Vedi allegato - Consiglio Veneto
Transcript
Vedi allegato - Consiglio Veneto
CONSIGLIO REGIONALE DEL VENETO Dossier CONTAMINAZIONE DA SOSTANZE PERFLUOROALCHILICHE (PFAS) SERVIZIO STUDI DOCUMENTAZIONE BIBLIOTECA Venezia, 22/3/2016 Servizio studi documentazione biblioteca - Dirigente Capo Claudio Giulio Rizzato Sito: http://www.consiglioveneto.it/ @ [email protected] 0412701612 0412701622 Il Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) è stato curato da Giuseppe Sartori con il contributo specialistico del dott. Vincenzo Cordiano specialista in ematologia e in Medicina Interna. Ha collaborato Serenella Poggi. Riproduzione a cura del Centro stampa del Consiglio Regionale. Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 2 L'acqua che vedi non surge di vena che ristori vapor che gel converta, come fiume ch'acquista e perde lena; ma esce di fontana salda e certa, che tanto dal voler di Dio riprende, quant'ella versa da due parti aperta. Da questa parte con virtú discende che toglie altrui memoria del peccato; dall'altra d'ogni ben fatto la rende. Quinci Letè; così da l’altro lato Eunoè si chiama, e non adopra se quinci e quindi pria non è gustato: (Alighieri, La divina commedia Purgatorio, canto XXVIII, ) ] Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 3 Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) INDICE pag. Percorso di lettura Definizioni Principali utilizzazioni Diffusione nell’ambiente, nell’acqua e nella catena alimentare Fonti di esposizione Contaminazione dell'acqua potabile PFAS e catena alimentare Meccanismo di azione dei PFAS Meccanismi tossicologici Valutazione del rischio da PFOA e PFOS nell’acqua potabile La normativa italiana sull’acqua potabile e i PFAS La presenza dei PFAS nel’ecosistema dell’alto vicentino Documentazione amministrativa e informativa ufficiale 5 6 6 7 7 7 8 9 10 11 15 15 16 [2.] Bibliografia 19 [3.] Sitografia 31 [1.] [1.1] [1.2] [1.3] [1.4] [1.5] [1.6] [1.7] [1.8] [1.9] [1.10] [1.11] [1.12] Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 4 [1.] Percorso di lettura I dati disponibili sull’entità delle risorse idriche In Italia e nel Veneto non sono ancora oggi completi. E’ noto poi che la risorsa acqua dolce sul territorio italiano è costituita in massima parte dalle piogge, a differenza di altri paesi europei, nei quali i grandi fiumi, condivisi con altri stati, costituiscono una quota rilevante dell’acqua dolce totale di cui dispongono. La Valle padana naturalmente è l’ambito più rilevante quanto a risorsa idrica rappresentata oltre che dal fiume Po, dalle importanti riserve idriche dei laghi morenici e prealpini. Le scorte di acqua dolce rappresentate invece dai ghiacciai alpini sono in forte crisi per gli stress severi cui sono sottoposti dal graduale innalzamento delle temperature medie e dal deficitario bilancio degli apporti meteorici. Si è compreso come i fenomeni climatici, tra cui le precipitazioni, hanno tempi di evoluzione relativamente lunghi, superiori ai 20 anni. E quindi possiamo ritenere le conoscenze attuali valide, per definire delle strategie di approvvigionamento a livello nazionale, anche a distanza di tempo. D’altra parte però le oscillazioni della disponibilità di acqua sono un fenomeno locale, a causa delle forti variazioni delle precipitazioni nel breve periodo e su scala ridotta. In generale i prelievi di acqua, collegati all’urbanizzazione, all’evoluzione dell’agricoltura e allo sviluppo industriale, variano nel tempo più velocemente dei fenomeni climatici. Ma l’ elemento critico più importante delle disponibilità della risorsa idrica che si è seriamente affermato dal secolo scorso è l’inquinamento da sostanze estranee ai cicli vitali per cui poche sostanze e in quantità anche ridotte in termini assoluti riescono a degradare ed alterare spesso irreversibilmente grandi quantità di acqua che non può essere usata in sicurezza per gli scopi alimentari e produttivi dell’uomo. Nelle cronache di questi ultimi anni cominciano ad intensificarsi notizie su alterazioni delle risorse idriche di tutta la Valpadana, spesso sono dovute ad inquinamenti di origine urbana e/o industriale, anche gravi, originati da siti ambientalmente critici e/o prevedibilmente pericolosi; ma una nuova forma di inquinamento è stata registrata recentemente dalla cronaca a causa di sostanze estranee ai cicli biologici di cui non si sospettava nemmeno la possibilità che fossero dispersi nell’ambiente. Si tratta dei composti chimici organici che vanno sotto la categoria denominata PFAS: sostanze perfluoro alchiliche Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 5 [1.1] Definizioni I PFAS, composti organici fluorurati a catena carboniosa, sono molecole artificiali con un numero variabile di atomi di carbonio da 4 a 14 ( C4-C14) Nei PFAS tutti gli atomi d’idrogeno legati agli atomi di carbonio sono stati sostituiti da atomi di fluoro, formandosi così il residuo perfluoroalchilico I membri più noti della famiglia dei PFAS sono indubbiamente il PFOS e il PFOA (cfr. fig. in copertina), entrambi costituiti da otto atomi di carbonio, da cui anche la sigla C8 con la quale sono spesso indicati. I PFAS, soprattutto gli acidi perfluoroalchilici e i loro anioni, sono frequentemente distinti in molecole a "lunga catena" (PFS-LC) o a "corta catena" (PFAS-CC). I principali acronimi rinvenibili nella letteratura scientifica attinente a queste sostanze sono: PBT = Persistent, Bioaccumulative and Toxic PFAS= sostanze o composti perfluoroalchilici PFAS-CC = PFAS a corta catena PFAS-LC = PFAS a lunga catena PFBS = perfluorobutanosolfato PFNA = acido perfluorononanoico PFOA = acido perfluorottanoico PFOS = acido perfluorottanoico solfato PFOSA= perfluooctanosufamide POPs= Persistent Organic Pollutants, Inquinanti organici persitenti PPAR= Peroxisome proliferator-activated receptor [1.2] Principali utilizzazioni I PFAS – assieme ai surfactanti, agli emulsionanti e ai polimeri per la cui sintesi chimica sono essenziali - sono stati ampiamente utilizzati fin dagli anni ’50 in numerosi prodotti e applicazioni industriali e commerciali: detersivi in genere, in particolare per prodotti per la pulizia di tappeti o pavimenti; trattamenti impermeabilizzanti e/o coloranti di pelli e tessuti; come componenti inerti in alcuni pesticidi e insetticidi. Ulteriori impieghi nella cromatura dei metalli e la produzione di: contenitori di alimenti (ad esempio nei fast food), pellicole fotografiche, shampoo, dentifrici, schiume antincendio, scioline, ritardanti di fiamma in vernici e solventi. I PFAS sono quindi utilizzati per la produzione di un numero imprecisato di prodotti di largo consumo, in virtù della stabilità chimica e termica del residuo perfluoroalchilico, stabilità che, associata alla sua duplice natura idrofobica e lipofolica, li rende molto utili per la produzione di manufatti e merci particolarmente resistenti. In particolare, il PFOA è utilizzato come composto intermedio per la produzione di politetrafluoroetilene (PTFE), o Teflon®, molto noto per le sue proprietà antiaderenti e per la sua inerzia chimica. Un’altra famosa applicazione è rappresentata dal Gore-Tex®, materiale resistente e impermeabile, caratterizzato da elevata traspirabilità e biocompatibilità. Il GoreTex® è impiegato nella realizzazione di abbigliamento tecnico-sportivo e di articoli medicali e sanitari, per esempio protesi vascolari, valvole cardiache, fili per suture chirurgiche. Il Gore-Tex® ha altre importanti applicazioni nell’industria aerospaziale (rivestimento di tute degli astronauti), nella filtrazione industriale (impianti di depurazione) e, come materiale isolante, nella componentistica elettronica . Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 6 Il legame Carbonio-Fluoro è molto forte e stabile rendendo i PFAS particolarmente resistenti all’idrolisi, alla fotolisi e alla degradazione microbica. Questa resistenza alla degradazione e all’inattivazione spiega alcune delle principali proprietà dei PFAS, quali la tendenza ad accumularsi e a persistere nell’ambiente, e la loro capacità di bioaccumulo e biomagnificazione. Pertanto non è prevedibile una riduzione dell’entità dell’esposizione umana ai PFAS nel prossimo futuro. [1.3] Diffusione nell’ambiente, nell’acqua e nella catena alimentare I PFAS sono composti dotati di elevata persistenza nell’ambiente e di capacità di bioaccumulo. Tra le diverse possibili vie di assorbimento da parte dell’organismo umano, la via orale tramite consumo d’acqua potabile e di alimenti è la più significativa per la popolazione generale. La dimensione globale di questa contaminazione è stata dimostrata per la prima volta (2001) con il rinvenimento di PFOS nella fauna selvatica. Quasi contemporaneamente fu dimostrata la presenza del PFOA nel sangue di soggetti non esposti ai cicli di lavoro, ma la presenza di questa molecola era già stata dimostrata almeno vent'anni prima nel sangue di operai della 3M (produzione di sostanze adesive e pellicole). [1.4] Fonti di esposizione L'immissione nell'ambiente di PFOS, PFOA ed altri PFAS avviene attraverso l’utilizzo quotidiano e lo smaltimento di numerosi prodotti di consumo che li contengono, quasi sempre come impurità; con l’uso industriale e conseguente rilascio nell'ambiente; degradazione biotica o abiotica di polimeri che contengono un residuo perfluoroalchilico e danno origine, durante il processo di degradazione, a PFOS, PFOA e altri PFAS più corti, che sono molecole inerti. Questi precursori sono comunemente utilizzati e commercializzati e possono essere rilasciati nell'ambiente dai materiali di scarto industriali, dai prodotti e dagli articoli di consumo, oltre che durante la fase di smaltimento dei rifiuti solidi e liquidi, urbani e industriali. Oggi si conosce il contributo relativo delle varie fonti di esposizione umana a PFOS, PFOA ed altri PFAS, attraverso il cibo o i suoi contenitori, l'acqua potabile, il latte materno, la polvere di casa, l'aria atmosferica. Comunque le aree industrializzate sono generalmente più contaminate di quelle non industrializzate, testimoniando che le attività industriali sono fra le principali fonti di inquinamento dei fiumi da cui si attinge l’acqua potabile. Un’altra fonte di contaminazione dell'ambiente con i PFAS è la degradazione di precursori, come i fluorotelomeri (FTOH), usati in numerose applicazioni industriali e in prodotti di consumo quotidiano. Il PFOA si forma da questi precursori attraverso la biodegradazione nel suolo, nei fanghi e nelle acque reflue, oltre che in seguito a diverse reazioni chimiche nell'atmosfera. Anche i polimeri fluoroacrilici usati in molti prodotti