillantemente" si nascondo le scorie/ceneri contenenti dei metalli pesanti nel cemento.  

Possono dire che le soluzioni adottate sono sicure, ma lo era anche l’amianto, finchè il genocidio non è diventato così evidente che non era più possibile negare l'evidenza.

Se dovessi comprare una casa nuova, m’interesserei di cosa hanno messo nei muri.

In caso di incendio ?

L’incendio calcifica il cemento, che si sgretola e rilascia tutto il suo contenuto; se sono presenti metalli pesanti tutte le macerie sono contaminate e non possono essere più inerti.

La composizione dei rifiuti solidi urbani varia nel tempo e da paese a paese a causa delle differenze socio-economiche, dei livelli di raccolta differenziata, etc; varia di conseguenza la composizione delle ceneri di fondo risultanti da un inceneritore.

In generale la caratterizzazione fisica e chimica della scoria è funzione delle caratteristiche del rifiuto in ingresso al forno, delle condizioni operative, del tipo di inceneritore, del layout e dall’efficienza del sistema di abbattimento degli inquinanti presenti nei fumi

Per ciò che concerne la composizione chimica, gli elementi presenti in quantità maggiori sono: Si, Al, Fe, Mg, Ca, K, Na e Cl. Inoltre SiO2, Al2O3, CaO, Fe2O3, Na2O, K2O sono gli ossidi maggiormente presenti nelle ceneri di fondo, in particolare SiO2 è il composto più abbondante, raggiungendo una percentuale in peso di oltre il 49%.

L’analisi volta alla determinazione delle specie chimiche e delle loro quantità è in genere mirata all’individuazione dei metalli pesanti e degli elementi alogeni, responsabili della pericolosità del residuo solido della combustione di RSU. Cr, Cu, Hg, Ni, Cd, Zn e Pb sono i metalli pesanti più frequentemente trovati nelle ceneri di fondo e Zn e Pb quelli che presentano le concentrazioni maggiori .

Per ciò che riguarda la distribuzione in funzione delle diverse classi dimensionali, dalle analisi condotte su scorie provenienti da inceneritori del Nord Italia si evince che:

  • il ferro è presente in tutte le frazioni, anche se la presenza diventa meno significativa per scorie di diametro inferiore ad 1 mm (frazione fine e finissima);
  • le concentrazioni dei metalli bivalenti e trivalenti (Cr, Mn, Cu, Zn, Pb) non variano particolarmente tra i vari tagli, salvo scomparire nella fase surnatante;
  • la presenza dei solfati, fosfati e cloruri cresce rapidamente man mano che ci sposta dalle frazioni grossolane verso quelle via via più fini (decuplicando il loro tenore);
  • il bromo è presente nella sola fase surnatante;
  • i metalli pesanti quali Cu, Zn, Pb sono meno rappresentati nelle frazioni più fini.

Per ciò che concerne le ceneri di fondo di impianti di incenerimento queste potrebbero risultare pericolose sostanzialmente per due ragioni:

  1. per via del pH estremamente basico che fa loro attribuire la classe di pericolosità H8 (corrosivo) e/o H4 (irritante).
  2. per via delle concentrazioni elevate di metalli pesanti che farebbe attribuire alle scorie da incenerimento la caratteristica di pericolo “eco-tossico” (H14).

L'opinione di Medicina Democaratica

Nel 2009, secondo i dati ISPRA (Istituto Superiore per la Protezione e Ricerca Ambientale), sono state incenerite in Italia oltre 5 milioni di tonnellate di rifiuti, di cui 2,8 milioni di rifiuti indifferenziati, circa 978mila tonnellate di frazione secca da trattamento meccanico-biologico, 799mila tonnellate di CDR, oltre 400mila tonnellate di rifiuti speciali, circa 59mila tonnellate di rifiuti pericolosi.

I rifiuti sono stati trasformati mediante incenerimento per il 75.4% in emissioni atmosferiche nocive (gas serra, particolato, diossine, PCB, metalli pesanti, IPA) e per il restante 24.6% in scorie e fanghi.

