Analisi
del rischio per la salute associato alle emissioni atmosferiche di inquinanti
tossici dall'impianto di termodistruzione di Trezzo sull’Adda
Gli effetti delle emissioni di inquinanti atmosferici
sulla salute della popolazione esposta costituiscono un elemento di evidente
interesse nel dibattito sulla compatibilità ambientale di molte attività umane.
Negli ultimi anni valutazioni di questi tipo hanno assunto particolare
significato negli studi sull’accettabilità e sulla locazione di sorgenti, quali
la termodistruzione dei rifiuti, caratterizzati da emissioni potenzialmente
significative di inquinanti atmosferici tossici e persistenti (IATP: metalli
pesanti, diossine, PCB, clorobenzeni e clorofenoli).
Dal
punto di vista metodologico lo studio del loro impatto sulla salute non può
prescindere dalla valutazione dei percorsi multipli con i quali queste sostanze
sviluppano effetti sui soggetti esposti; in particolare, le caratteristiche di
persistenza e cumulabilità che li contraddistinguono rendono assai
significativi quei percorsi di esposizione indiretta che hanno invece scarsa
rilevanza per i macroinquinanti convenzionali (SO2, NOx,
CO, COV reattivi) assunti per inalazione. Perciò l’approccio metodologico per
l’analisi quantitativa dei rischi per la salute è articolato su un insieme di
valutazioni in serie.
Il caso dell’inceneritore di rifiuti non si distingue
di norma dagli altri casi di sorgenti puntuali di inquinamento atmosferico. La
definizione delle emissioni si basa sulla tipologia dell’impianto, la
potenzialità, il livello di utilizzo, il regime di attività e le efficienze dei
sistemi di depurazione. In assenza di rilievi diretti si possono utilizzare
dati di letteratura o studi fatti su impianti simili.
Per
le problematiche poste dall’analisi di rischio, occorre altresì porre
particolare attenzione alla ripartizione gas/particolato, alla distribuzione
granulometrica del particolato emesso ed ai fenomeni di arricchimento sulle
granulometrie fini, poiché esse sono il principale veicolo di alcuni
microinquinanti.
Trasporto e diffusione nei comparti ambientali
L’approccio
più diffuso nel campo delle analisi di rischio per valutare la distribuzione
nell’ambiente delle sostanze emesse in atmosfera prevede l’utilizzo di modelli
matematici per la descrizione dei principali fenomeni di trasporto e diffusione
nell'ambiente.
Nei
seguenti paragrafi vengono analizzati i singoli fenomeni.
Trasporto e diffusione in atmosfera
Per
la stima delle concentrazioni in atmosfera possono essere utilizzati modelli
gaussiani nella versione climatologia, in cui si tiene conto delle diverse
combinazioni di categoria di stabilità dell’atmosfera, velocità e direzione del
vento; per avere significato climatologico i dati devono essere ricavati sulla
base di osservazioni pluriennali (almeno 5 anni di dati). I modelli di più
larga applicazione nella pratica sono quelli sviluppati dall’Agenzia per la
Protezione dell’Ambiente degli Stati Uniti (US-EPA).
Deposito al suolo degli inquinanti
La
stima dei flussi di deposizione al suolo riveste notevole importanza
nell’analisi di rischio poiché dai depositi al suolo si dipartono quei percorsi
indiretti di interazione che, attraverso l’accumulo, possono risultare più
dannosi dell’inalazione diretta di aria contaminata.
Il
deposito si sviluppa attraverso processi di rimozione degli inquinanti dal
comparto atmosferico che avvengono per via secca o umida; la velocità di deposizione
dipende dal tipo di inquinante, dalle condizioni meteorologiche della
microscala locale e da alcune caratteristiche della superficie di deposizione,
e nella stragrande maggioranza dei casi la carenza di dati per tarare i
parametri e le oggettive difficoltà modellistiche obbligano ad approcci
semplificati.
Modifica della qualità del suolo e dei corpi idrici
Nelle
stime di rischio si suppone che il grado di esposizione dipenda dall’inquinante
presente nei primi centimetri di suolo, piuttosto che dalle concentrazioni più
in profondità; la profondità di accumulo dell'inquinante viene espressa in
funzione del tipo di uso del suolo.