commerciali possono subire una trasformazione nel suolo rilasciando FTOH che poi può formare PFOA ed altri PFAS. Poiché il PFOA è molto stabile, i livelli nell'ambiente tendono ad aumentare. [1.5] Contaminazione dell'acqua potabile Due sono le principali modalità con le quali i PFAS, PFOA e PFOS compresi, sono trasportati a distanza in regioni remote, per esempio l'Artico, dove si trovano nelle soluzioni acquose, nel ghiaccio e nella fauna selvatica. Nel primo caso, i precursori Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 7 volatili, come il FTOH, sono trasportati per via aerea nell'atmosfera, dove subiscono l'ossidazione a PFOA o ad altri PFAS che poi si depositano sul terreno o sulle acque superficiali. La seconda via è costituita dal trasporto con l'acqua dei PFAS che nella loro forma anionica si spostano con le correnti superficiali degli oceani. Un ruolo minore nel trasporto dei PFAS nelle regioni più remote del pianeta è svolto dai rifiuti galleggianti, soprattutto materiali plastici che possono contenerli come additivi oppure assorbirli passivamente dalla soluzione acquosa in cui sono immersi. Al pari di altri inquinanti delle falde acquifere, il PFOA può raggiungere i pozzi dell'acqua potabile attraverso le vie sotterranee di migrazione preformate di un plume acquifero contaminato. Il PFOA, analogamente ad altri inquinanti ambientali, può penetrare nelle falde acquifere anche attraverso l'immissione in aria nelle vicinanze di un sito industriale, cui segue la precipitazione al suolo e la migrazione successiva nella risorsa potabile. In Ohio e nella West Virginia (USA) un impianto industriale di proprietà della Dupont contaminò i pozzi localizzati a distanza di oltre 20 miglia. La contaminazione delle falde acquifere si verificò in seguito alla precipitazione al suolo del PFOA che era stato immesso nell'aria, con sua successiva migrazione nella falda acquifera, con il contributo della ricarica della falda da parte del fiume Ohio contaminato. Il PFOA raggiunse concentrazioni superiori a 4000 ng/litro 1 nell'acquedotto comunale e nei pozzi privati addirittura superiori a 13.000 ng/litro. In Veneto, in alcuni pozzi privati della zona di Lonigo sono state trovate concentrazioni di PFOA >19.000 ng/l di acqua. La sorgente inquinante le falde acquifere venete è stata identificata dall’ARPAV nella Miteni, una multinazionale produttrice di PFOA e altri PFAS che dagli anni 1960 li ha immessi in aria e nel torrente Poscola, affluente del fiume Agno. Il PFOA può contaminare le falde acquifere o le acque superficiali utilizzate per l'alimentazione umana provenendo da fonti diverse dai siti di rilascio industriale. Per esempio: dagli impianti di trattamento dei rifiuti domestici o di quelli urbani e industriali; dallo smaltimento delle acque di scolo stradali e piovane; da schiume antincendio; dall'applicazione sul suolo agricolo di ammendanti ricavati dal trattamento di reflui fognari urbani o da rifiuti industriali contaminati. [1.6] PFAS e catena alimentare Gli studi sulla catena alimentare hanno oramai definitivamente dimostrato l’elevata capacità di bioaccumulo dei PFAS negli animali posti al vertice della catena trofica (mammiferi e uccelli, acquatici e terrestri, e pesci). Lo studio della distribuzione temporale-spaziale dei PFAS mostra differenze sostanziali nelle regioni più interessate dalla persistenza ambientale dei PFAS, per esempio Groenlandia e il versante nordamericano dell’Artico. Nonostante i livelli dei PFAS siano in continuo aumento nelle regioni più a Nord del pianeta, recenti osservazioni compiute dai canadesi suggeriscono una tendenza alla riduzione dei livelli di PFOS nelle loro acque. Tuttavia le concentrazioni dei PFAS continuano ad aumentare nelle foche e negli orsi polari, a dimostrazione della loro capacità di bioaccumulo e biomagnificazione negli organismi superiori. ng = nanogrammo = 0,000000001(un miliardesimo di grammo)= 10-9 grammi Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) 1 pag. 8 Il PFOS (ma non il PFOA) è risultato presente nel muscolo di tutti i campioni (90) di Coregonus lavaretus (lavarello o coregone) e Perca fluviatilis (persico reale) pescati nel Lago Maggiore, con concentrazioni massime di 46 ng/g di peso secco. Da questa ricerca sui pesci del Lago Maggiore si deduce che i pesci possono rappresentare una fonte significativa di esposizione al PFOS tramite dieta. Il bioaccumulo nella catena alimentare e l'assunzione con la dieta di PFOA e PFOS è stata valutata in diversi organismi viventi appartenenti a vari livelli della piramide trofica (produttori primari, erbivori, filtratori, carnivori) nella laguna di Orbetello, Toscana. Nelle acque di quest’area parzialmente protetta, furono osservate concentrazioni di PFOA (ma non di PFOS) nettamente superiori a quelli riportati nella letteratura per gli oceani Pacifico e Atlantico e per il mar del Giappone. Rispetto ai dati della letteratura, concentrazioni molto più elevate sono state osservate nelle cozze, nelle vongole veraci e nei granchi; in questo sito i fiumi rappresentavano la via preponderante della contaminazione della laguna. Concentrazioni relativamente basse di PFAS furono osservate in 35 anguille pescate nel fiume Po e nella laguna di Comacchio, senza significative differenze fra i due siti. PFOS e PFOA erano presenti al disopra del limite di rilevabilità della metodica. Le concentrazioni dei PFAS nelle anguille del Po e delle Valli di Comacchio erano però inferiori a quelle di altri pesci europei, suggerendo un basso livello d’inquinamento da PFAS nelle due aree studiate. In un campione di scardola pescato nei dintorni di Creazzo, secondo i dati ARPAV, sono state riscontrate concentrazioni di PFOS di 57.000 ng/kg, valori fra i più alti in Europa. [1.7] Meccanismo di azione dei PFAS Nelle cellule dei roditori i PFAS inducono e interferiscono con le attività ossidative dei perossisomi che svolgono un ruolo essenziale nella regolazione del metabolismo lipidico e glucidico; nel controllo dei processi infiammatori associati con l’evoluzione dell’aterosclerosi; inducono la trascrizione di geni coinvolti nel metabolismo lipidico, determinando un incremento dell’ossidazione degli acidi grassi e una conseguente diminuzione del peso corporeo dell’animale. Comunque altri studi suggeriscono l’esistenza di altri bersagli molecolari. Oltre alla modulazione dei recettori nucleari, è probabile che gli effetti dei PFAS siano mediati anche da altri recettori nucleari. Negli epatociti di uomo e di roditori la risposta metabolica al PFOA e al PFOS determina un significativo spostamento dal metabolismo glucidico verso l'ossidazione degli acidi grassi e l'accumulo di trigliceridi a livello epatico; le variazioni sono più evidenti dopo esposizione degli epatociti al PFOS rispetto al PFOA. PFOS, PFOA e altri PFAS inibiscono l'attività della 11 beta-idrossisteroide deidrogenasi 1 (11betaHSD1), un enzima che svolge un ruolo importante per la produzione locale di alcuni glucocorticoidi, quali il cortisolo nell'uomo o i corticosteroidi nei roditori. L'attività inibitoria è stata dimostrata su cellule polmonari umane e murine, suggerendo una possibile interferenza con lo sviluppo fetale e neonatale dei polmoni. In ratti nutriti con dosi variabili di PFOA, su 500 geni analizzati, 106 erano costantemente iperespressi e 38 ipoespressi in tutti gruppi, indipendentemente dal Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 9 dosaggio somministrato; tuttavia, nei soggetti che ricevettero le dosi più alte di PFOA, fu osservato che oltre 800 geni subivano variazioni dell'espressione genica 2. I geni più frequentemente iperespressi controllano il trasporto del metabolismo dei lipidi. Le altre categorie di geni iperespressi sono coinvolti nella comunicazione fra cellule, nell’adesione e nella crescita cellulare, nell'apoptosi 3, nelle vie di regolazione della sintesi ed escrezione ormonale, nella trasmissione del segnale fra cellule. Fra i geni la cui espressione era ridotta o abolita alcuni sono implicati nel trasporto dei lipidi, nelle risposte infiammatorie e immunitarie e nell'adesione cellulare. Alcuni ricercatori hanno dimostrato variazioni dei profili di espressione genica transgenerazionali, cioè visibili nella progenie di madri nutrite durante la gravidanza con PFOA ed altri PFAS 76. I risultati di questi esperimenti dimostrano come i PFAS possono alterare profondamente l’espressione di numerosi geni essenziali per l’omeostasi dell’organismo. I PFAS sono interferenti endocrini, per cui è logico attendersi che gli effetti sulle ghiandole endocrine siano argomento di intensa ricerca, sia negli uomini che negli animali. Particolare preoccupazione suscitano gli effetti degli interferenti endocrini ambientali sull’apparato riproduttivo maschile e femminile durante il periodo prenatale e dello sviluppo evolutivo. [1.8] Meccanismi tossicologici La tossicità dei PFAS, che sono resistenti alla biotrasformazione, è dovuta ai composti originari e non a suoi metaboliti. I PFAS, interagendo con recettori e proteine cellulari influenzano la biotrasformazione di molecole alimentari, di metaboliti intermedi e di xenobiotici; modificano inoltre numerose attività enzimatiche e la cinetica di trasporto di molte molecole. PFOA e PFOS attivano i PPAR aumentando la trascrizione mitocondriale e perossisomiale del metabolismo lipidico, la biosintesi e il metabolismo degli steroli e degli acidi biliari, l'attività di geni che regolano il metabolismo del retinolo. Essi possono anche attivare il recettore costitutivo per l'androstano (CAR), il recettore per i farnesoidi (FXR) e il recettore per il pregnano X (PXR). L’Assorbimento dei PFAS può avvenire mediante più vie (orale, respiratoria, dermica) sia nell’uomo che negli animali. L'assorbimento richiede il trasporto attraverso l’intestino, i polmoni e la cute. Poiché i PFAS sono oleorepellenti e solubili in soluzioni acquose (minimamente solubili nei lipidi del corpo), il passaggio attraverso le membrane delle cellule polmonari, gastrointestinali e cutanee coinvolge i trasportatori attivi o meccanismi diversi dalla diffusione semplice attraverso il doppio strato lipidico. Queste proteine partecipano all'assorbimento degli anioni organici presenti nel lume gastrointestinale e al loro trasporto nel sangue. I PFAS si distribuiscono nell’organismo mediante legame non covalente con le proteine plasmatiche, principalmente con l'albumina. La distribuzione dopo esposizione orale è stata studiata solo nei ratti, mentre nei primati esistono soltanto studi indiretti. Negli esseri umani il PFOS si distribuisce principalmente nel fegato e nel sangue. il processo attraverso cui l'informazione contenuta in un gene (costituita di DNA) viene convertita in una macromolecola funzionale cioè una proteina. 