Sempre secondo i dati ISPRA, nel solo anno 2009 l’incenerimento di rifiuti in Italia ha prodotto 43.423 t di scorie pesanti, ceneri leggere e altre scorie classificate come “pericolose”, 428.168 tonnellate di scorie pesanti e altre scorie classificate come “non pericolose”, 19.767 tonnellate di rifiuti liquidi e fanghi pericolosi prodotti dal trattamento dei fumi (ISPRA, “Rapporto Rifiuti urbani 2011”).

I residui solidi dell’incenerimento dei rifiuti dovrebbero essere successivamente smaltiti in maniera sostenibile (1,2), se questo non fosse estremamente difficile a causa delle loro peculiari caratteristiche fisico-chimiche, che rendono praticamente inevitabile la diffusibilità nell’ambiente delle sostanze tossiche in essi contenute.

Il crescente ricorso all’incenerimento dei rifiuti (con conseguente produzione di inquinanti atmosferici e di scorie residue), l’elevato costo di smaltimento in discariche speciali dei residui e la scarsa disponibilità di siti da adibire a discarica ha dunque aggiunto ai già noti problemi legati alle emissioni atmosferiche degli inceneritori, quelli relativi allo smaltimento dei residui (3).

Si è dunque suggerita l’individuazione di pratiche “alternative” alla discarica, quali quelle della cosiddetta “valorizzazione” dei residui prodotti dagli inceneritori, che creano ulteriori preoccupazioni per l’impatto ambientale e per i rischi per la salute umana.

Nel nostro Paese le scorie pesanti, nonostante la loro composizione tossica (4-13), vengono definite “rifiuti speciali non pericolosi” (codice CER 190112) e, come previsto dal DM 05/02/98 (emanato in attuazione del DLgs 22/97), possano essere utilizzate tal quali e senza l’effettuazione preventiva di test di cessione quando vengono utilizzate nei cementifici, nella produzione di conglomerati cementizi e nell’industria dei laterizi e dell’argilla espansa. Il test di cessione viene richiesto solo qualora vengano utilizzate per la realizzazione di rilevati, sottofondi stradali e recuperi ambientali.

Numerose osservazioni sperimentali hanno tuttavia dimostrato come gli eluati delle scorie pesanti siano tutt’altro che inerti.

Le scorie prodotte dalla combustione dei rifiuti sono caratterizzate da un elevato contenuto di prodotti chimici estremamente tossici, il cui rilascio nell’ambiente (14) può generare conseguenze gravi sulla salute umana (4).

Inoltre, quando incorporate nel cemento, le caratteristiche fisiche di questo vengono alterate in maniera direttamente proporzionale alla quantità di scorie impiegate (15), e nel breve termine le alterazioni causate dagli agenti atmosferici naturali non sembrerebbero garantire il mantenimento dei limiti imposti dalla legge (16).

L’ossidazione dell’alluminio contenuto nei residui dell’incenerimento causa produzione di idrogeno nel concreto (tipo di cemento Portland), in entità tale da danneggiarlo (17). Le scorie pesanti costituiscono circa l’80% del residuo dell’incenerimento dei rifiuti e contengono varie sostanze a rischio di inquinamento ambientale quali diossine (5) (un kg di scorie pesanti contiene circa 34ng di diossine (6)), metalli pesanti (7) e composti organici di varia natura (principalmente composti aromatici) (8).

Uno studio condotto sulla biotossicità di eluati di scorie pesanti prodotti da inceneritori operanti in Belgio, Francia, Germania, Italia, e Regno Unito, li ha classificati tutti come eco-tossici (18).

È stato dimostrata nelle scorie pesanti una elevatissima concentrazione di stronzio, che contribuisce in maniera significativa alla genotossicità di queste sostanze (9), e di piombo (10), che può arrivare sino ad un massimo di 19.6 mg/L (11), una concentrazione significativamente superiore a quella concessa dalla normativa Europea (5 mg/l), che comunque prevede di ridurla (19).

Notevoli rischi presenta la difficile stabilizzazione del cromo, soprattutto nella prospettiva di riutilizzo delle scorie per la preparazione di cemento (20).