Per
corpi idrici, a causa della scarsa rilevanza delle esposizioni dovute
all’ingestione e al contatto dermico con l’acqua, la stima delle concentrazioni
dei contaminanti emessi dalle attività di termodistruzione non è generalmente
presa in considerazione.
Catene alimentari
Per
molti composti tossici persistenti, quali ad es. diossine, pesticidi, metalli e
metalloidi, la catena alimentare rappresenta per l’uomo un’importante fonte di
rischio se non, in alcuni casi, la principale.
Nella
valutazione dell’impatto di una certa sorgente di IATP tramite la catena
alimentare che considera i passaggi dell’inquinante suolo-vegetali-animali-uomo,
è necessario stimare i livelli di concentrazione degli inquinanti nei diversi
alimenti consumati, oltre all’effettiva possibilità di provenienza dall’area
contaminata oggetto dell’indagine dei prodotti alimentari.
L'esposizione e la dose
L’esposizione rappresenta la quantità di inquinante
che viene assunta dall’organismo umano; ciò può avvenire attraverso percorsi
diretti ed indiretti: i primi derivano dal contatto diretto con gli inquinanti
presenti nelle emissioni, mentre i secondi si sviluppano a partire dal deposito
al suolo e dal successivo trasferimento delle sostanze nelle catene alimentari.
Dal punto di vista quantitativo, la stima
dell’esposizione viene effettuata combinando le concentrazioni dell’inquinante
nel comparto di interesse (aria, suolo, acqua, catene alimentari) con le
informazioni sul tempo di permanenza dei soggetti nei diversi luoghi di
esposizione e sul grado di efficienza con cui l’inquinante raggiunge
l’individuo.
Solo
una parte dell’esposizione, variabile con la natura del contaminante, è in
grado di procurare effetti dannosi; una quota, anche notevole, può infatti
essere soggetta a fenomeni di eliminazione, metabolizzazione o
neutralizzazione. La dose assunta è la quantità di inquinante correlabile agli
effetti sviluppati, stimata in base al tipo di dati tossicologici disponibili.
Esistono
relazioni matematiche che ricavano la quantità di inquinante assunto per
inalazione, assorbimento cutaneo e ingestione di suolo in funzione di alcuni parametri.
La relazione dose-risposta
In
una procedura di valutazione del rischio risulta fondamentale l’identificazione
delle conseguenze avverse che l’esposizione ad una certa sostanza può provocare
alla salute umana, a livello sia acuto che cronico.
I
dati utilizzati per ricavare la funzione che descrive la curva dose-risposta
derivano da studi epidemiologici (su un campione molto grande di popolazione) e
da studi tossicologici (test di laboratorio condotti su gruppi di animali).
L’effetto
delle sostanze non cancerogene è descritto da una curva dose-risposta in genere
di tipo non lineare, caratterizzata dall’esistenza di una soglia minima di non
risposta o di non effetto, al di sotto della quale non si verificano effetti
avversi per la salute. La valutazione del rischio può
essere condotta confrontando la dose assunta con la dose di riferimento
considerata accettabile e, nel caso in cui un individuo sia esposto ad una
miscela di sostanze tossiche, è necessario valutare le possibilità di
interazione fra esse.
Per
i composti cancerogeni si ipotizza, per cautela, l’assenza di una soglia minima
di non effetto, nel senso che qualsiasi esposizione, per quanto piccola,
contribuisce all’incremento della frequenza di comparsa di malattie tumorali
che già esistono e che colpiscono la popolazione con una loro frequenza
naturale.
Applicazione
dell’analisi di rischio alle emissioni di IATP dell’impianto di
termodistruzione di Trezzo sull’Adda
Lo
studio è stato finalizzato a valutare il rischio per la salute umana derivante
dall’esposizione alle emissioni di inquinanti atmosferici tossici e persistenti
(IATP) dall’impianto di termodistruzione di rifiuti di Trezzo sull’Adda. La
valutazione è stata condotta con riferimento agli IATP che costituiscono
tipicamente l’oggetto delle stime di rischio per le attività di
termodistruzione di rifiuti solidi urbani: cadmio e diossine tra i composti
cancerogeni, piombo e mercurio tra quelli non cancerogeni.
