Le misure di controllo primario mirano ad impedire che la formazione di inquinante abbia luogo, e si applicano all’interno dell’impianto. Tali misure intervengono direttamente sulla geometria e sulla gestione dell’impianto: parametri operativi quali la temperatura, il tempo di combustione, la ventilazione vengono variati in modo da migliorare la resa della combustione e ridurre di conseguenza la formazione di alcuni inquinanti, come il monossido di carbonio. Con un controllo in continuo delle emissioni, i parametri di combustione possono essere variati in modo da mantenere sempre massima la resa della combustione. Tra i parametri che si possono variare ai fini del controllo primario delle emissioni, il principale è il rapporto combustibile/comburente (sulla base della misura della concentrazione di ossigeno). Per migliorare ulteriormente la resa di combustione è possibile variare lo spessore del combustibile (per gli impianti a griglia mobile) e recuperare il calore dei fumi. Un parametro particolarmente critico è la temperatura: una bassa temperatura determina un aumento del monossido di carbonio e altri incombusti, mentre temperature troppo elevate a livello locale portano alla formazione di ossidi di azoto. Per gli impianti alimentati con biomasse molto variabili (in termini di essenza immessa, ma anche semplicemente di umidità) le misure di controllo primario sono di particolare importanza. Si precisa che, in generale, l’ottimizzazione dei parametri di combustione è effettuata dal gestore dell’impianto non solo ai fini di ottenere un controllo primario degli inquinanti, ma anche e soprattutto per migliorare la resa energetica dello stesso. Generalmente, le due esigenze tendono a coincidere.

Le misure di controllo secondario hanno luogo dopo che l’inquinante è già stato prodotto, e si applicano all’emissione in uscita dall’impianto. In linea molto generale, le polveri e gli ossidi di zolfo sono abbattute principalmente tramite il controllo secondario, mentre la produzione di composti organici volatili, monossido di carbonio e ossidi di azoto è prevenuta principalmente mediante controllo primario. Nei due paragrafi successivi vengono quindi discusse nel dettaglio le efficienze di abbattimento delle polveri e dell’SO2 per l’impianto considerato.

Abbattimento delle polveri

Al fine di valutare correttamente i fattori di emissione, occorre stimare le efficienze di abbattimento dei sistemi considerati. Il controllo delle polveri è uno degli aspetti più importanti da considerare. Infatti, l’abbattimento delle polveri implica anche un sostanziale abbattimento di tutti gli inquinanti ad esse associati, come la maggior parte dei metalli pesanti (escluso il mercurio e i metalli in grado di formare composti volatili) [1]
Tra i sistemi di controllo secondario delle polveri, i più utilizzati sono i cicloni, i filtri a maniche, gli elettrofiltri e gli scrubber umidi.