3 morte cellulare programmata. Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) 2 pag. 10 Per quanto riguarda il PFOS, gli esperimenti condotti dimostrano che con l'aumentare delle concentrazioni diminuisce la capacità dell'albumina di legare diversi farmaci e gli acidi grassi, i cui siti specifici di legame sono occupati dal PFOS. Le variazioni conformazionali dell'albumina che si verificano dopo il legame con il PFOS, e probabilmente anche con gli altri PFAS, potrebbero influenzare le capacità di trasporto dell'albumina e delle altre proteine di numerosi composti endogeni ed esogeni, fra i quali acidi biliari, acidi grassi, vitamine, farmaci e pesticidi. Il PFOS ha una notevole affinità di legame con la proteina di legame con gli ormoni tiroidei, la transtiretina (TTR), per la quale compete con la tiroxina (T4). L’affinità per la TTR è una proprietà posseduta da tutti i PFAS ed è massima, fra i composti testati, per i membri della famiglia con 8 atomi di carbonio (C8), cui appartengono le due molecole più note, il PFOA e il PFOS. E’ stato dimostrato che il PFOS inibisce in modo competitivo la liver-fatty acid binding protein (L-FABP) che è un trasportatore intracellulare dei lipidi. Il PFOS è stato rinvenuto nel sangue del cordone ombelicale e nel latte materno, a dimostrazione della sua capacità di attraversare la placenta. [1.9] Valutazione del rischio da PFOA e PFOS nell’acqua potabile Negli studi sugli animali il PFOA ha conseguito soprattutto epatotossicità, manifestatasi con epatomegalia, e numerosi altri effetti tossici non cancerogeni, principalmente sulle ghiandole endocrine, sul sistema nervoso e sul sistema immunitario. L'esposizione cronica a PFOA induce alcuni tipi di tumore nei ratti, soprattutto testicolari, pancreatici, epatici e mammari. Nel 2005 l'USEPA 4 concluse che vi erano prove "suggestive" sulla cancerogenicità del PFOA, anche se i ¾ degli esperti invitarono l'agenzia ad assumere una posizione più chiara e a definire il PFOA "probabilmente cancerogeno per gli esseri umani", secondo le linee guida sulla definizione di sostanze cancerogene della stessa USEPA. In questo momento, negli Stati Uniti non vi sono regolamenti o linee guida standard federali sui PFAS e soltanto alcuni Stati (Minnesota, Carolina del Nord, New Jersey, Maine) hanno emanato norme, a volte notevolmente diverse fra di loro, sui livelli "accettabili" dei PFAS nelle acque potabili. Lo Stato americano del New Jersey stabilì nel 2007 un limite compatibile con la salute umana di 40 ng/litro nell'acqua potabile per il PFOA. Questo valore guida per la “compatibilità” con la salute umana del PFOA nell’acqua potabile proposto dalle autorità New Jersey è tra i più bassi al mondo. I motivi di questa decisione risiedono soprattutto nella scelta degli esperti dello stato del New Jersey di applicare i fattori d’incertezza, utilizzati nella costruzione delle dosi di riferimento, ai livelli ematici di PFOA non associati ad eventi avversi noti. Nel 2006, il Committee on Toxicity (COT) of Chemicals in Food Consumer and Environment, del Regno Unito aveva stabilito per il PFOA una TDI 5 di 3000 ng/kg/die. Per il PFOS, sempre nel 2006 il COT determinò una TDI di 300 ng/kg/die; questo limite fu poi ridotto a 150 ng/kg/die nel 2009. United States Environmental Protection Agency 5 TDI = Tolerable Daily Intake = dose giornaliera tollerabile Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) 4 pag. 11 Nel 2008 l'EFSA (European Food and Safety Authority) stabilì la TDI per il PFOA 1500 ng/kilogrammi/giorno. Questa TDI corrisponde a un livello equivalente di 52,5 µg/litro nell'acqua potabile per un adulto di 70 kg che assuma 2 litri di acqua al giorno e di 10,5 µg/litro considerando un contributo relativo del 20% la dose totale di esposizione giornaliera. Per quanto riguarda il PFOS l'EFSA ha definito una TDI di 150 ng/kg/die. Nel Minnesota (USA) il dipartimento per la salute sviluppò uno Health Risk Limit (HRL) o limite di rischio per la salute con l'assenza di effetti tossici non neoplastici in caso di esposizione cronica la concentrazione di 0,3 µg/litro (= 300 ng/l) di PFOA nell'acqua potabile. Questo studio, che fu sponsorizzato dall’industria produttrice, fu fortemente criticato per numerosi limiti metodologici. L'USEPA nel 2009 propose un limite provvisorio di 0,4 µg/litro (400 ng/L) per il PFOA e 0,2 µg/litro (200 ng/L) per il PFOS nell'acqua potabile per l'esposizione a breve termine (10 giorni) considerando uno scenario di esposizione per i soli bambini. In Germania, fino al 2006, non esistevano limiti specifici per PFOA né per gli altri PFAS, molecole alle quali potevano essere applicate le regole valide per le sostanze non genotossiche presenti nell'acqua potabile. Queste norme generali furono introdotte nel 2003 e prevedono un limite precauzionale compatibile con la salute umana "Health Based Precautionary Value” (HPV1) di 0,10 µg/ litro (=100 ng/litro), limite ridotto a 0,01 µg/litro (=10 ng/litro) per le sostanze altamente genotossiche. Tuttavia, proprio in quegli anni cominciavano a comparire lavori scientifici di elevata qualità nei quali fu osservato un potenziale genotossico indiretto e relativamente elevato anche per concentrazioni di PFOA non citotossiche, con un meccanismo di genotossicità simile a quello di altri interferenti endocrini, per esempio ftalati o bromuri, che attivano i PPAR e inducono il rilascio di radicali ossigeno. Un altro lavoro pubblicato nel 200671 aveva dimostrato altri effetti citotossici indiretti del PFOA consistenti nell'induzione ed inibizione di un elevato numero di geni che controllano il metabolismo lipidico, glucidico, proteico; l'adesione cellulare; la comunicazione fra cellule; la regolazione degli ormoni, delle risposte immunitarie, della crescita e dell'apoptosi cellulare. Pertanto, secondo gli estensori delle linee guide tedesche "… Non si può escludere con certezza che il PFOA e/o il PFOS siano potenzialmente genotossici e quindi cancerogeni per gli esseri umani, sebbene non sia in questo momento possibile quantificare questo rischio. Così, fino a quando non saranno acquisiti nuovi dati, il valore provvisorio HPV1 può essere utilizzato per stabilire il valore limite delle concentrazioni totali combinate di PFOA, PFOS e di ogni altro PFAS presente nell'acqua potabile…”. Il valore di HPV1 si riferisce ad un’esposizione che duri per tutta la vita e si applica a persone adulte e donne non gravide. Per esposizioni di durata inferiore a tutta la vita è possibile fornire alcuni limiti operativi che rendono eventuali eccessi “tollerabili” per la salute e l’igiene pubblica per brevi periodi (cfr. Tabella 1). I limiti suggeriti devono considerarsi come valori pragmatici orientativi per la salute che contemplano la mancanza di dati sufficienti e la possibilità che alcuni rischi tossici attribuibili alla presenza di altri PFAS a lunga o corta catena diversi da PFOA e PFOS non siano ancora identificati. Pertanto, la commissione per l'acqua potabile del ministero tedesco per la salute raccomanda che l'acqua potabile contenente una concentrazione combinata di PFOA e PFOS superiore a 500 ng/litro non sia utilizzata per alimentare i bambini. Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 12 Inoltre, le donne durante la gravidanza dovrebbero evitare regolarmente di bere acqua con questi livelli di contaminazione sia come tale che in altre bevande. Tabella 1 - Livelli cautelativi e operativi dei PFAS nell'acqua potabile validi in Germania Descrizione limite HPV1 valido come limite di esposizione ideale per tutta la vita per gli adulti e le donne non gravide PAV10, tollerabile per un massimo di dieci anni PAV3, tollerabile per un massimo di tre anni PAV1, Tollerabile per un massimo di un anno PAV0, richiede provvedimenti immediati per ridurre l’assunzione di PFOA e PFOS con l’acqua potabile da parte degli adulti concentrazione 100 ng/l 101-600 ng/l 601-1500 ng/l 1501-5000 ng/l >5000 ng/l Fatte le debite proporzioni di peso corporale e della necessità di assumere liquidi e tenuto conto dello stato di gravidanza i limiti per i bambini entro il primo anno di vita, per donne incinte e per la preparazione delle formule di latte artificiale per lattanti in Germania è fissato <500 ng/l dal momento che PFOA e PFOS passano nel feto attraverso la placenta. Con la nota prot. 2565 del 29/01/2014 130, Il Ministero Italiano della Salute ha ribadito “…la raccomandazione di assicurare adeguate misure di prevenzione della contaminazione delle acque di origine e, a livello impiantistico, l’implementazione di tecniche di adsorbimento e/o filtrazione attraverso membrane di provata efficienza per la rimozione di PFAS nella filiera di produzione e distribuzione delle acque destinate al consumo umano. Nello scenario di contaminazione rappresentato, il Ministero ritiene che l’applicazione delle citate tecnologie possa garantire nelle acque trattate almeno i seguenti livelli di performance (obiettivo): PFOS PFOA Altri PFAS ≤ 0,03 µg /l (30 ng/litro) ≤ 0,5 µg/l (500 ng/litro) ≤ 0,5 µg/l (500 ng/litro)” L’Istituto Superiore di Sanità, successivamente (2015), ha innalzato i limiti “obiettivo o di performance” relativi a due dei composti perfluoroalchilici, PFBA e PFBS, praticamente raddoppiando le concentrazioni totali dei PFAS nelle acque potabili. Infatti, con il parere del giorno 11.8.2015, prot. 0024565, i nuovi limiti di performance sono così definiti, per un totale di 2030 ng/l contro i precedenti 1030 ng/l: PFOS PFOA PFBA PFBS Altri PFAS ≤ 0,03 µg/l (30 ng/litro) ≤ 0,5 µg/l (500 ng/litro) ≤ 0,5 µg/l (500 ng/litro) ≤ 0,5 µg/l (500 ng/litro) ≤ 0,5 µg/l (500 ng/litro) Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 13 Tabella 2 - Valori nelle acque potabili e dose tollerabile giornaliera per chilo di peso corporeo (TDI: Tolerable Daily Intake) relativi a PFOA (acido perfluoroottanoico), PFOS (acido perfluoroottansulfonico) e alla somma delle loro concentrazioni (PFOA + PFOS), secondo quanto proposto da diversi enti regolatori europei e statunitensi (citati dall’Istituto Superiore di Sanità, parere Prot. 07/06/2013 – 0022264). VALORI PROPOSTI ENTE REGOLATORE EFSA (Autorità Europea di Sicurezza Alimentare) 2008 “Admissable health based precautionary value”: obiettivo di qualità a lungo termine (esposizione per tutta la vita) genericamente indicato per le sostanze non “Strictly health based guide value”: Trinkwasserkommission (Commissione per le acque potabili, GERMANIA) 2006 U.S. EPA (Agenzia per la Protezione dell'Ambiente, USA) 2009 concentrazione tollerabile considerando una esposizione per tutta la vita in tutti i gruppi di popolazione PFOA + PFOS – 0,1 μg/L (100 ng/L) PFOA DOSE TOLLERABILE GIORNALIERA (TDI) PFOS PFOA PFOS – – 1,5 μg/kg p.c. (1.500 ng/kg p.c.) 0,15 μg/kg p.c. (150 ng/kg p.c.) – – – – 0,3 μg/L (300 ng/L) “Precautionary action value for infants”: concentrazione che richiede provvedimenti 0,5 μg/L precauzionali per la riduzione (500 ng/L) dell'assunzione di PFOA e PFOS nei neonati/lattanti e nelle donne in gravidanza “Precautionary action value for adults”: 5 μg/L concentrazione che richiede provvedimenti (5000 ng/L) precauzionali per la riduzione dell'assunzione di PFOA e PFOS negli adulti – I valori relativi alle acque potabili sono definiti: “Provisional Health Advisory value“ 0,4 μg/L (400 ng/L) 0,2 μg/L (200 ng/L) – 10 μg/L (10.000 ng/L) UK COT (Committee on Toxicity of Chemicals in Food, Consumer Products and Environment, UK) 2006 0,3 μg/L (300 ng/L) – – – 3,0 μg/kg p.c. (3.000 ng/kg p.c.) UK DWI/COT (Drinking Water Inspectorate, UK) 2009 – – – vedi EFSA UK HPA (Health Protection Agency, UK) 2007 “Recommended maximum acceptable concentration” 0,2 μg/kg p.c. (200 ng/kg p.c.) – 0,08 μg/kg p.c. (80 ng/kg p.c.) – 0,3 μg/kg p.c. (300 ng/kg p.c.) vedi EFSA [1.10] La normativa italiana sull’acqua potabile e i PFAS I tecnici dell'Istituto Superiore di Sanità, nella loro nota del Ministero della Salute prot. 2565 del 29/01/2014, ricordano correttamente che: "… I requisiti di idoneità di un'acqua per il consumo umano, incluso l'utilizzo potabile ed altri impieghi domestici, sono stabiliti dal D. Lgs. 31/2001 e s.m.i., recepimento della direttiva europea 98/83/CE, in base al quale l'acqua, nei punti in cui è attinta per il consumo umano, deve essere conforme ad una serie di parametri chimici indicati nell'allegato I dello stesso decreto. I parametri, o valori guida, stabiliti nell'allegato I della direttiva, rappresentano requisiti minimi di sicurezza relativi a un numero relativamente limitato di sostanze chimiche di interesse prioritario per caratteristiche tossicologiche o per diffusione. In aggiunta alle sostanze regolamentate, molteplici elementi e composti chimici, di origine geologica indigena o antropica rilasciati nelle risorse idriche di origine, prodotti nel corso dei trattamenti dei sistemi idrici, o migrati nelle acque da prodotti materiale in contatto con essa, laddove non efficacemente rimosse nella filiera di potabilizzazione, potrebbero ritrovarsi nelle acque al punto di consumo per rappresentare dei fattori di rischio per la salute umana. La protezione della qualità delle acque destinate al consumo umano deve quindi essere perseguita anche rispetto a elementi o composti chimici non espressamente considerate della direttiva, che possono tuttavia rappresentare potenziali fattori di rischio, in ottemperanza al principio generale, secondo il quale le acque destinate al consumo umano non contengono microrganismi, parassiti o altre sostanze, in quantità o concentrazione tale da rappresentare un potenziale pericolo per la salute umana". "Sulla base della normativa vigente", proseguono ancora i tecnici dell'Istituto superiore di sanità, "la ricerca e il controllo di sostanze non normate, tra cui i composti perfluoroalchilici (PFAS), nelle acque da destinare e destinate al consumo umano sono responsabilità dell'azienda unità sanitaria locale competente per territorio, che è tenuta ad assicurare una ricerca supplementare, caso per caso, delle sostanze o dei microrganismi per i quali non sono stati fissati i valori di parametro a norma dell'allegato I, qualora vi sia motivo di sospettarne la presenza in quantità o concentrazioni tali da rappresentare un potenziale pericolo per la salute umana" (articolo 8, comma 3, DLGs 31/2001). [1.11] La presenza dei PFAS nell’ecosistema dell’alto vicentino La prima testimonianza qualificata della presenza di queste sostanze nell’ecosistema della valle dell’Agno-Chiampo si trova a pagina 204 della pubblicazione “Progetto Arzignano salute”(2010), liberamente scaricabile dal sito istituzionale dell’ULSS5 Ovest vicentino,[www.ulss5.it], dove si afferma che “Tra le sostanze usate nell’industria conciaria (oltre che in molte altre lavorazioni) vi sono i composti organici fluorinati (fluorinated organic compouds, FOCs), tra cui perfluorottano sulfonato (perfluorooctane sulfonate, PFOS), perfluoro ottanato (perfluorooctanoate, PFOA) e perfluorottano sulfanilamide (perfluorooctane sulfonylamide, PFOSA). Questi sono dei tensioattivi organici ampiamente utilizzati nel campo industriale che consentono di dare delle colorazioni resistenti allo scolorimento e all’acqua e creare dei rivestimenti resistenti all’olio, vengono anche usati come pesticidi in agricoltura.” [1.12] Documentazione amministrativa e informativa ufficiale 1. Ministero dell’ambiente e della tutela del territorio e del mare – CNR IRSA Istituto di Ricerca sulle Acque. Scheda informativa della convenzione per la Realizzazione di uno studio di valutazione del Rischio Ambientale e Sanitario associato alla contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) nel Bacino del Po e nei principali bacini fluviali italiani. Prot. Ministero Ambiente DVA-2010-0031278 del 24/12/2010 (firma dEl Dirigente MATTM, dott. Zaghi) . Prot. IRSA-CNR N. 21/2011 del 10/01/2011 (forma del Direttore IRSA, dott. Pettine) (All. 1) 2. Polesello S., Pagnotta R., Marziali L., Patrolecco L., Rusconi M., Stefani F., Valsecchi S.. Ministero dell’Ambiente e della Tutela del Territorio e del Mare Istituto di Ricerca sulle Acque – CNR (2011-2013). Realizzazione di uno studio di valutazione del Rischio Ambientale e Sanitario associato alla contaminazione da sostanze perfluoro-alchiliche (PFAS) nel Bacino del Po e nei principali bacini fluviali italiani. Relazione finale. (All. 2) 3. Parere dell’Istituto Superiore di Sanità – prot 07/06/2013-0022264 Ritrovamento di sostanze perfluorurate nelle acque superficiali e potabili della provincia di Vicenza. (All.3 ) 4. DGR n. 1490 del 12 agosto 2013. Istituzione della Commissione tecnica per la valutazione della problematica della presenza di sostanze perfluoro – alchiliche (PFAS) nelle acque potabili e nelle acque superficiali della provincia di Vicenza e comuni limitrofi, e per la formulazione di proposte in ordine alla tutela della salute pubblica. (All.4) 5. Agenzia Regionale per la Prevenzione e Protezione Ambientale del Veneto. Stato dell’inquinamento da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) in provincia di Vicenza, Padova, e Verona. Padova 30/09/2013. (All. 5) 6. Riccarco Crebelli ISS. Tossicità a valori guida delle sostanze perfluoroalchiliche: stato dell’arte. Ppw presentato al Convegno “I PFAS nelle acque italiane: distribuzione e rischi”. Milano, 22/10/2013 (All. 6) 7. Francesca Russo Regione Veneto. PFAS. Caso studio del Bacino del Brenta Ppw presentato al Convegno “I PFAS nelle acque italiane: distribuzione e rischi”. Milano, 22/10/2013 (All. 7) 8. DGR n. 168 del 20/02/2014. Pianificazione delle attività a tutela della salute dei soggetti esposti alla presenza di sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) nelle acque potabili.(All. 8) 9. DGR n. 619 del 29/04/2014. Variazione della composizione della commissione tecnica per la valutazione della problematica della presenza di sostanze perfluoro-alchiliche (Pfas) nelle acque potabili e nelle acque superficiali della Provincia di Vicenza e Comuni limitrofi, e per la formulazione di proposte in ordine alla tutela della salute pubblica. Parziale modifica della Dgr n. 1490 del 12.8.2013.(All. 9) 10. DGR n. 764 del 27/05/2014. Approvazione dell'Accordo di collaborazione tra la Regione del Veneto e l'Istituto superiore di sanità (ISS) finalizzato al ''Supporto tecnico scientifico, analitico e consultivo per l'analisi di rischio correlato alla contaminazione da PFAS di matrici ambientali e filiera idro potabile in talune circostanze territoriali e potenziale trasferimento di PFAS alla filiera alimentare e allo studio di biomonitoraggio''.(All. 10) 11. DGR n. 1570 del 26/08/2014. Programma campionamento alimenti di produzione locale per ricerca di Pfass.(All. 11) Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 16 12. DGR n. 1869 del 14/10/2014. Accordo di collaborazione tra la Regione del Veneto e l'Istituto superiore di sanità (Iss) finalizzato al ''Supporto tecnico scientifico, analitico e consultivo per l'analisi di rischio correlato alla contaminazione da Pfas di matrici ambientali e filiera idro - potabile in talune circostanze territoriali e potenziale trasferimento di Pfas alla filiera alimentare e allo studio di biomonitoraggio'' di cui alla Dgr n. 764 del 27.5.2014. Impegno di spesa.(All. 12) 13. Parere dell’Istituto Superiore di Sanità – prot 18/03/2015-0007557 Analisi campioni alimenti contaminati da sostanze perfluoalchiliche. (All. 13) 14. F. Russo, M. Vazzoler, L. Tagliapietra - Regione Veneto – Area Sanità e sociale Sez. Attuazione programmazione sanitaria settore promozione e sviluppo Igiene e Sanità Pubblica. PFAS Acqua Potabile. Rapporto tecnico (Aggiornamento ai 1/04/2015)- Venezia, aprile 2015 (All. 14). 15. F. Russo, M. Vazzoler, L. Tagliapietra, P. Vazzoler - Regione Veneto – Area Sanità e sociale Sez. Attuazione programmazione sanitaria settore promozione e sviluppo Igiene e Sanità Pubblica – ARPAV Osservatorio acque interne. PFAS Acqua destinasta al consumo umano. Rapporto tecnico (Aggiornamento ai 01/07/2015) Venezia, luglio 2015 (All. 15) 16. Parere dell’Istituto Superiore di Sanità – prot 11/08/2015-0024565. Richiesta definizione livelli di performance per le acque potabili relativi ai composti PFBA e PFBS. (All. 16) 17. Nota della Sezione Prevenzione e Sanità Pubblica prot 2/10/2015-395972 . Rilevamento sostanze perfluoro alchiliche in campioni di alimenti come da DGR 1540/2014 6 relazione dal 1 marzo 2015 aggiornata alla data 30 settembre 2015. (All. 17) 18. Deliberazione Giunta Regionale del Veneto n. 1517 del 29/10/2015. Sorveglianza sostanze perfluoroalchiliche(PFAS): acquisizione dei livelli di riferimento per i parametri “Altri PFAS” nelle acque destinate al consumo umano, nonché individuazione delle aree di esposizione per gli ambiti territoriali interessati dalla presenza di PFAS. (BUR n. 107 del 10/11/2015)(All. 18) 19. F. Russo, M. Vazzoler, L. Tagliapietra, F. Strazzabosco, F. Ferro, P. Rocca, V. Restaino, I. Saccardo, M. Mazzola, P. Vazzoler, F. Ragusa - Regione Veneto – Sez. Attuazione programmazione sanitaria settore promozione e sviluppo Igiene e Sanità Pubblica, Sezione Tutela Ambiente – Settore Sistema Idrico Integrato – ARPAV. Ritrovamento di sostanze perfluoro alchiliche in alcuni ambiti del territorio regionale. Analisi integrata preliminare delle aree di esposizione e primi indirizzi di Grading del rischio. Venezia , ottobre 2015.