L’area
considerata nello studio è un quadrato di 10*10 km, approssimativamente
centrato sull’impianto, disaggregato in un grigliato cartesiano ortogonale
costituito da 1681 maglie quadrate di 250 m di lato.
Innanzitutto
è stata fatta un'approfondita analisi territoriale che ha consentito di creare
il database geografico e socio-economico necessario per le successive elaborazioni.
Per
quanto riguarda la valutazione delle concentrazioni in atmosfera a livello del
suolo, sono stati acquisiti i risultati delle elaborazioni condotte dal CESI e
riportate nello “Studio sulle deposizioni annue al suolo degli inquinanti
emessi dall’impianto di Termovalorizzazione RSU di Trezzo sull’Adda” (CESI,
2000); di seguito sono riportati in forma tabellare i risultati della
simulazione con funzionamento dell’impianto a pieno carico:
Tabella 1 Concentrazioni massime e medie in atmosfera
a livello del suolo attribuibili alle emissioni dell’impianto considerato
|
Inquinante |
Concentrazione massima (µg m-3) |
Concentrazione media nell’area di studio (µg m-3) |
|
PCDD/F (I-TEQ) |
1.10E-10 |
3.79E-11 |
|
Cadmio |
5.50E-05 |
1.89E-05 |
|
Piombo |
5.50E-04 |
1.89E-04 |
|
Mercurio |
5.50E-05 |
1.89E-05 |
Figura 1
Piombo - Concentrazioni in atmosfera al livello del suolo (µg m-3)
Tabella 2 Depositi massimi e medi al suolo
|
Inquinante |
Deposito massimo (mg/m2/anno) |
Deposito medio nell’area di studio (mg/m2/anno) |
|
PCDD/F (I-TEQ) |
2.43E-06 |
3.17E-08 |
|
Cadmio |
1.21E+00 |
1.59E-02 |
|
Piombo |
1.21E+01 |
1.59E-01 |
|
Mercurio |
2.20E-02 |
7.58E-03 |
Poiché
la procedura adottata per la valutazione del rischio comporta, come passaggio
intermedio, il calcolo della concentrazione degli inquinanti nel terreno, è
stata effettuata una stima dell’apporto delle ricadute dell’impianto alla situazione
di fondo. I dati rilevati con le simulazioni sono stati inoltre messi a
confronto con i valori ottenuti nell’ambito di un esteso piano di monitoraggio,
condotto dal Joint Research Centre (JRC) di Ispra, finalizzato alla
caratterizzazione dell’area interessata dalle ricadute dell’impianto. La Tabella 3 mostra il confronto in termini di valori medi.
Tabella 3 Confronto
tra le concentrazioni nel suolo rilevate nel corso della campagna di
monitoraggio e il contributo totale atteso dall’impianto nel corso dei 20 anni
di funzionamento
|
|
Piombo
(mg kg-1) |
Mercurio (mg kg-1) |
||
|
|
Valori rilevati (JRC) |
Contributo atteso dall’impianto |
Valori rilevati (JRC) |
Contributo atteso dall’impianto |
|
Media |
88 |
0,016 |
0,13 |
0,00035 |
|
Deviazione standard |
67 |
0,021 |
0,09 |
0,00026 |
Stimate
le concentrazioni nei diversi comparti ambientali con opportune formule, è stato
possibile valutare la dose assunta dai soggetti esposti attraverso i diversi
percorsi di interazione; le vie di esposizione considerate sono quelle
identificate come significative dalle più recenti acquisizioni in materia e
comprendono:
·
inalazione diretta di
aria contaminata;
·
ingestione di suolo
contaminato;
·
contatto dermico con
suolo contaminato;
·
ingestione di prodotti
vegetali e animali contaminati.
Il
calcolo dell’esposizione attraverso la catena alimentare è stato sviluppato solo
per le diossine ed il cadmio, stimandone l’accumulo nei prodotti vegetali ed
animali attraverso i coefficienti di bioconcentrazione e di biotrasferimento.