Shim e coll. hanno dimostrato che le concentrazioni di piombo nell’eluato delle scorie pesanti e leggere spesso eccedeva i limiti legali in due diversi Paesi (12). Test di lisciviazione sul cemento hanno dimostrato un significativo rilascio di arsenico, cromo, bario, antimonio, nichel, selenio, rame, zinco (20), in alcuni casi con valori che eccedevano i limiti per il conferimento in discariche per inerti (20).

In un recente lavoro sulla biotossicità delle scorie prodotte da inceneritori di rifiuti è stata dimostrata la presenza di differenze significative nella concentrazione di metalli in eluati da scorie pesanti. Le concentrazioni valutate con metodica TCLP (“Toxicity Characteristic Leaching Procedure”) erano inferiori a quelle indicate dalla normativa di riferimento e, dunque, i materiali di provenienza venivano indicati come “non pericolosi”. Dagli stessi materiali, tuttavia, una quantità di metalli notevolmente maggiore veniva estratta con metodica PBET (“Physiologically Based Extraction Test”), una tecnica che usa succo gastrico simulato come agente per l’estrazione di inquinanti al fine di valutare la loro bioaccessibilità a livello del tratto gastrointestinale. In questo modo venivano estratte concentrazioni considerevolmente superiori di rame (81–558 mg/kg) e piombo (28– 267mg/kg) rispetto alla prima metodica. Gli autori concludevano che, “sebbene le scorie pesanti vengano classificate come materiale non pericoloso, queste dovrebbero essere usate con cautela e l’ingestione da parte delle popolazioni residenti [come avviene in materiali e suoli contaminati, n.d.r.] dovrebbe essere evitata”. Nello stesso studio veniva dimostrata una evidente biotossicità acuta indotta da scorie pesanti classificate come “non pericolose” (21).

Nelle scorie pesanti è stato anche dimostrato un elevato contenuto di idrocarburi policiclici aromatici (IPA), noti agenti cancerogeni, la cui concentrazione totale varia tra i 480 e i 3590 μg/kg, e la concentrazione della quota di IPA cancerogeni varia tra 89 e 438 μg/kg di scorie (13).

I metalli pesanti possono migrare nel suolo e nelle falde idriche e rappresentare un serio rischio per la salute umana, trasmettendosi attraverso la catena alimentare ed esercitando azione genotossica (22) a causa della produzione di un danno ossidativo alle catene di DNA (11,23,24). Questo particolare meccanismo di genotossicità si esercita anche per concentrazioni molto basse di singoli contaminanti (25).

Il riutilizzo delle scorie, inoltre, costituisce un importante fattore di rischio occupazionale (26,27), a causa principalmente dell’esposizione dei lavoratori a cromo e cadmio attraverso inalazione e assorbimento transdermico (28)

In risposta alle evidenze scientifiche descritte, la Danimarca ha rivisto in senso restrittivo la legislazione che regola l’utilizzo delle scorie pesanti nel settore delle costruzioni, proprio a causa del loro alto contenuto in metalli pesanti e sali e del loro rilascio nell’ambiente (29). Sarebbe auspicabile un simile atteggiamento legislativo da parte del nostro Paese, in attesa dell’abbandono progressivo e definitivo della tecnica dell’incenerimento a favore di altre strategie di gestione del ciclo dei rifiuti a cominciare dalla loro riduzione fino al recupero reale dei materiali, pratiche ormai ampiamente sperimentate, sicuramente più sostenibili dal punto di vista ambientale e sanitario e più socialmente ed economicamente vantaggiose per la comunità.


Bibliografia

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2 Klein R, Baumann T, Kahapka E, Niessner R. Temperature development in a modern municipal solid waste incineration (MSWI) bottom ash landfill with regard to sustainable waste management. J Hazard Mater 2001;83:265-80.

3 van der Sloot HA, Kosson DS, Hjelmar. Characteristics, treatment and utilization of residues from municipal waste incineration. Waste Manag 2001;21:753-65.

4 Chen BY, Lin KL. Biotoxicity assessment on reusability of municipal solid waste incinerator (MSWI) ash. J Hazard Mater 2006;136:741-6.