[1] EPA-452/F-03-025 Air Pollution Control Technology Fact Sheet.
I cicloni basano il loro funzionamento sulla maggiore inerzia delle polveri rispetto ai gas, e permettono rimuovere le polveri indirizzando il fumo ad alta velocità in direzione tangenziale alle loro pareti interne. L’efficienza di questo sistema è strettamente correlata alle sue dimensioni e alla sua geometria. Per ottenere una buona efficienza di abbattimento, il ciclone deve essere dimensionato sulla base della portata, della densità e della viscosità del fumo emesso. L’efficienza varia inoltre con il diametro delle particelle di polvere che si intendono abbattere. Per migliorare l’efficienza di abbattimento, possono essere utilizzate batterie di cicloni in serie (multiciclone). I cicloni sono strumenti economici e robusti, non necessitano di molta manutenzione e lavorano in continuo, tuttavia non sono molto efficienti nell’abbattimento delle polveri più fini: di conseguenza, in genere sono usati come pre‐separatori per eliminare le particelle più grandi e incandescenti prima di inviare il flusso d’aria verso sistemi di filtraggio più efficienti. Esistono sistemi di cicloni in serie ad alta efficienza (HEMC), ma richiedono velocità di flusso particolarmente elevate.
I filtri a maniche sono dei filtri di tessuto di vari materiali, attraverso cui viene fatta passare l’aria da depurare. La capacità di filtraggio dipende da numerosi parametri, tra cui: lo spessore del tessuto, la dimensione della trama, il diametro delle fibre, il diametro delle particelle e la velocità di flusso dell’emissione. Il principale pregio di questi sistemi è l’elevata efficienza di abbattimento anche per le polveri fini. Purtroppo, i tessuti che in genere costituiscono il filtro a maniche non possono essere utilizzati a temperature eccessivamente alte e in presenza di composti acidi e ossidanti; anche l’umidità può ridurre l’efficienza di questi sistemi. Di conseguenza, spesso vengono posti a valle di un ciclone, che funge da pre-filtro. Il principale svantaggio di questi sistemi è legato agli elevati costi di manutenzione, che li rendono poco adatti agli impianti di piccola taglia come quello considerato nel presente progetto.
I filtri elettrostatici sono costituiti da piastre metalliche parallele cariche elettrostaticamente. La differenza di potenziale elettrico tra le piastre ionizza le particelle di polvere, che deviano verso le piastre su cui impattano, eventualmente scaricandosi e comunque perdendo la loro energia cinetica. A questo punto le particelle non cariche precipitano nella tramoggia alla base del filtro, mentre quelle rimaste cariche vengono trattenute elettrostaticamente sulle piastre. La geometria e il potenziale elettrico ottimali dipendono dalla portata dalla concentrazione della polvere e dalla resistività media delle particelle da abbattere. Un’alta concentrazione di composti organici volatili nell’emissione può creare strati adesivi sulle piastre del filtro, riducendone sensibilmente l’efficienza. Al contrario, temperatura e umidità elevate non inficiano le prestazioni di questi sistemi. L’efficienza dei filtri elettrostatici è mediamente elevata (migliore dei cicloni ma peggiore dei filtri a manica), particolarmente per le polveri fini; tuttavia, i costi di installazione e gestione sono alti, cosa che li rende difficilmente applicabili ad impianti di piccola taglia come quello considerato del presente progetto.
Gli scrubber ad umido rimuovono le particelle di polvere e le molecole di inquinanti idrosolubili per mezzo di gocce d’acqua nebulizzata. L’emissione attraversa una torre di lavaggio, in cui le gocce nebulizzate inglobano ed eventualmente solubilizzano le particelle di polvere. Anche composti inquinanti idrosolubili come gli ossidi di zolfo possono essere rimossi con questa tecnica. Se necessario e conveniente, l’acqua può essere sostituita con un solvente più opportuno. L’efficienza dei più comuni wet scrubber è bassa rispetto agli altri sistemi, soprattutto per le polveri fini; di conseguenza essi sono poco utilizzati.

In particolare, nell’impianto considerato saranno presenti un multiciclone seguito da un filtro a maniche. L’inventario EMEP/EEA riporta le seguenti efficienze per i vari sistemi di abbattimento:

Ciclone < 85%
Filtri a maniche 99%
Precipitatore elettrostatico 99.5 – 99.9%
Multiciclone 94 – 99.9%

Occorre comunque precisare che l’efficienza di abbattimento dipende dal diametro aereodinamico considerato. Di conseguenza, si riportano di seguito le efficienze di abbattimento elaborate recentemente in vari studi del settore. Il Biomass Energy Research Center (BERC)[2] nel 2010 ha riportato i seguenti valori di efficienza per i sistemi di abbattimento delle polveri:

[2]   BERC ”PARTICULATE MATTER EMISSIONS-CONTROL OPTIONS for Wood Boiler Systems”. Emission Control Technologies for Small Wood-Fired Boilers, Resource Systems Group, Inc., May 6, 2010).
Ciclone 5%
Multiciclone 10%
Precipitatore elettrostatico 90%
Filtri a maniche 99%
Ciclone 50%
Multiciclone 75%
Precipitatore elettrostatico 95%
Filtri a maniche 99%

Il Nordic Council[3] riporta una stima delle efficienze dei sistemi di abbattimento, riferiti in maniera specifica agli impianti a biomassa (si precisa che tali valori sono relativi alle polveri ultrafine, con diametro inferiore al micron).

[3] Best Available Techniques (BAT) in solid biomass fuel processing, handling, storage and production of pellets from biomass Jenny P. Lindberg och Jukka Tana, ÅF-Industri Ab TemaNord 2012:550
Multiciclone 3%
Filtro a maniche 95%
Filtro elettrostatico 95%
Scrubber a umido 15%
Multiciclone 40%
Filtro a maniche 99%
Filtro elettrostatico 98%
Scrubber a umido 98%

Infine, a neozelandese Energy Efficiency and Conservation Authority (EECA)[4] riporta le seguenti efficienze in funzione delle diverse tecnologie e dei vari diametri aerodinamici considerati.