(All.19) 20. Regione Veneto. Sezione Veterinaria e sicurezza alimentare. Prot. 451915 del 6.11.2015. Richiesta di risultato piano monitoraggio su alimenti per determinazione sostanze perfluoroalchiliche. Campionamento alimenti di produzione locale per ricerca di PFASs. (All. 20) 21. F. Russo, M. Vazzoler, L. Tagliapietra, P. Vazzoler - Regione Veneto – Area Sanità e sociale Sez. Attuazione programmazione sanitaria settore promozione e sviluppo Igiene e Sanità Pubblica – ARPAV Osservatorio acque interne. PFAS Acqua destinasta al consumo umano. Rapporto tecnico (Aggiornamento ai 01/10/2015) Venezia, dicembre 2015 (All. 21) 22. F. Russo, M. Vazzoler, L. Tagliapietra - Regione Veneto – Sez. Attuazione programmazione sanitaria settore promozione e sviluppo Igiene e Sanità Pubblica. La citazione della DGR non è corretta Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) 6 pag. 17 Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) nelle acque ad uso umano. Documento di sintesi (Aggiornamento novenbre 2015) - Venezia, dicembre 2015 (All. 22) 23. ARPAV – Regione Veneto. Contaminazione diffusa da sostanze Perfluoroalchiliche (PFAS) nel Veneto. Azioni di controllo integrato. Poster esposto alla XXII Conferenza del sistema nazionale per la protezione dell’ambiente. (All. 23) 24. Relazione dell’Istituto Superiore di Sanità prot.19/02/2016-0004930. Risultati analitici dei controlli sulle sostanze perfluorate su alimenti (All. 24) Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 18 [2.] Bibliografia 1. Buck, R. C. et al. Perfluoroalkyl and Polyfluoroalkyl Substances in the Environment: Terminology, Classification, and Origins. Integr. Environ. Assess. Manag. 7, 513–541 (2011). 2. Rotander, A. et al. Novel Fluorinated Surfactants Tentatively Identified in Firefighters Using Liquid Chromatography Quadrupole Time-of-Flight Tandem Mass Spectrometry and a Case-Control Approach. Environ. Sci. Technol. 49, 2434–2442 (2015). 3. ENVPFC - OECD. at <http://www.oecd.org/ehs/pfc/> 4. Kennedy, G. L., Jr et al. The toxicology of perfluorooctanoate. Crit. Rev. Toxicol. 34, 351–384 (2004). 5. Calafat, A. M., Kuklenyik, Z., Caudill, S. P., Reidy, J. A. & Needham, L. L. Perfluorochemicals in pooled serum samples from United States residents in 2001 and 2002. Environ. Sci. Technol. 40, 2128–2134 (2006). 6. Diderich, M. B. (Organization for Economic Co-operation and Development), 2002. Co-operation on existing chemicals. Hazard asses- sment of perfluorooctane sulfonate (PFOS) and its salts. ENV/JM/RD(2002)17/FINAL, Paris. DRAFT Assess. PERFLUOROOCTANE SULFONATE PFOS ITS SALTS COMPLETE ASSESSMEN (2002). at <http://static.ewg.org/files/OECD_PFOS.pdf> 7. Giesy, J. P. & Kannan, K. Global distribution of perfluorooctane sulfonate in wildlife. Environ. Sci. Technol. 35, 1339–1342 (2001). 8. Minoia, C. et al. 2 PFOS e PFOA. G Ital Med Lav Erg 30, 309–323 (2008). 9. Trier, X., Granby, K. & Christensen, J. H. Polyfluorinated surfactants (PFS) in paper and board coatings for food packaging. Environ. Sci. Pollut. Res. Int. 18, 1108–1120 (2011). 10. Davis, K. L., Aucoin, M. D., Larsen, B. S., Kaiser, M. A. & Hartten, A. S. Transport of ammonium perfluorooctanoate in environmental media near a fluoropolymer manufacturing facility. Chemosphere 67, 2011–2019 (2007). 11. Martin, J. W., Asher, B. J., Beesoon, S., Benskin, J. P. & Ross, M. S. PFOS or PreFOS? Are perfluorooctane sulfonate precursors (PreFOS) important determinants of human and environmental perfluorooctane sulfonate (PFOS) exposure? J. Environ. Monit. 12, 1979 (2010). 12. Prevedouros, K., Cousins, I. T., Buck, R. C. & Korzeniowski, S. H. Sources, Fate and Transport of Perfluorocarboxylates. Environ. Sci. Technol. 40, 32–44 (2006). 13. Parere dell’Istituto Superiore di Sanità sul ritrovamento di PFAS nelle acque superficiali e potabili della provincia di Vicenza e comuni limitrofi, 7/6/2013. at <http://prevenzione.ulss20.verona.it/docs/Sian/IgieneNutrizione/Acque/Pfas/ISS_p erfluorurati_a_Vicenza_0613.pdf> 14. Rischio associato alla presenza di sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) nelle acque potabili e nei corpi idrici recettori di aree industriali nella provincia di Vicenza e aree limitrofe. Relazione IRSA-CNR 25 marzo 2013. at <http://www.areaberica.org/images/PFOA/Relazione_IRSA__CNR_25_marzo_2013.pdf> 15. Hansen, K. J., Clemen, L. A., Ellefson, M. E. & Johnson, H. O. Compoundspecific, quantitative characterization of organic fluorochemicals in biological matrices. Environ. Sci. Technol. 35, 766–770 (2001). 16. Ubel, F. A., Sorenson, S. D. & Roach, D. E. Health status of plant workers exposed to fluorochemicals--a preliminary report. Am. Ind. Hyg. Assoc. J. 41, 584– 589 (1980). Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 19 17. Lau, C. et al. Perfluoroalkyl acids: a review of monitoring and toxicological findings. Toxicol. Sci. Off. J. Soc. Toxicol. 99, 366–394 (2007). 18. Paul, A. G., Jones, K. C. & Sweetman, A. J. A first global production, emission, and environmental inventory for perfluorooctane sulfonate. Environ. Sci. Technol. 43, 386–392 (2009). 19. Sinclair, E. & Kannan, K. Mass loading and fate of perfluoroalkyl surfactants in wastewater treatment plants. Environ. Sci. Technol. 40, 1408–1414 (2006). 20. Post, G. B., Cohn, P. D. & Cooper, K. R. Perfluorooctanoic acid (PFOA), an emerging drinking water contaminant: A critical review of recent literature. Environ. Res. 116, 93–117 (2012). 21. D’Hollander, W., de Voogt, P., De Coen, W. & Bervoets, L. Perfluorinated substances in human food and other sources of human exposure. Rev. Environ. Contam. Toxicol. 208, 179–215 (2010). 22. Kunacheva, C. et al. Worldwide surveys of perfluorooctane sulfonate (PFOS) and perfluorooctanoic acid (PFOA) in water environment in recent years. Water Sci. Technol. J. Int. Assoc. Water Pollut. Res. 66, 2764–2771 (2012). 23. Kunacheva, C. et al. Contamination of perfluorinated compounds (PFCs) in Chao Phraya River and Bangpakong River, Thailand. Water Sci. Technol. J. Int. Assoc. Water Pollut. Res. 60, 975–982 (2009). 24. Lim, T. C., Wang, B., Huang, J., Deng, S. & Yu, G. Emission inventory for PFOS in China: review of past methodologies and suggestions. ScientificWorldJournal 11, 1963–1980 (2011). 25. Butt, C. M., Muir, D. C. G. & Mabury, S. A. Biotransformation pathways of fluorotelomer-based polyfluoroalkyl substances: a review. Environ. Toxicol. Chem. SETAC 33, 243–267 (2014). 26. D’Eon, J. C. et al. Observation of a commercial fluorinated material, the polyfluoroalkyl phosphoric acid diesters, in human sera, wastewater treatment plant sludge, and paper fibers. Environ. Sci. Technol. 43, 4589–4594 (2009). 27. Lee, H., D’eon, J. & Mabury, S. A. Biodegradation of polyfluoroalkyl phosphates as a source of perfluorinated acids to the environment. Environ. Sci. Technol. 44, 3305–3310 (2010). 28. Washington, J. W. et al. Degradability of an acrylate-linked, fluorotelomer polymer in soil. Environ. Sci. Technol. 43, 6617–6623 (2009). 29. Russell, M. H., Berti, W. R., Szostek, B. & Buck, R. C. Investigation of the biodegradation potential of a fluoroacrylate polymer product in aerobic soils. Environ. Sci. Technol. 42, 800–807 (2008). 30. Butt, C. M., Muir, D. C. G. & Mabury, S. A. Elucidating the pathways of polyand perfluorinated acid formation in rainbow trout. Environ. Sci. Technol. 44, 4973– 4980 (2010). 31. Butt, C. M., Berger, U., Bossi, R. & Tomy, G. T. Levels and trends of poly- and perfluorinated compounds in the arctic environment. Sci. Total Environ. 408, 2936– 2965 (2010). 32. Stemmier, I. & Lammel, G. Pathways of PFOA to the Arctic: variabilities and contributions of oceanic currents and atmospheric transport and chemistry sources. Atmospheric Chem. Phys. 10, 9965–99080 (2010). 33. Zhao, Z. et al. Distribution and long-range transport of polyfluoroalkyl substances in the Arctic, Atlantic Ocean and Antarctic coast. Environ. Pollut. Barking Essex 1987 170, 71–77 (2012). 34. Zarfl, C. & Matthies, M. Are marine plastic particles transport vectors for Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 20 organic pollutants to the Arctic? Mar. Pollut. Bull. 60, 1810–1814 (2010). 35. Steenland, K. et al. Predictors of PFOA levels in a community surrounding a chemical plant. Environ. Health Perspect. 117, 1083–1088 (2009). 36. Shin, H.-M., Vieira, V. M., Ryan, P. B., Steenland, K. & Bartell, S. M. Retrospective exposure estimation and predicted versus observed serum perfluorooctanoic acid concentrations for participants in the C8 Health Project. Environ. Health Perspect. 119, 1760–1765 (2011). 37. Hoffman, K. et al. Private Drinking Water Wells as a Source of Exposure to Perfluorooctanoic Acid (PFOA) in Communities Surrounding a Fluoropolymer Production Facility. Environ. Health Perspect. 119, 92–97 (2011). 38. Post, G. B., Louis, J. B., Cooper, K. R., Boros-Russo, B. J. & Lippincott, R. L. Occurrence and potential significance of perfluorooctanoic acid (PFOA) detected in New Jersey public drinking water systems. Environ. Sci. Technol. 43, 4547–4554 (2009). 39. Kim, S.-K. & Kannan, K. Perfluorinated acids in air, rain, snow, surface runoff, and lakes: relative importance of pathways to contamination of urban lakes. Environ. Sci. Technol. 41, 8328–8334 (2007). 40. Murakami, M., Shinohara, H. & Takada, H. Evaluation of wastewater and street runoff as sources of perfluorinated surfactants (PFSs). Chemosphere 74, 487– 493 (2009). 41. Moody, C. A., Hebert, G. N., Strauss, S. H. & Field, J. A. Occurrence and persistence of perfluorooctanesulfonate and other perfluorinated surfactants in groundwater at a fire-training area at Wurtsmith Air Force Base, Michigan, USA. J. Environ. Monit. JEM 5, 341–345 (2003). 42. Weiss, O. et al. Perfluorinated compounds in the vicinity of a fire training area--human biomonitoring among 10 persons drinking water from contaminated private wells in Cologne, Germany. Int. J. Hyg. Environ. Health 215, 212–215 (2012). 43. Konwick, B. J. et al. Concentrations and patterns of perfluoroalkyl acids in Georgia, USA surface waters near and distant to a major use source. Environ. Toxicol. Chem. SETAC 27, 2011–2018 (2008). 44. Skutlarek, D., Exner, M. & Färber, H. Perfluorinated surfactants in surface and drinking waters. Environ. Sci. Pollut. Res. Int. 13, 299–307 (2006). 