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6 Giugliano M, Cernuschi S, Grosso M, Miglio R, Aloigi E. PCDD/F mass balance in the flue gas cleaning units of a MSW incineration plant. Chemosphere 2002;46:1321-8.

7 Gau S, Jeng W. Influence of ligands on metals leachability from landfilling bottom ashes. J Hazard Mater 1998;59-71.

8 Lin YC, Yen JH, Lateef SK, Hong PK, Lin CF. Characteristics of residual organics in municipal solid waste incinerator bottom ash. J Hazard Mater 2010;182:337-45.

9 Huang WJ, Tang HC, Lin KL, Liao MH. An emerging pollutant contributing to the cytotoxicity of MSWI ash wastes: strontium. J Hazard Mater 2010;173:597-604.

10 Ibanez R, Andres A, Viguri JR, Ortiz I, Irabien JA. Characterisation and management of incinerator wastes. J Hazard Mater 2000;79:215-27.

11 Feng S, Wang X, Wei G, Peng P, Yang Y, Cao Z. Leachates of municipal solid waste incineration bottom ash from Macao: heavy metal concentrations and genotoxicity. Chemosphere 2007;67:1133-7.

12 Shim YS, Rhee SW, Lee WK. Comparison of leaching characteristics of heavy metals from bottom and fly ashes in Korea and Japan. Waste Manag 2005;25:473-80.

13 Johansson I, van BB. Polycyclic aromatic hydrocarbons in weathered bottom ash from incineration of municipal solid waste. Chemosphere 2003;53:123-8.

14 Aberg A, Kumpiene J, Ecke H. Evaluation and prediction of emissions from a road built with bottom ash from municipal solid waste incineration (MSWI). Sci Total Environ 2006;355:1-12.

15 Maschio S, Tonello G, Piani L, Furlani E. Fly and bottom ashes from biomass combustion as cement replacing components in mortars production: Rheological behaviour of the pastes and materials compression strength. Chemosphere 2011.

16 Gori M, Bergfeldt B, Pfrang-Stotz G, Reichelt J, Sirini P. Effect of short-term natural weathering on MSWI and wood waste bottom ash leaching behaviour. J Hazard Mater 2011;189:435-43.

17 Bertolini L, Carsana M, Cassago D, Curzio QA, Collepardi M. MSWI ashes as mineral additions in concrete. Cem Concrete Res 2004;34:1899-906.

18 Lapa N, Barbosa R, Morais J, Mendes B, Mehu J, Santos Oliveira JF. Ecotoxicological assessment of leachates from MSWI bottom ashes. Waste Manag 2002;22:583-93.

19 Ioannidis TA, Zouboulis AI. Detoxification of a highly toxic lead-loaded industrial solid waste by stabilization using apatites. J Hazard Mater 2003;97:173-91.

20 Aubert JE, Husson B, Sarramone N. Utilization of municipal solid waste incineration (MSWI) fly ash in blended cement Part 2. Mechanical strength of mortars and environmental impact. J Hazard Mater 2007;146:12-9.

21 Chou JD, Wey MY, Liang HH, Chang SH. Biotoxicity evaluation of fly ash and bottom ash from different municipal solid waste incinerators. J Hazard Mater 2009;168:197- 202.

22 Akinbola TI, Adeyemi A, Morenikeji OA, Bakare AA, Alimba CG. Hospital waste incinerator bottom ash leachate induced cyto-genotoxicity in Allium cepa and reproductive toxicity in mice. Toxicol Ind Health 2011;27:505-14.

23 Békaert C, Rast C, Ferrier V, Bispo A, Jourdain MJ, Vasseur P. Use of in vitro (Ames and Mutatox tests) and in vivo (Amphibian Micronucleus test) assays to assess the genotoxicity of leachates from a contaminated soil. Organ Geochem 1999;30:953-62.

24 Radetski CM, Ferrari B, Cotelle S, Masfaraud JF, Ferard JF. Evaluation of the genotoxic, mutagenic and oxidant stress potentials of municipal solid waste incinerator bottom ash leachates. Sci Total Environ 2004;333:209-16.