Per quanto riguarda il piombo, l’attuale carenza di valori numerici
sufficientemente affidabili per tali parametri non rende possibile
l’effettuazione di una stima analoga, mentre gli effetti del mercurio si
manifestano solo attraverso l’inalazione.. L’esposizione dei soggetti
attraverso l’ingestione di prodotti vegetali contaminati è valutata considerando
sia i livelli di concentrazione degli inquinanti nei diversi alimenti, sia
l’effettiva possibilità che i prodotti consumati provengano dalle diverse zone
dell’area di studio.
La
fase finale della stima del rischio per la salute consiste nel collegare le
stime sull’esposizione con le informazioni sulle proprietà tossicologiche delle
sostanze, distinte, quando le informazioni stesse lo consentono, per percorso
di interazione.
Il
rischio individuale rappresenta l’incremento di probabilità, rispetto a quella
di base già esistente, che nel soggetto, esposto per tutto il corso della vita
media alle emissioni degli impianti, si sviluppi il fenomeno tumorale. Per gli
inquinanti cancerogeni la Tabella
4 riassume il valore del rischio individuale stimato
nell’area di studio per ogni percorso di esposizione: sia in termini di valor
medio che di valore massimo il rischio individuale appare estremamente
contenuto, considerando anche le ipotesi cautelative adottate nella procedura
di stima, e si colloca su livelli inferiori a quelli di riferimento considerati
accettabile nella normativa internazionale (10-5-10-6)
(Clean Air Act Amendments, 1990).
Tabella 4 Rischio individuale
per inquinanti cancerogeni stimato per l’area di studio
|
Inquinante |
Valore medio per l’area |
Valore massimo |
||||
|
Inalazione |
Assorbimento cutaneo |
Ingestione di suolo |
Catena alimentare |
Totale |
||
|
PCDD/F (TEQ) |
2.2E-10 (5.2 %) |
5.4E-11 |
4.7E-10 |
3.5E-09 |
4.2E-09 |
3.7E-08 |
|
Cadmio |
4.5E-09 (72.4 %) |
5.0E-12 |
1.2E-10 |
1.6E-09 |
6.2E-09 |
8.5E-08 |
|
PCDD/F (TEQ) + Cd |
4.7E-09 (45.2 %) |
5.9E-11 |
5.9E-10 |
5.1E-09 |
1.0E-08 |
1.0E-07 |
Figura 2
Rischio individuale totale (diossine + cadmio). Ruolo dei diversi percorsi di
impatto
Anche
per quanto riguarda gli inquinanti non cancerogeni i valori di rischio stimati
per l’area, valutati in base al confronto con i dati di dosi di riferimento
(RfD) e riportati in Tabella
5, appaiono estremamente contenuti.
Tabella 5 Rischi
stimati per inquinanti non cancerogeni
|
Inquinante |
Valore medio per l’area |
Valore massimo |
|||
|
Inalazione |
Assorbimento cutaneo |
Ingestione di suolo |
Totale |
||
|
Piombo |
1,7E-05 (53%) |
5,9E-07 |
1,4E-05 |
3,2E-05 |
8,7E-04 |
|
Mercurio |
1,5E-06 |
- |
- |
1,5E-06 |
4,6E-06 |
Il
rischio globale per inquinanti cancerogeni (ottenuto dalla somma dei prodotti fra
rischio individuale stimato in ogni maglia e popolazione ivi residente) è
riportato in Tabella
6. Il rischio globale costituisce il numero di casi
aggiuntivi di malattia attesi dall’esposizione della popolazione residente
nell’area di indagine (circa 82.000 abitanti).
I
risultati ottenuti indicano un numero di casi attesi di sviluppo della malattia
pari a 0,0009, valore che, confrontato con quelli di fondo rilevati, risulta
estremamente modesto; infatti, dall’analisi delle statistiche di mortalità per
singola causa in Lombardia e nell’area di studio relative al periodo 1989-1994,
si rileva che le malattie tumorali sono responsabili del 35% della mortalità e
quindi, ammessa immutata l’incidenza della malattia, il numero di casi di morte
per tumore attesi come valore di base per la popolazione dell’area di studio
risulta pari a 270 per anno, corrispondenti a 18900 casi per un periodo di 70
anni.