45. Hölzer, J. et al. Biomonitoring of perfluorinated compounds in children and adults exposed to perfluorooctanoate-contaminated drinking water. Environ. Health Perspect. 116, 651–657 (2008). 46. Squadrone, S. et al. Fish consumption as a source of human exposure to perfluorinated alkyl substances in Italy: Analysis of two edible fish from Lake Maggiore. Chemosphere 114, 181–186 (2014). 47. Renzi, M., Guerranti, C., Giovani, A., Perra, G. & Focardi, S. E. Perfluorinated compounds: levels, trophic web enrichments and human dietary intakes in transitional water ecosystems. Mar. Pollut. Bull. 76, 146–157 (2013). 48. Yamashita, N. et al. A global survey of perfluorinated acids in oceans. Mar. Pollut. Bull. 51, 658–668 (2005). 49. Giari, L. et al. Occurrence of perfluorooctanesulfonate and perfluorooctanoic acid and histopathology in eels from north Italian waters. Chemosphere 118C, 117–123 (2014). 50. Kannan, K. et al. Accumulation of perfluorooctane sulfonate in marine mammals. Environ. Sci. Technol. 35, 1593–1598 (2001). 51. Kannan, K. et al. Perfluorooctane sulfonate in fish-eating water birds Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 21 including bald eagles and albatrosses. Environ. Sci. Technol. 35, 3065–3070 (2001). 52. Kannan, K., Newsted, J., Halbrook, R. S. & Giesy, J. P. Perfluorooctanesulfonate and related fluorinated hydrocarbons in mink and river otters from the United States. Environ. Sci. Technol. 36, 2566–2571 (2002). 53. Kannan, K., Hansen, K. J., Wade, T. L. & Giesy, J. P. Perfluorooctane sulfonate in oysters, Crassostrea virginica, from the Gulf of Mexico and the Chesapeake Bay, USA. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 42, 313–318 (2002). 54. Selected Fluorochemicals in the Decatur, Alabama area. at <http://www.epa.gov/oppt/tsca8e/pubs/8ehq/2002/jan02/8ehq_0102_00373aa.p df> 55. Taniyasu, S. et al. Perfluoroalkyl substances in the blood of wild rats and mice from 47 prefectures in Japan: use of samples from nationwide specimen bank. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 65, 149–170 (2013). 56. Sun, H. et al. Perfluorinated compounds in surface waters and WWTPs in Shenyang, China: mass flows and source analysis. Water Res. 45, 4483–4490 (2011). 57. Falk, S., Failing, K., Georgii, S., Brunn, H. & Stahl, T. Tissue specific uptake and elimination of perfluoroalkyl acids (PFAAs) in adult rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) after dietary exposure. Chemosphere (2014). doi:10.1016/j.chemosphere.2014.06.061 58. Brandsma, S. H. et al. Dietary exposure of rainbow trout to 8:2 and 10:2 fluorotelomer alcohols and perfluorooctanesulfonamide: Uptake, transformation and elimination. Chemosphere 82, 253–258 (2011). 59. DeWitt, J. C. et al. Immunotoxicity of perfluorooctanoic acid and perfluorooctane sulfonate and the role of peroxisome proliferator-activated receptor alpha. Crit. Rev. Toxicol. 39, 76–94 (2009). 60. Abbott, B. D. Review of the expression of peroxisome proliferator-activated receptors alpha (PPAR alpha), beta (PPAR beta), and gamma (PPAR gamma) in rodent and human development. Reprod. Toxicol. Elmsford N 27, 246–257 (2009). 61. Elangbam, C. S., Tyler, R. D. & Lightfoot, R. M. Peroxisome Proliferatoractivated Receptors in Atherosclerosis and Inflammation—An Update. Toxicol. Pathol. 29, 224–231 (2001). 62. Fruchart, J. C., Duriez, P. & Staels, B. Peroxisome proliferator-activated receptor-alpha activators regulate genes governing lipoprotein metabolism, vascular inflammation and atherosclerosis. Curr. Opin. Lipidol. 10, 245–257 (1999). 63. Chinetti, G., Fruchart, J. C. & Staels, B. Peroxisome proliferator-activated receptors (PPARs): nuclear receptors with functions in the vascular wall. Z. Für Kardiologie 90 Suppl 3, 125–132 (2001). 64. Ferré, P. The Biology of Peroxisome Proliferator-Activated Receptors Relationship With Lipid Metabolism and Insulin Sensitivity. Diabetes 53, S43–S50 (2004). 65. Delerive, P., Fruchart, J. C. & Staels, B. Peroxisome proliferator-activated receptors in inflammation control. J. Endocrinol. 169, 453–459 (2001). 66. Marx, N., Libby, P. & Plutzky, J. Peroxisome proliferator-activated receptors (PPARs) and their role in the vessel wall: possible mediators of cardiovascular risk? J. Cardiovasc. Risk 8, 203–210 (2001). 67. Vanden Heuvel, J. P., Thompson, J. T., Frame, S. R. & Gillies, P. J. Differential activation of nuclear receptors by perfluorinated fatty acid analogs and natural fatty acids: a comparison of human, mouse, and rat peroxisome proliferatoractivated receptor-alpha, -beta, and -gamma, liver X receptor-beta, and retinoid Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 22 X receptor-alpha. Toxicol. Sci. Off. J. Soc. Toxicol. 92, 476–489 (2006). 68. Bjork, J. A., Butenhoff, J. L. & Wallace, K. B. Multiplicity of nuclear receptor activation by PFOA and PFOS in primary human and rodent hepatocytes. Toxicology 288, 8–17 (2011). 69. Zhao, B. et al. The inhibition of human and rat 11β-hydroxysteroid dehydrogenase 2 by perfluoroalkylated substances. J. Steroid Biochem. Mol. Biol. 125, 143–147 (2011). 70. Ye, L. et al. The inhibitory effects of perfluoroalkyl substances on human and rat 11β-hydroxysteroid dehydrogenase 1. Chem. Biol. Interact. 195, 114–118 (2012). 71. Guruge, K. S. et al. Gene expression profiles in rat liver treated with perfluorooctanoic acid (PFOA). Toxicol. Sci. Off. J. Soc. Toxicol. 89, 93–107 (2006). 72. Rosen, M. B. et al. Gene profiling in the livers of wild-type and PPARalpha-null mice exposed to perfluorooctanoic acid. Toxicol. Pathol. 36, 592–607 (2008). 73. Liu, C. et al. Induction of oxidative stress and apoptosis by PFOS and PFOA in primary cultured hepatocytes of freshwater tilapia (Oreochromis niloticus). Aquat. Toxicol. Amst. Neth. 82, 135–143 (2007). 74. Qazi, M. R. et al. High-dose, short-term exposure of mice to perfluorooctanesulfonate (PFOS) or perfluorooctanoate (PFOA) affects the number of circulating neutrophils differently, but enhances the inflammatory responses of macrophages to lipopolysaccharide (LPS) in a similar fashion. Toxicology 262, 207–214 (2009). 75. Yang, B. et al. Involvement of oxidative stress and inflammation in liver injury caused by perfluorooctanoic acid exposure in mice. BioMed Res. Int. 2014, 409837 (2014). 76. Rosen, M. B. et al. Gene expression profiling in the lung and liver of PFOAexposed mouse fetuses. Toxicology 239, 15–33 (2007). 77. Jensen, A. A. & Leffers, H. Emerging endocrine disrupters: perfluoroalkylated substances. Int. J. Androl. 31, 161–169 (2008). 78. White, S. S., Fenton, S. E. & Hines, E. P. Endocrine disrupting properties of perfluorooctanoic acid. J. Steroid Biochem. Mol. Biol. 127, 16–26 (2011). 79. Jeng, H. A. Exposure to Endocrine Disrupting Chemicals and Male Reproductive Health. Front. Public Health 2, (2014). 80. Uzumcu, M. & Zachow, R. Developmental Exposure to Environmental Endocrine Disruptors: Consequences within the Ovary and on Female Reproductive Function. Reprod. Toxicol. Elmsford N 23, 337–352 (2007). 81. Ito, S. & Alcorn, J. Xenobiotic transporter expression and function in the human mammary gland. Adv. Drug Deliv. Rev. 55, 653–665 (2003). 82. Zaïr, Z. M., Eloranta, J. J., Stieger, B. & Kullak-Ublick, G. A. Pharmacogenetics of OATP (SLC21/SLCO), OAT and OCT (SLC22) and PEPT (SLC15) transporters in the intestine, liver and kidney. Pharmacogenomics 9, 597–624 (2008). 83. USEPA, Office of Water. Health-Effects-Document-for-PerfluorooctanoicAcid-(PFOA).pdf. at <http://peerreview.versar.com/epa/pfoa/pdf/Health-EffectsDocument-for-Perfluorooctanoic-Acid-(PFOA).pdf> 84. Cui, L. et al. Excretion of PFOA and PFOS in male rats during a subchronic exposure. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 58, 205–213 (2010). 85. Cui, L., Zhou, Q., Liao, C., Fu, J. & Jiang, G. Studies on the toxicological effects of PFOA and PFOS on rats using histological observation and chemical analysis. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 56, 338–349 (2009). 86. Butenhoff, J. L. et al. Pharmacokinetics of perfluorooctanoate in cynomolgus Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 23 monkeys. Toxicol. Sci. Off. J. Soc. Toxicol. 82, 394–406 (2004). 87. USEPA, Office of Water. Health-Effects-Document-for-PerfluorooctaneSulfonate-(PFOS).pdf. at <http://peerreview.versar.com/epa/pfoa/pdf/HealthEffects-Document-for-Perfluorooctane-Sulfonate-(PFOS).pdf> 88. Benford, D. et al. Opinion of the Scientific Panel on Contaminants in the Food chain on perfluorooctane sulfonate (PFOS), perfluorooctanoic acid (PFOA) and their salts. EFSA J. 1–131 (2008). at <http://dare.uva.nl/en/record/299289> 89. Kaiser, M. A., Dawson, B. J., Barton, C. A. & Botelho, M. A. Understanding potential exposure sources of perfluorinated carboxylic acids in the workplace. Ann. Occup. Hyg. 54, 915–922 (2010). 90. Fasano, W. J. et al. Penetration of ammonium perfluorooctanoate through rat and human skin in vitro. Drug Chem. Toxicol. 28, 79–90 (2005). 91. Zhang, X., Chen, L., Fei, X.-C., Ma, Y.-S. & Gao, H.-W. Binding of PFOS to serum albumin and DNA: insight into the molecular toxicity of perfluorochemicals. BMC Mol. Biol. 10, 16 (2009). 92. Luo, Z., Shi, X., Hu, Q., Zhao, B. & Huang, M. Structural evidence of perfluorooctane sulfonate transport by human serum albumin. Chem. Res. Toxicol. 25, 990–992 (2012). 93. Salvalaglio, M., Muscionico, I. & Cavallotti, C. Determination of energies and sites of binding of PFOA and PFOS to human serum albumin. J. Phys. Chem. B 114, 14860–14874 (2010). 94. Chen, Y.-M. & Guo, L.-H. Fluorescence study on site-specific binding of perfluoroalkyl acids to human serum albumin. Arch. Toxicol. 83, 255–261 (2009). 95. Audet-Delage, Y., Ouellet, N., Dallaire, R., Dewailly, E. & Ayotte, P. Persistent organic pollutants and transthyretin-bound thyroxin in plasma of Inuit women of childbearing age. Environ. Sci. Technol. 47, 13086–13092 (2013). 96. Yu, W.-G. et al. Prenatal and postnatal impact of perfluorooctane sulfonate (PFOS) on rat development: a cross-foster study on chemical burden and thyroid hormone system. Environ. Sci. Technol. 43, 8416–8422 (2009). 97. Luebker, D. J., Hansen, K. J., Bass, N. M., Butenhoff, J. L. & Seacat, A. M. Interactions of fluorochemicals with rat liver fatty acid-binding protein. Toxicology 176, 175–185 (2002). 98. Olsen, G. W., Hansen, K. J., Stevenson, L. A., Burris, J. M. & Mandel, J. H. Human donor liver and serum concentrations of perfluorooctanesulfonate and other perfluorochemicals. Environ. Sci. Technol. 