[4] Guidance for local authorities PM10 emissions from wood fuels, EECA, Energy Efficiency and Conservation Authority 2012
Elettrofiltro > 96.5%
Filtro a maniche > 99.6%
Ciclone > 85%
Elettrofiltro > 98.3%
Filtro a maniche > 99.6%
Ciclone > 85%
Elettrofiltro > 99.95%
Filtro a maniche > 99.9%
Ciclone 85 – 90%
Elettrofiltro > 99.95%
Filtro a maniche > 99.9%
Ciclone 85 – 90%

Ulteriori stime specifiche sui filtri a maniche sono stati condotti dall’agenzia statunitense per la protezione dell’ambiente (EPA) e dalla Netherlands Organisation for Applied Scientific Research (TNO). L’EPA indica un’efficienza di abbattimento delle polveri (PM10 e PM2,5) compresa tra 99% e 99,9% per i moderni filtri a maniche[5]. Il TNO [6] riporta invece i seguenti valori, relativi ai filtri a maniche.

[5] EPA-452/F-03-025 Air Pollution Control Technology Fact Sheet.
[6] TNO-report R 2002/411 Potentials and costs to reduce PM10 and PM2.5 emissions from industrial sources in the Netherlands, A.K. van Harmelen  H.J.G. Kok, A.J.H. Visschedijk, August 2012
Filtro a maniche 90 – 99%
Filtro a maniche 95 – 98%
Filtro a maniche 98 – 99.5%

In conclusione, dagli studi sopra indicati si evince che la tecnologia dei filtri a maniche (che nell’impianto considerato sarà preceduta da un multiciclone) permette di abbattere efficientemente le emissioni di polveri, comprese quelle più fini. Cautelativamente, si stimerà un abbattimento delle polveri del 90%. Lo stesso fattore di abbattimento sarà applicato agli inquinanti associati alle polveri stesse.

Abbattimento degli ossidi di zolfo

Il controllo secondario della SO2 può essere effettuato con metodi catalitici e con metodi basati sull’assorbimento. Questi ultimi sono i più utilizzati, perché i sistemi catalitici hanno vari svantaggi tra cui la deposizione di polveri sulla superficie del catalizzatore, le basse rese dovute alla forte resistenza solido-gas e non ultimi i costi elevati. I processi di assorbimento si dividono in sistemi ad umido, a secco e semiumidi.

Nei sistemi di desolforazione a umido l’effluente gassoso attraversa una miscela acquosa di calce o calcare. L’SO2 si solubilizza come acido solforoso che reagisce formando solfito e solfato di calcio insolubili. La miscela viene generalmente nebulizzata in torri di reazione in controcorrente ai gas. Le principali criticità della desolforazione ad umido sono legate al raffreddamento eccessivo dell’effluente, al consumo di spazio per la decantazione, ed al raggiungimento della giusta concentrazione di adsorbente per garantire un’efficiente desolforazione prevenendo al contempo le incrostazioni degli ugelli. L’utilizzo della soda in alternativa al calcare ed alla calce, seppur efficiente, comporta costi maggior legati all’approvvigionamento del reagente e allo smaltimento dei reflui.

Nella desolforazione a secco, l’SO2 è abbattuta su un sorbente allo stato di polvere secca. I prodotti di reazione, trattenuti sulle polveri, sono rimossi assieme alle polveri stesse. Il sorbente maggiormente utilizzato è la calce; altri sorbenti utilizzati sono ossidi, idrossidi e carbonati di metalli alcalini ed alcalino-terrosi. L’iniezione del sorbente avviene in forma di microparticelle, generalmente ottenute dall’evaporazione di acqua dalle particelle di un aerosol nebulizzato. Rispetto ai sistemi ad umido, il vantaggio di questo approccio è che il materiale di scarto è allo stato secco, perciò più facilmente smaltibile rispetto al residuo fangoso dei sistemi a umido. Tuttavia, l’efficienza di questi sistemi di abbattimento è inferiore rispetto ai sistemi ad umido.