Tabella 6 Rischio globale per inquinanti cancerogeni
stimato nell’area di studio (casi di sviluppo della malattia attesi
relativamente ad una popolazione esposta di 82.100 abitanti)
|
Inquinante |
Rischio globale |
||||
|
Inalazione |
Assorbimento cutaneo |
Ingestione di suolo |
Catena alimentare |
Totale |
|
|
PCDD/F (TEQ) |
1.9E-05 |
5.0E-06 |
4.3E-05 |
2.9E-04 |
3.6E-04 |
|
Cadmio |
3.9E-04 |
4.6E-07 |
1.1E-05 |
1.4E-04 |
5.4E-04 |
|
PCDD/F (TEQ) + Cd |
4.1E-04 (45.5 %) |
5.4E-06 (0.6 %) |
5.4E-05 (6.1 %) |
4.3E-04 (47.8 %) |
9.0E-04 |
Figura 3
Rischio globale associato alle diossine. Ruolo dei diversi percorsi di impatto
Si
sottolinea come l’intera procedura di analisi del rischio sia stata necessariamente
caratterizzata da un approccio estremamente conservativo, giustificato dalla
forte incertezza nella valutazione di molti dei parametri utilizzati e,
soprattutto, dall’impatto emotivo del risultato finale sulla popolazione. Tra
le assunzioni conservative che sono state fatte nel caso specifico del presente
lavoro si ricordano in particolare:
·
concentrazioni
all’emissione al camino: sono stati
considerati i valori limite fissati dal DM 503/97; alla luce di acquisizioni su
impianti dotati di tecnologia simile, si può tranquillamente affermare che il
termodistruttore di Trezzo permetterà di ottenere livelli emissivi notevolmente
più bassi. In particolare è lecito attendere una concentrazione di diossine non
superiore al 50 % del valore limite, e concentrazioni di piombo, cadmio e
mercurio inferiori di almeno 5 volte;
·
valutazione
dell’esposizione della popolazione:
è stata effettuata ipotizzando la presenza continua degli individui nell’area
per tutta la durata dell’esposizione.
L'accettabilità
di un rischio generalmente non dipende solo dalle stime quantitative (e il più
possibile oggettive) delle probabilità, ma anche da fattori politici e sociali
di difficile quantificazione in termini numerici.
I
principali metodi con cui può essere affrontata la fase di valutazione
dell'accettabilità sono:
·
confronto del rischio
con livelli di rischio di riferimento;
·
confronto con altri
rischi associati alla vita quotidiana. La tabella seguente riporta a titolo di esempio
un elenco di azioni che provocano un incremento del rischio di morte di 10-6;
·
confronto con le
alternative tecnologiche;
·
confronto fra i livelli
registrati e il “fondo”, stimato con opportune campagne di monitoraggio prima e
dopo la realizzazione dell’impianto.
|
Azione |
Tipi
di rischio |
|
Fumare
1 – 4 sigarette |
Cancro,
disturbi cardiaci |
|
Bere
0.5 litri di vino |
Cirrosi
epatica |
|
Stare
1 ora in una miniera di carbone |
Malattie
polmonari |
|
Stare
3 ore in una miniera di carbone |
Incidente
sul lavoro |
|
Vivere
2 giorni a New York o Boston |
Inquinamento
dell’aria, disturbi cardiaci |
|
viaggiare
6 minuti in canoa |
Incidente |
|
Viaggiare
6km in bicicletta |
Incidente |
|
Viaggiare
60km in auto |
Incidente |
|
Volare
16000km in aereo |
Incidente |
|
Volare
100000km in aereo |
Cancro
da radiazioni cosmiche |
|
Vivere
2 mesi a Denver provenendo da New York |
Cancro
da radiazioni cosmiche |
|
Vivere
due mesi in una casa di pietra naturale o mattoni |
Cancro
da radioattività naturale |
|
Effettuare
un test a raggi X in un buon ospedale |
Cancro
da radiazioni |
|
Vivere
due mesi con un fumatore di sigarette |
Cancro,
malattie cardiache |
|
Mangiare
40 cucchiai di burro mal conservato |
Cancro
al fegato dovuto ad aflatossina |
|
Bere
acqua molto clorata (Miami) per un anno |
Cancro
da clorocomposti |
|
Vivere
5 anni all’aperto in prossimità di una centrale nucleare |
Cancro
da radiazioni |
|
Bere
30 lattine di soda dietetica |
Cancro
da saccarina |
|
Bere
1000 bottiglie di bibite in contenitori in plastica non idonei |
Cancro
da acriloni-trilemonomero |
|
Vivere
20 anni vicino ad una fabbrica di PVC |
Cancro
da cloruro di vinile |
|
Vivere
150 anni in un raggio di 30km da una centrale nucleare |
Cancro
da radiazioni |
|
Mangiare
100 bistecche alla brace di carbone |
Cancro
da benzopirene |
Nonostante
la tendenza internazionale a proporre specifici livelli di rischio come
"accettabili", non sono ancora stati stabiliti standard ufficiali;
inoltre occorre tener presente che un singolo livello di rischio può non essere
appropriato in tutti i contesti.