25 Hengstler JG, Bolm-Audorff U, Faldum A, Janssen K, Reifenrath M, Gotte W et al. Occupational exposure to heavy metals: DNA damage induction and DNA repair inhibition prove co-exposures to cadmium, cobalt and lead as more dangerous than hitherto expected. Carcinogenesis 2003;24:63-73.

26 Chen HL, Chen IJ, Chia TP. Occupational exposure and DNA strand breakage of workers in bottom ash recovery and fly ash treatment plants. J Hazard Mater 2010;174:23-7.

27 Liu HH, Shih TS, Chen IJ, Chen HL. Lipid peroxidation and oxidative status compared in workers at a bottom ash recovery plant and fly ash treatment plants. J Occup Health 2008;50:492-7.

28 Shih HC, Ma HW. Life cycle risk assessment of bottom ash reuse. J Hazard Mater 2011;190:308-16.

29 Hansen E Livscyklusvurdering af deponeret affald. (Life Cycle Assessment of Landfilled Waste, in Danish). 2004. Copenhagen, Denmark, Miljøministeriet, Miljøstyrelsen.


La 2a Edizione del Rapporto sul recupero energetico da rifiuti urbani in Italia pubblicata da ENEA e Federambiente nel febbraio 2009, riporta i dati relativi al 2007 ed in particolare un quantitativo di scorie prodotte dalla termovalorizzazione dei rifiuti pari a circa 800.000 tonnellate. Si ritiene che tale produzione sia destinata a crescere nei prossimi anni a seguito dell’avvio degli impianti di incenerimento in programma.

Quando il riutilizzo delle scorie non è praticabile per via di vincoli normativi o per ragioni economiche, il trattamento può essere utile per eliminare i contaminanti e per migliorare il comportamento ambientale. In tali casi lo scopo del trattamento è quello di accelerare il processo chimico e le trasformazioni mineralogiche che avvengono in discarica, al fine di favorire la formazione di un prodotto solido con un rilascio minimo di agenti inquinanti.

La gestione delle scorie si sta dirigendo sempre più verso il mercato del recupero: nel corso del 2007 sono state inviate a recupero circa il 50% delle scorie prodotte in Italia.

L’indagine condotta sugli impianti di recupero scorie del Nord Italia ha evidenziato una capacità degli stessi non ancora satura e tariffe di trattamento più basse rispetto a quelle praticate da impianti di discarica.

I processi di stabilizzazione chimica che trovano applicazione sulle scorie da termovalorizzazione sono:

  • Stagionatura (o maturazione o carbonatazione)
  • Stabilizzazione con agenti chimici
  • Stabilizzazione con cemento

Trattamento termico

La vetrificazione e la sinterizzazione sono processi termici che possono essere applicati alle scorie da termovalorizzazione per ridurre i volumi e ottenere una matrice solida stabile.

La vetrificazione consiste nella fusione del materiale a temperature di 1.000 – 1.500 °C con produzione di una fase liquida omogenea che viene rapidamente raffreddata in modo da ottenere un prodotto vetroso amorfo. La sinterizzazione avviene a temperature inferiori a quelle di fusione dei principali composti e porta ad una “ristrutturazione” delle fasi chimiche e ad un inglobamento dei contaminanti nella matrice solida.

Il materiale ottenuto attraverso il trattamento termico risulta completamente stabilizzato e può essere utilizzato come materiale inerte per la produzione di vetri, fibre vetrose, composti a matrice vetrosa e conglomerati cementizi, sottofondi stradali, etc.

Sono state presentate negli ultimi anni diverse metodologie di trattamento termico (ad esempio la fusione/vetrificazione in impianto con torcia al plasma, con combustibili solidi, con arco elettrico, in particolare in Giappone) per inertizzare sia le scorie pesanti sia le ceneri volanti, rendendole maggiormente adatte ad applicazioni particolari quali la creazione di materiali vetroceramici.

Tali tecnologie, non soggette a procedura semplificata, determinano l’eliminazione dei metalli bassofondenti come Pb e Cd che si concentrano nella frazione volatile, ottenendo così materiali inerti, ma il vantaggio viene però vanificato dagli onerosi costi di trasformazione, dovuti all'elevato consumo energetico.