37, 888–891 (2003). 99. Seacat, A. M. et al. Subchronic toxicity studies on perfluorooctanesulfonate potassium salt in cynomolgus monkeys. Toxicol. Sci. Off. J. Soc. Toxicol. 68, 249–264 (2002). 100. Apelberg, B. J. et al. Determinants of fetal exposure to polyfluoroalkyl compounds in Baltimore, Maryland. Environ. Sci. Technol. 41, 3891–3897 (2007). 101. Kärrman, A. et al. Biomonitoring perfluorinated compounds in Catalonia, Spain: concentrations and trends in human liver and milk samples. Environ. Sci. Pollut. Res. Int. 17, 750–758 (2010). 102. von Ehrenstein, O. S. et al. Polyfluoroalkyl chemicals in the serum and milk of breastfeeding women. Reprod. Toxicol. Elmsford N 27, 239–245 (2009). 103. Stein, C. R., Wolff, M. S., Calafat, A. M., Kato, K. & Engel, S. M. Comparison of polyfluoroalkyl compound concentrations in maternal serum and amniotic fluid: a pilot study. Reprod. Toxicol. Elmsford N 34, 312–316 (2012). 104. Harada, K. H. et al. Biliary excretion and cerebrospinal fluid partition of Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 24 perfluorooctanoate and perfluorooctane sulfonate in humans. Environ. Toxicol. Pharmacol. 24, 134–139 (2007). 105. Chang, S.-C. et al. Comparative pharmacokinetics of perfluorooctanesulfonate (PFOS) in rats, mice, and monkeys. Reprod. Toxicol. Elmsford N 33, 428–440 (2012). 106. Martin, M. T. et al. Toxicogenomic study of triazole fungicides and perfluoroalkyl acids in rat livers predicts toxicity and categorizes chemicals based on mechanisms of toxicity. Toxicol. Sci. Off. J. Soc. Toxicol. 97, 595–613 (2007). 107. Basic Information | Risk Assessment Portal | US EPA. at <http://epa.gov/riskassessment/basicinformation.htm#risk> 108. Human Health Risk Assessment | Risk Assessment | US EPA. at <http://www.epa.gov/risk/human-health-risk-assessment> 109. EPA, U. II. Benchmark Dose (BMD) Methodology. at <http://www.epa.gov/ncea/bmds/bmds_training/methodology/intro.htm#BMD> 110. Butenhoff, J. L., Chang, S.-C., Olsen, G. W. & Thomford, P. J. Chronic dietary toxicity and carcinogenicity study with potassium perfluorooctanesulfonate in Sprague Dawley rats. Toxicology 293, 1–15 (2012). 111. Biegel, L. B., Hurtt, M. E., Frame, S. R., O’Connor, J. C. & Cook, J. C. Mechanisms of extrahepatic tumor induction by peroxisome proliferators in male CD rats. Toxicol. Sci. Off. J. Soc. Toxicol. 60, 44–55 (2001). 112. U.S. EPA (Environmental Protection Agency). Draft Risk Assessment of the Potential Human Health Effects Associated with Exposure to Perflouroctanoic Acids and Its Salts. 2005. (2005). at <http://www.epa.gov/oppt/pfoa/pubs/pfoarisk.pdf> 113. U.S. EPA (Environmental Protection Agency). Scientific Advisory Board’s Response to EPA’s Draft Risk Assessment [Letter] 2006. (2006). at <http://www.epa.gov/sab/pdf/sab_06_006.pdf> 114. Draft Risk Assessment of the Potential Human Health Effects Associated with Exposure to Perfluorooctanoic Acid and Its Salts. Office of Pollution Prevention and Toxics. at <http://www.epa.gov/opptintr/pfoa/pubs/pfoarisk.pdf> 115. Emmett, E. A. et al. Community exposure to perfluorooctanoate: relationships between serum levels and certain health parameters. J. Occup. Environ. Med. Am. Coll. Occup. Environ. Med. 48, 771–779 (2006). 116. NJDEP-Division of Water Supply & Geoscience. (2007). at <http://www.nj.gov/dep/watersupply/dwc_quality_pfoa.html> 117. Butenhoff, J. L., Kennedy, G. L., Chang, S.-C. & Olsen, G. W. Chronic dietary toxicity and carcinogenicity study with ammonium perfluorooctanoate in SpragueDawley rats. Toxicology 298, 1–13 (2012). 118. Environmental and Occupational Health Program, Division of Environmental Health, Maine Center f, or Disease Control & Prevention & Department of Health and Human Services. Maximum Exposure Guideline for Perfluorooctanoic Acid in Drinking Water. (2014). at <http://www.maine.gov/dhhs/mecdc/environmentalhealth/eohp/wells/documents/pfoameg.pdf> 119. State of New Jersey. Memorandum -State of New Jersey Department of Environmental Protection. (2007). at <http://www.nj.gov/dep/watersupply/pdf/pfoa_dwguidance.pdf> 120. USEPA. Provisional Health Advisories for Perfluorooctanoic Acid (PFOA) and Perfluorooctane Sulfonate (PFOS). (2009). at <http://www.epa.gov/opptintr/pfoa/pubs/Final%20PFOA%20PFOS%20RfD%20mem o%2010-28-09.pdf> Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 25 121. COMMITTEE ON TOXICITY OF CH, EMICALS IN FOOD, CONSUMER & PRODUCTS AND THE ENVIRONMENT. COT STATEMENT ON THE TOLE RABLE DAILY INTAKE FOR PERFLUOROOCTANOIC ACID. (2006). at <http://cot.food.gov.uk/sites/default/files/cot/cotstatementpfoa200610.pdf> 122. 1. COT STATEMENT ON THE TOLE RABLE DAILY INTAKE FOR PERFLUOROOCTANE SULFONATE. at <http://cot.food.gov.uk/sites/default/files/cot/cotstatementpfos200609.pdf> 123. COMMITTEE ON TOXICITY OF CHEMICALS IN FOOD, & CONSUMER PRODUCTS AND THE ENVIRONMENT. Update statement on the tolerable daily intake for perfluorooctanoic acid. at <http://cot.food.gov.uk/sites/default/files/cot/cotstatementpfoa200902.pdf> 124. Butenhoff, J. L., Kennedy, G. L., Frame, S. R., O’Connor, J. C. & York, R. G. The reproductive toxicology of ammonium perfluorooctanoate (APFO) in the rat. Toxicology 196, 95–116 (2004). 125. Health Guidelines for PFCs in Drinking Water - EH: Minnesota Department of Health. at <http://www.health.state.mn.us/divs/eh/hazardous/topics/pfcs/drinkingwater.html > 126. Butenhoff, J. et al. Toxicity of Ammonium Perfluorooctanoate in Male Cynomolgus Monkeys after Oral Dosing for 6 Months. Toxicol. Sci. 69, 244–257 (2002). 127. Lau, C. et al. Effects of perfluorooctanoic acid exposure during pregnancy in the mouse. Toxicol. Sci. Off. J. Soc. Toxicol. 90, 510–518 (2006). 128. Drinking Water Commission & (Trinkwasserkommission). Provisional evaluation of PFT in drinking water with the guide sub- stances perfluorooctanoic acid (PFO A) and perfluorooctane sulfonate (PFOS) as examples. (2006). at <http://prevenzione.ulss20.verona.it/docs/Sian/IgieneNutrizione/Acque/Pfas/pft-indrinking-water.pdf> 129. Yao, X. & Zhong, L. Genotoxic risk and oxidative DNA damage in HepG2 cells exposed to perfluorooctanoic acid. Mutat. Res. 587, 38–44 (2005). 130. Ministero della Salute nota prot. 2565 del 29/01/2014. Acqua della destinata al consumo umano contenente sostanze perfluoro-alchiliche (PFAS) nelle acque della Provincia di Vicenza e Comuni limitrofi. (2014). at <http://prevenzione.ulss20.verona.it/docs/Sian/IgieneNutrizione/Acque/Pfas/Pareri /Nota_MS_prot_n_2565_del_29_01_2014.pdf> 131. Nota ISS del 16/01/2014 su Acqua destinata al consumo umano contenente sostanze perfluorurate nella provincia di Vicenza e comuni limitrofi. at <http://prevenzione.ulss20.verona.it/docs/Sian/IgieneNutrizione/Acque/Pfas/Pareri /Nota_ISS_prot_1584_del_16_01_2014.pdf> 132. Ministero della Salute. Ritrovamento di sostanze perfluorate nelle acque superficiali e potrabili della provincia di Vicenza. Nota del 7 giugno 2013 dell’ ISS. at <http://www.areaberica.org/images/PFOA/ISS_07_giugno_2013.pdf> 133. Sass, J. B., Castleman, B. & Wallinga, D. Vinyl Chloride: A Case Study of Data Suppression and Misrepresentation. Environ. Health Perspect. 113, 809–812 (2005). 134. Conflicts of interest of candidates for the PFOA Risk Assessment Review Panel. at <http://cspinet.org/new/pdf/lettertoepa.pdf> 135. 15, B. P., 2006 & Pm, 8:40. Teflon Chemical A Likely Carcinogen. at <http://www.cbsnews.com/news/teflon-chemical-a-likely-carcinogen/2/> 136. Agency, F. S. Members of COT. at Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 26 <http://cot.food.gov.uk/membership/members> 137. Unhappy meal. The European Food Safety Authority’s independence problem. Corporate Europe Observatory at <http://corporateeurope.org/efsa/2013/10/unhappy-meal-european-food-safetyauthoritys-independence-problem> 138. Unhappy meal. CONTAM Panel-Conflict of interests. at <http://corporateeurope.org/sites/default/files/attachments/3contam_contaminants_in_the_food_chain_2012-2015.pdf> 139. Consiglio dei Ministri. Decreto Legislativo 2 febbraio 2001, n. 31 -Attuazione della direttiva 98/83/CE relativa alla qualita’ delle acque destinate al consumo umano". (2001). at <http://www.camera.it/parlam/leggi/deleghe/01031dl.htm> 140. EUROPEA, I. C. D. DIRETTIVA 98/83/CE DEL CONSIGLIO del 3 novembre 1998 concernente la qualità delle acque destinate al consumo umano. Gazzetta Uff. L 330, 5 (1999). 141. Servizio Epidemiologico Regionale del Veneto. Il progetto Arzignano Salute Monitorare la salute della popolazione dell’ULSS5. (2010). at <http://www.ulss5.it/binary/ulss5/attualita/arzignano_salute.1359991798.pdf> 142. Steenland, K., Fletcher, T. & Savitz, D. A. Epidemiologic evidence on the health effects of perfluorooctanoic acid (PFOA). Environ. Health Perspect. 118, 1100–1108 (2010). 143. Biegel, L. B., Liu, R. C., Hurtt, M. E. & Cook, J. C. Effects of ammonium perfluorooctanoate on Leydig cell function: in vitro, in vivo, and ex vivo studies. Toxicol. Appl. Pharmacol. 134, 18–25 (1995). 144. Bookstaff, R. C., Moore, R. W., Ingall, G. B. & Peterson, R. E. Androgenic deficiency in male rats treated with perfluorodecanoic acid. Toxicol. Appl. Pharmacol. 104, 322–333 (1990). 145. Wan, H. T. et al. Testicular signaling is the potential target of perfluorooctanesulfonate-mediated subfertility in male mice. Biol. Reprod. 84, 1016–1023 (2011). 146. Sakr, C. J. et al. Cross-sectional study of lipids and liver enzymes related to a serum biomarker of exposure (ammonium perfluorooctanoate or APFO) as part of a general health survey in a cohort of occupationally exposed workers. J. Occup. Environ. Med. Am. Coll. Occup. Environ. Med. 49, 1086–1096 (2007). 147. Olsen, G. W. et al. An epidemiologic investigation of reproductive hormones in men with occupational exposure to perfluorooctanoic acid. J. Occup. Environ. Med. Am. Coll. Occup. Environ. Med. 40, 614–622 (1998). 148. Fei, C., McLaughlin, J. K., Lipworth, L. & Olsen, J. Maternal levels of perfluorinated chemicals and subfecundity. Hum. Reprod. Oxf. Engl. 24, 1200–1205 (2009). 149. Vestergaard, S. et al. Association between perfluorinated compounds and time to pregnancy in a prospective cohort of Danish couples attempting to conceive. Hum. Reprod. Oxf. Engl. 27, 873–880 (2012). 150. Buck Louis, G. M. et al. Perfluorochemicals and Human Semen Quality: The LIFE Study. Environ. Health Perspect. (2014). doi:10.1289/ehp.1307621 151. Joensen, U. N. et al. PFOS (perfluorooctanesulfonate) in serum is negatively associated with testosterone levels, but not with semen quality, in healthy men. Hum. Reprod. Oxf. Engl. 28, 599–608 (2013). 