Un altro approccio
possibile per la valutazione degli effetti ambientali di un impianto è quello
di ricondurli tutti a valori economici, "monetizzando" tutti gli
impatti provocati dall'impianto stesso. I danni
economici così valutati vengono definiti "esternalità", perché non
conteggiati negli usuali bilanci delle
attività produttive.
Una
delle metodologie di calcolo maggiormente affermate per gli impianti di
combustione è quella sviluppata nell’ambito del progetto ExternE (European
Commission, 1999), frutto di una collaborazione tra la Commissione Europea e il
Department of Energy degli Stati Uniti. L’approccio utilizzato è quello
cosiddetto del percorso degli impatti (“Impact Pathway”): l’analisi procede in
maniera sequenziale, dalla quantificazione dei fattori d’impatto (emissioni in
atmosfera, scarichi idrici, produzione di rifiuti, ecc.) alla stima delle
modificazioni ambientali, alla valutazione degli impatti fisici, per giungere
infine alla loro quantificazione in termini monetari.
Nell'ambito
del progetto ExternE è stato sviluppato il programma Ecosense, un software
integrato per la valutazione delle esternalità ambientali legate alle emissioni
atmosferiche, dotato di tutti gli strumenti necessari per la monetizzazione dei
danni causati su diverse categorie di recettori. Tale programma è stato
utilizzato per le valutazioni dei costi esterni legati al funzionamento
dell'impianto di Trezzo sull'Adda in merito ai macroinquinanti; i recettori
considerati sono la popolazione, alcune coltivazioni e alcuni materiali da
costruzione. Per quanto riguarda la popolazione, gli impatti considerati sono
la mortalità cronica e acuta e la morbilità; per le coltivazioni si considerano
la diminuzione dei raccolti o l’ utilizzo aggiuntivo (o in alcuni casi ridotto)
di prodotti fertilizzanti; l’impatto sui materiali è quantificato in termini di
superficie danneggiata.
L'analisi
è stata condotta su due diverse scale spaziali: la più vasta, la scala
regionale, comprende tutto il territorio europeo, la scala locale simulata dal
Software Ecosense è invece relativa ad un'area quadrata di 10.000 kmq centrata
sull'impianto.
Occorre rilevare che tale area è enormemente più ampia (100 volte) di quella
coperta dall'analisi del rischio, e si estende indicativamente da Busto Arsizio
a Ovest fino quasi a Brescia a Est, dall'altezza di Foppolo a Nord fino a
Codogno a Sud; comprende dunque le provincie di Milano e Bergamo e parte delle
provincie di Brescia, Varese e Lodi, per una popolazione esposta che supera i 5
milioni.
Risultati
Nella
Tabella
8 si riportano i risultati ottenuti, suddivisi per
scala geografica e per categoria di impatti e recettori; non vengono
riportati i valori assoluti dei danni espressi in lire/anno, a causa dei
numerosi elementi d'incertezza presenti in tutti gli anelli della catena degli
impatti, in modo particolare per quanto riguarda le valutazioni monetarie
associate ai singoli impatti. I risultati sono pertanto espressi in punti
percentuali rispetto al danno totale su scala regionale. In tal modo è stato
possibile confrontare i diversi impatti perché riportati tutti alla stessa
unità di misura.