Infine, nella desolforazione detta “a semisecco” si utilizza una sospensione di calcio idrossido altamente concentrato. Il meccanismo chimico di rimozione dell’SO2 è analogo ai sistemi ad umido, ma nel corso della desolforazione avviene una evaporazione completa della componente acquosa. L’evaporazione dell’acqua è legata all’esotermicità della reazione tra l’SO2 e il sorbente. Con questo approccio si ottiene quindi un residuo solido di agevole gestione, a fronte di una buona efficienza di desolforazione.

Sono state proposte varie stime per l’efficienza dei sistemi descritti. In un dettagliato studio di De Priest e Rajendra[7] si stima che l’efficienza dell’abbattimento per processi non ad umido può arrivare fino al 90-95%. Lo IEA Clean Coal Center[8] britannico riporta per la stessa tecnologia un intervallo di efficienza compreso tra 93 e 97 %. L’EPA[9] indica un intervallo di efficienza più ampio, compreso tra il 50 e il 98%: in particolare, per i moderni sistemi non ad umido, l’EPA si limita ad indicare efficienze superiori al 90%. Infine, la National Lime Association (statunitense) indica un intervallo di efficienza di 80-99%, ma tale valore è riferito in maniera generica a tutte le tecniche basate sulla calce, incluse quelle ad umido.

L’impianto considerato prevede una desolforazione a secco. Sulla base delle stime sopracitate, è possibile stimare cautelativamente un’efficienza di desolforazione del 90%.

[7] “Economics of lime and limestone for control of sulfur dioxide.” DePriest William, and Rajendra P. Gaikwad. Proceedings of Combined Power Plant Air Pollutant Control Mega Symposium, Washington, DC. 2003),
[8] Dry scrubbers IEA
[9] (EPA-452/F-03-034).
[10] EPA-452/F-03-025 Air Pollution Control Technology Fact Sheet.

Stima delle emissioni dell’impianto basata sui fattori di emissione corretti per l’abbattimento

Utilizzando i fattori di emissione dell’EMEP/EEA corretti per l’efficienza dei sistemi di abbattimento, si può ottenere una stima delle emissioni annuali dell’impianto considerato. In particolare i fattori sono stati modificati considerando un’efficienza di abbattimento del 90% per le polveri e del 90% per gli ossidi di zolfo. Inoltre, si è assunto per i metalli (esclusi mercurio e arsenico) un abbattimento analogo a quello delle polveri, in ragione del fatto che tali inquinanti sono legati alle polveri stesse[10]. Analogamente al mercurio, l’arsenico è stato escluso da questa correzione in quanto può formare composti volatili in grado di attraversare i sistemi di abbattimento. Di conseguenza, i valori ottenuti per l’arsenico saranno una sovrastima cautelativa delle emissioni dell’impianto.

Per alcune tipologie di inquinanti, tali valori sono molto elevati e potrebbero non tenere conto del controllo primario previsto nell’impianto considerato. In particolare, il controllo primario delle emissioni degli ossidi di azoto (NOx) e del monossido di carbonio (CO) non può essere stimato a priori. Tuttavia, come detto nel paragrafo 4.2.1 del presente studio, l’ottimizzazione dei parametri di combustione permette di ridurre notevolmente l’emissione di questi inquinanti. Di conseguenza, i valori riportati sono una sovrastima cautelativa di quella che sarà l’emissione reale dell’impianto.

I microinquinanti organici (bifenili policlorurati, diossine, idrocarburi policiclici aromatici, esaclorobenzene), sono principalmente associati alle polveri: di conseguenza, un abbattimento delle polveri porta necessariamente ad un loro sostanziale abbattimento (fatta salva la frazione di microinquinanti che possono essere desorbiti o emessi allo stato fisico di vapore). Tuttavia, cautelativamente, si è scelto di non applicare nessun fattore di abbattimento per questi inquinanti: in questo modo, si ottiene una sovrastima dell’emissione di questi composti.

