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.

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.

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.