Tabella 8Riepilogo
dei danni monetari calcolati su scala locale (su di un'area quadrata di 100 km
di lato centrata sull'impianto) e regionale (su tutto il territorio europeo)
|
|
Scala locale |
Scala regionale |
|
Mortalità |
17 |
76 |
|
Morbilità |
4 |
23 |
|
|
|
|
|
Totale salute pubblica |
21 |
99 |
|
Coltivazioni |
0 |
0 |
|
Materiali |
0 |
1 |
|
|
|
|
|
Danno complessivo dell’impianto di Trezzo |
21 |
100 |
|
|
|
|
|
SO2 |
6 |
24 |
|
NOx |
4 |
58 |
|
Polveri |
11 |
17 |
|
CO |
0 |
1 |
|
|
|
|
Da un’analisi della tabella
emerge una spiccante preponderanza del danno sulla salute pubblica rispetto
agli altri recettori (oltre il 99%),
dovuta agli elevati valori monetari che vengono attribuiti sia alla mortalità
(espressa in termini di anni di vita persa), sia agli altri impatti sulla
salute (ricoveri, malattie cardiache e respiratorie, ecc.). Il danno
complessivo sulla salute umana è relativo per circa tre quarti alla mortalità,
per un quarto alla morbilità.
Per quanto riguarda gli
inquinanti, a livello regionale i maggiori responsabili del danno sono gli
ossidi di azoto; a livello locale,
invece, rivestono un ruolo fondamentale le polveri, che durante il trasporto
vengono rapidamente abbattute, e il biossido di zolfo, che
progressivamente si trasforma in solfati con effetti di minor peso.
Sulla distribuzione
spaziale si osserva come solo 20 unità di danno vengano prodotte a livello
locale, mentre circa 80 unità di danno si ritrovano all'esterno; di queste,
circa 50 sono addirittura al di fuori del territorio italiano, ma con concentrazioni molto basse su un territorio molto
vasto.
Per
avere un termine di paragone si sono calcolati, con la stessa metodologia o con
tecniche analoghe, i costi esterni generati annualmente dalla centrale termoelettrica di
Cassano d'Adda e quelli generati dai passaggi di veicoli sul tratto
autostradale che attraversa il Comune di Trezzo (per una lunghezza di
circa 2,5 km). Tali danni sono risultati pari a 1.058 unità percentuali per la Centrale
termoelettrica e 262 unità percentuali per il tratto Autostradale (Tabella 9), ovvero valori di gran lunga superiori a quelli
imputabili all’esercizio del Termovalorizzatore. Occorre peraltro sottolineare
che l'effetto del tratto autostradale considerato è sicuramente più localizzato
dell'area di 10.000 kmq su cui l'impianto produce un danno pari a 21 unità.
Tabella 9Danno
generato dalla centrale di Cassano e dal tratto autostradale di 2,5Km.
|
|
Scala locale |
Scala regionale |
|
|
|
|
|
Centrale termoelettrica |
188 |
1.058 |
|
Autostrada (2,5 km) |
262 |
|
Occorre
anche considerare che il termovalorizzatore consente di produrre 135.000
MWh/anno e, sebbene una centrale termoelettrica di tipo tradizionale produca la
medesima quantità con un danno inferiore (13 unità a livello locale e 76 a
livello regionale per l'impianto di Cassano), provvede anche al trattamento dei
rifiuti, che è la sua funzione principale. La differenza tra queste due
quantità (“danno residuo”) è pari a
circa un quarto del danno globale dell'impianto di Trezzo a livello regionale
(24 invece di 100) e un terzo a livello locale (ovvero 8 invece di 21) e può
essere vista come il danno attribuibile alla sola attività di trattamento dei
rifiuti.
Tabella 10Confronto
tra il danno prodotto dal termoutilizzatore e quello generato dalla produzione
di 135 GWh/anno da una centrale termoelettrica tradizionale
|
|
Scala locale |
Scala regionale |
|
|
|
|
|
Danno complessivo dell’impianto di Trezzo |
21 |
100 |
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Danno per la produzione di
energia elettrica da una centrale termoelettrica tradizionale |
13 |
76 |
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Danno “residuo” (dovuto al
trattamento dei rifiuti) |
8 |
24 |