La bonifica elettrocinetica

La bonifica elettrocinetica è un sistema generalmente utilizzato per la decontaminazione dei suoli ma è applicabile anche al trattamento delle ceneri pesanti.

Si applica una corrente continua dell’ordine di 0,5-2 mA/cm2 oppure una tensione di circa 1 V/cm in un mezzo conduttore, come il suolo o le scorie umide. I fenomeni che avvengono nel mezzo conduttore sono l’elettromigrazione, l’elettroosmosi, l’elettroforesi e l’elettrolisi dell’acqua.

Tra gli svantaggi vi sono i tempi di trattamento abbastanza lunghi (3-4 giorni), la necessità di rimuovere i rottami metallici a monte del trattamento e la possibilità di estrarre solo gli inquinanti solubili e polarizzati. Questo limite non è però fondamentale per le ceneri pesanti, in quanto l’obiettivo è di estrarre i metalli liberi o legati ai sali deboli che possono essere lisciviati con l’acqua.

Trattamento con cemento

1)  L’impianto BSB, sito a Noceto e realizzato nel 1998, tratta le scorie prodotte dalla termovalorizzazione dei rifiuti solidi urbani, al fine di recuperare metalli e materiale inerte per la produzione di calcestruzzo. Si ottengono due prodotti: un sabbione ed un ghiaietto a cui viene addizionato un opportuno inertizzante. Da tali materiali si ottiene “Ecocal®calcestruzzo”, che può essere utilizzato come aggregato per calcestruzzo secondo la norma UNI EN 12620, ed “Ecocal®aggregato”, che può essere commercializzato come aggregato per sottofondi stradali secondo la norma UNI EN 13424 (BSB Prefabbricati).

2)  L’impianto di inertizzazione di rifiuti pericolosi e non pericolosi, di Ecolombdia18 srl (Gruppo Ecodeco) scorie. L’attività presso l’insediamento di Giussago è iniziata nel 1983. Le scorie lavate sono alimentate all’inertizzatore, ossia un tamburo rotante che miscela il materiale e gli additivi aggiunti (1% di ferro solfato in soluzione ed il 2% di cemento). Per la produzione di materiali per la realizzazione di sottofondi stradali.

3) Attivo dal 2003, l’impianto IRIS Ambiente è in grado di trattare circa 150.000 tonnellate di ceneri l’anno per ricavare inerti per la produzione del cemento, materiali ferrosi e alluminio che viene poi riciclato nelle fonderie. Le ceneri fini senza lavaggio  permette di separare le ceneri da inviare ai cementifici da un ghiaietto fine utilizzabile nelle attività di recupero ambientale.

4) L’attività nell’impianto ubicato in comune di Lomello (PV) ha avuto inizio nell’ottobre 2001, previo ottenimento dell’autorizzazione all’esercizio per operazioni di recupero e trattamento di rifiuti speciali non pericolosi, rilasciata dalla Regione Lombardia. L’impianto è caratterizzato da un doppio processo di separazione granulometrica sia a secco che ad umido dal quale si originano, in due distinti flussi, le materie prime secondarie denominate:

  • Matrix 0-2 mm utilizzabile come smagrante nell’industria dei laterizi e come aggregato fine marcato CE per la produzione del conglomerato bituminoso;
  • AGMatrix, utilizzabile come aggregato marcato CE per la produzione del calcestruzzo.

5) Officina dell’Ambiente ha presentato in Regione Emilia Romagna, ai fini autorizzativi, il progetto definitivo di un impianto di recupero di scorie da combustione mediante operazione R5 – R13 della potenzialità di 250.000 t/anno. Le ceneri, a seconda della granulometria, verranno sottoposte a vagliatura, lavaggio, macinazione, triturazione ed estrazione di metalli, per giungere alla produzione di una materia prima seconda, detta matrix, da utilizzarsi nel settore dell’edilizia (produzione di clinker da cemento, manufatti in calcestruzzo, calcestruzzo preconfezionato, ceramica, laterizi, conglomerato bituminoso, ecc…); l’impianto avrà una potenzialità massima pari a 250.000 t/a e sorgerà nel comune di Conselice (RA)

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