152. Toft, G. et al. Exposure to perfluorinated compounds and human semen quality in Arctic and European populations. Hum. Reprod. Oxf. Engl. 27, 2532–2540 Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 27 (2012). 153. Vested, A. et al. Associations of in utero exposure to perfluorinated alkyl acids with human semen quality and reproductive hormones in adult men. Environ. Health Perspect. 121, 453–458, 458e1–5 (2013). 154. Louis, G. M. B. et al. Perfluorochemicals and endometriosis: the ENDO study. Epidemiol. Camb. Mass 23, 799–805 (2012). 155. Kristensen, S. L. et al. Long-term effects of prenatal exposure to perfluoroalkyl substances on female reproduction. Hum. Reprod. Oxf. Engl. 28, 3337–3348 (2013). 156. Melzer, D., Rice, N., Depledge, M. H., Henley, W. E. & Galloway, T. S. Association between serum perfluorooctanoic acid (PFOA) and thyroid disease in the U.S. National Health and Nutrition Examination Survey. Environ. Health Perspect. 118, 686–692 (2010). 157. Wen, L.-L., Lin, L.-Y., Su, T.-C., Chen, P.-C. & Lin, C.-Y. Association between serum perfluorinated chemicals and thyroid function in U.S. adults: the National Health and Nutrition Examination Survey 2007-2010. J. Clin. Endocrinol. Metab. 98, E1456–1464 (2013). 158. Lopez-Espinosa, M.-J., Mondal, D., Armstrong, B., Bloom, M. S. & Fletcher, T. Thyroid function and perfluoroalkyl acids in children living near a chemical plant. Environ. Health Perspect. 120, 1036–1041 (2012). 159. Lin, C.-Y. et al. The associations between serum perfluorinated chemicals and thyroid function in adolescents and young adults. J. Hazard. Mater. 244-245, 637–644 (2013). 160. Webster, G. M., Venners, S. A., Mattman, A. & Martin, J. W. Associations between Perfluoroalkyl acids (PFASs) and maternal thyroid hormones in early pregnancy: A population-based cohort study. Environ. Res. 133, 338–347 (2014). 161. Winquist, A. & Steenland, K. Perfluorooctanoic acid exposure and thyroid disease in community and worker cohorts. Epidemiol. Camb. Mass 25, 255–264 (2014). 162. Cassone, C. G. et al. Transcriptional profiles in the cerebral hemisphere of chicken embryos following in ovo perfluorohexane sulfonate exposure. Toxicol. Sci. Off. J. Soc. Toxicol. 129, 380–391 (2012). 163. Cassone, C. G. et al. In ovo effects of perfluorohexane sulfonate and perfluorohexanoate on pipping success, development, mRNA expression, and thyroid hormone levels in chicken embryos. Toxicol. Sci. Off. J. Soc. Toxicol. 127, 216–224 (2012). 164. Koustas, E. et al. The Navigation Guide—Evidence-Based Medicine Meets Environmental Health: Systematic Review of Nonhuman Evidence for PFOA Effects on Fetal Growth. Environ. Health Perspect. (2014). doi:10.1289/ehp.1307177 165. Johnson, P. I. et al. The Navigation Guide—Evidence-Based Medicine Meets Environmental Health: Systematic Review of Human Evidence for PFOA Effects on Fetal Growth. Environ. Health Perspect. (2014). doi:10.1289/ehp.1307893 166. Grandjean, P. & Budtz-Jørgensen, E. Immunotoxicity of perfluorinated alkylates: calculation of benchmark doses based on serum concentrations in children. Environ. Health 12, 35 (2013). 167. Grandjean P, Andersen E, Budtz-Jørgensen E & et al. SErum vaccine antibody concentrations in children exposed to perfluorinated compounds. JAMA 307, 391–397 (2012). 168. Wang, I.-J. et al. The effect of prenatal perfluorinated chemicals exposures on pediatric atopy. Environ. Res. 111, 785–791 (2011). Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 28 169. Dong, G.-H. et al. Serum polyfluoroalkyl concentrations, asthma outcomes, and immunological markers in a case-control study of Taiwanese children. Environ. Health Perspect. 121, 507–513, 513e1–8 (2013). 170. Villanueva, C. M. et al. Assessing Exposure and Health Consequences of Chemicals in Drinking Water: Current State of Knowledge and Research Needs. Environ. Health Perspect. (2013). doi:10.1289/ehp.1206229 171. Looker, C. et al. Influenza Vaccine Response in Adults Exposed to Perfluorooctanoate and Perfluorooctanesulfonate. Toxicol. Sci. 138, 76–88 (2014). 172. Lundin, J. I., Alexander, B. H., Olsen, G. W. & Church, T. R. Ammonium perfluorooctanoate production and occupational mortality. Epidemiol. Camb. Mass 20, 921–928 (2009). 173. Leonard, R. C., Kreckmann, K. H., Sakr, C. J. & Symons, J. M. Retrospective cohort mortality study of workers in a polymer production plant including a reference population of regional workers. Ann. Epidemiol. 18, 15–22 (2008). 174. Steenland, K. & Woskie, S. Cohort mortality study of workers exposed to perfluorooctanoic acid. Am. J. Epidemiol. 176, 909–917 (2012). 175. Vieira, V. M. et al. Perfluorooctanoic Acid Exposure and Cancer Outcomes in a Contaminated Community: A Geographic Analysis. Environ. Health Perspect. 121, 318–323 (2013). 176. Barry, V., Winquist, A. & Steenland, K. Perfluorooctanoic acid (PFOA) exposures and incident cancers among adults living near a chemical plant. Environ. Health Perspect. 121, 1313–1318 (2013). 177. Eriksen, K. T. et al. Perfluorooctanoate and Perfluorooctanesulfonate Plasma Levels and Risk of Cancer in the General Danish Population. J. Natl. Cancer Inst. 101, 605–609 (2009). 178. Bonefeld-Jorgensen, E. C. et al. Perfluorinated compounds are related to breast cancer risk in greenlandic inuit: A case control study. Environ. Health 10, 88 (2011). 179. Costa, G., Sartori, S. & Consonni, D. Thirty years of medical surveillance in perfluooctanoic acid production workers. J. Occup. Environ. Med. Am. Coll. Occup. Environ. Med. 51, 364–372 (2009). 180. Olsen, G. W., Burris, J. M., Burlew, M. M. & Mandel, J. H. Plasma cholecystokinin and hepatic enzymes, cholesterol and lipoproteins in ammonium perfluorooctanoate production workers. Drug Chem. Toxicol. 23, 603–620 (2000). 181. Olsen, G. W., Burris, J. M., Mandel, J. H. & Zobel, L. R. Serum perfluorooctane sulfonate and hepatic and lipid clinical chemistry tests in fluorochemical production employees. J. Occup. Environ. Med. Am. Coll. Occup. Environ. Med. 41, 799–806 (1999). 182. Olsen, G. W. et al. Longitudinal assessment of lipid and hepatic clinical parameters in workers involved with the demolition of perfluoroalkyl manufacturing facilities. J. Occup. Environ. Med. Am. Coll. Occup. Environ. Med. 54, 974–983 (2012). 183. Olsen, G. W., Burris, J. M., Burlew, M. M. & Mandel, J. H. Epidemiologic assessment of worker serum perfluorooctanesulfonate (PFOS) and perfluorooctanoate (PFOA) concentrations and medical surveillance examinations. J. Occup. Environ. Med. Am. Coll. Occup. Environ. Med. 45, 260–270 (2003). 184. Olsen, G. W. & Zobel, L. R. Assessment of lipid, hepatic, and thyroid parameters with serum perfluorooctanoate (PFOA) concentrations in Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 29 fluorochemical production workers. Int. Arch. Occup. Environ. Health 81, 231–246 (2007). 185. Sakr, C. J., Symons, J. M., Kreckmann, K. H. & Leonard, R. C. Ischaemic heart disease mortality study among workers with occupational exposure to ammonium perfluorooctanoate. Occup. Environ. Med. 66, 699–703 (2009). 186. Steenland, K., Tinker, S., Shankar, A. & Ducatman, A. Association of perfluorooctanoic acid (PFOA) and perfluorooctane sulfonate (PFOS) with uric acid among adults with elevated community exposure to PFOA. Environ. Health Perspect. 118, 229–233 (2010). 187. Frisbee SJ, Shankar A, Knox SS & et al. Perfluorooctanoic acid, perfluorooctanesulfonate, and serum lipids in children and adolescents: Results from the c8 health project. Arch. Pediatr. Adolesc. Med. 164, 860–869 (2010). 188. Nelson, J. W., Hatch, E. E. & Webster, T. F. Exposure to Polyfluoroalkyl Chemicals and Cholesterol, Body Weight, and Insulin Resistance in the General U.S. Population. Environ. Health Perspect. 118, 197–202 (2010). 189. Eriksen, K. T. et al. Association between Plasma PFOA and PFOS Levels and Total Cholesterol in a Middle-Aged Danish Population. PLoS ONE 8, e56969 (2013). 190. Fisher, M., Arbuckle, T. E., Wade, M. & Haines, D. A. Do perfluoroalkyl substances affect metabolic function and plasma lipids?--Analysis of the 20072009, Canadian Health Measures Survey (CHMS) Cycle 1. Environ. Res. 121, 95–103 (2013). 191. Chien, K.-L. et al. Carotid artery intima-media thickness, carotid plaque and coronary heart disease and stroke in Chinese. PloS One 3, e3435 (2008). 192. Shankar, A., Xiao, J. & Ducatman, A. Perfluorooctanoic acid and cardiovascular disease in US adults. Arch. Intern. Med. 172, 1397–1403 (2012). 193. Raleigh, K. K. et al. Mortality and cancer incidence in ammonium perfluorooctanoate production workers. Occup. Environ. Med. 71, 500–506 (2014). 194. Interferenti endocrini nell’acqua e nel cibo in veneto. at <http://www.ilfattoalimentare.it/veneto-interferenti-endocrini-alimenti.html> 195. European Food Safety Authority. Perfluoroalkylated substances in food: occurrence and dietary exposure. EFSA J. 10, 2743 196. Scheringer, M. et al. Helsingør Statement on poly- and perfluorinated alkyl substances (PFASs). Chemosphere (2014). doi:10.1016/j.chemosphere.2014.05.044 197. EHP – The Madrid Statement on Poly- and Perfluoroalkyl Substances (PFASs). at <http://ehp.niehs.nih.gov/1509934/> 198. Péreez, F. et al. Accumulation of perfluoroalkyl substances in human tissues. Environ. Int. 59, (2013). 199. Glynn, A. et al. Perfluorinated alkyl acids in blood serum from primiparous women in Sweden: serial sampling during pregnancy and nursing, and temporal trends 1996-2010. Environ. Sci. Technol. 46, 9071–9079 (2012). 200. Mastrantonio, M., Bai, E., Crosignani, P. & Cordiano, V. Le sostanze perfluoroalchiliche . Un altro caso di inquinate universale. Il Cesalpino 39, 3–7 (2014). Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 30 [3.] Sitografia 1. Regione Veneto http://www.regione.veneto.it/web/sanita/pfas 2. IRSA-CNR Istituto per la Ricerca sulle Acque. I composti perfluoroalchilici (PFAS) nelle acque italiane: distribuzione e rischi. Materiale presentato nel corso del Convegno del 22 ottobre 2013. [http://www.irsa.cnr.it/ShPage.php?lang=it&pag=PFAS] 3. ULSS 20 Verona [http://sian.ulss20.verona.it/iweb/521/categorie.html] 4. Il 26/05/2014 si è svolto a Venezia un Convegno - workshop a cura del Settore Promozione e Sviluppo Igiene e Sanità pubblica della Regione del Veneto. Durante l'incontro stato fatto il punto della situazione sul rilevamento delle sostanze Perfluoroalchiliche (PFAS) nelle acque potabili. A questo link dell’ULSS 20 VERONA [http://sian.ulss20.verona.it/iweb/49/evento.html] si possono trovare/richiedere gli interventi. Dossier Contaminazione da sostanze perfluoroalchiliche (PFAS) pag. 31