Fattori di emissione dell’impianto a biomasse corretti per l’abbattimento
Inquinante e unità di misuraValore medioValore minimo (95% confidenza)Valore massimo (95% confidenza)
Ossidi di azoto NOx (g/GJ)9120120
Monossido di carbonio (g/GJ)30050120
Composti organici volatili escluso metano (g/GJ)125300
Ossidi di zolfo (g/GJ)1,10,84,0
Ammoniaca (g/GJ)
371874
Polveri totali (g/GJ)3,601,807,20
PM10 (g/GJ)3,401,706,80
PM2.5 (g/GJ)3,301,706,70
Piombo (mg/GJ)2,700,0511,80
Cadmio (mg/GJ)1,300,058,70
Mercurio (mg/GJ)0,560,201,00
Arsenico (mg/GJ)0,190,0512
Rame (mg/GJ)0,600,408,90
Nichel (mg/GJ)0,200,051,60
Selenio (mg/GJ)0,050,030,11
Zinco (mg/GJ)518130
Bifenili policlorurati (µg/GJ)0,070,010,70
Policlorodibenzo-p-diossine/furani (ng I-TEQ/GJ)10030500
Benzo[a]pirene (mg/GJ)10,005,0020,00
Benzo[b]fluorantene (mg/GJ)16,008,0032,00
Benzo[k]fluorantene (mg/GJ)5,002,0010,00
Indeno(1,2,3,c,d)pirene (mg/GJ)4,002,008,00
Esaclorobenzene (µg/GJ)5,000,1030,00
Emissioni annue stimate dell’impianto a biomassa.
Inquinante e unità di misuraValore medio
Ossidi di azoto NOx (tonn/y)22,4
Monossido di carbonio (tonn/y)73,8
Composti organici volatili escluso metano (tonn/y)2,95
Ossidi di zolfo (tonn/y)0,27
Ammoniaca (tonn/y)9,11
Polveri totali (tonn/y)886
PM10 (tonn/y)837
PM2.5 (tonn/y)812
Piombo (g/y)665
Cadmio (g/y)320
Mercurio (g/y)138
Arsenico (g/y)46,8
Cromo (g/y)566
Rame (g/y)148
Nichel (g/y)49,2
Selenio (g/y)12,3
Zinco (kg/y)12,6
Bifenili policlorurati (g/y)17,2
Policlorodibenzo-p-diossine/furani (mg I-TEQ/y)24,6
Benzo[a]pirene (kg/y)2,46
Benzo[b]fluorantene (kg/y)3,94
Benzo[k]fluorantene (kg/y)1,23
Indeno(1,2,3,c,d)pirene (kg/y)0,99
Esaclorobenzene (g/y)1,23

Ceneri

Le ceneri da combustione del legno sono composte da materiale carbonioso incombusto e dalla componente minerale del legno. Questi componenti variano considerevolmente e sono, in particolare, funzione delle condizioni di combustione e delle impurità presenti nei combustibili: • Gli elementi che tipicamente compongono le ceneri sono la silice, il calcio, il potassio, il fosforo, il manganese, il ferro, lo zinco, il sodio e il boro. Questi elementi non si trovano in forma elementare ma sotto forma di ossidi, silicati e nitrati; • Complessivamente, per effetto della loro composizione, le ceneri sono fortemente basiche, con un pH intorno a 12; • La composizione chimica delle ceneri varia in funzione della temperatura di combustione: il contenuto di alcuni metalli sembrerebbe aumentare al crescere della temperatura; la concentrazione di K, Na e Zn invece decresce con l’aumentare della temperatura; • Il contenuto di carbonio che si ritrova negli incombusti decresce con l’aumentare della temperatura e in corrispondenza decresce il quantitativo di ceneri; • Calcio, potassio, magnesio, fosforo e ferro sono tra i principali costituenti delle ceneri da legno. Questi elementi si concentrano in particolare nelle ceneri di fondo e nelle ceneri di ciclone; • Cl, F e i metalli pesanti sono fortemente legati alla tipologia di ceneri che si considera (di fondo, di ciclone, di filtro). Questi elementi, infatti, evaporano in camera di combustione per poi ricondensarsi sulle particelle più fini alle temperature, più basse, dei fumi in uscita dalla caldaia; • I metalli ambientalmente più pericolosi (Pb, Cd e Zn) sono anche quelli relativamente più volatili e che, quindi, tendenzialmente finiscono nelle ceneri volanti; • Gli elementi meno volatili (Co, Ni, Cr e V), invece, si accumulano generalmente nelle ceneri di fondo. Nelle tabelle 6-10 sono riportate le concentrazioni medie dei vari elementi che costituiscono le ceneri.

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