Valutazione dell`impatto sanitario Zona Industriale Moimacco

Transcript

Studio epidemiologico sulla popolazione residente
nelle vicinanze della Zona Industriale di Cividale
del Friuli e Moimacco
REGIONE AUTONOMA FRIULI VENEZIA GIULIA
AZIENDA PER I SERVIZI SANITARI n°4 “Medio Friuli” DIPARTIMENTO DI PREVENZIONE
SOC IGIENE E SANITA’ PUBBLICA – SERVIZIO DÌ IGIENE AMBIENTALE
Via Chiusaforte n.2 - 33100 UDINE -  0432 553904-05-06-56 - fax 0432 553217 - e-mail:
[email protected]
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Studio epidemiologico sulla popolazione residente nelle vicinanze della Zona Industriale di Cividale del Friuli e
Moimacco
Azienda per i Servizi Sanitari n° 4 “Medio Friuli” Dipartimento di Prevenzione S.O.C. Igiene e Sanità Pubblica - Igiene Ambientale
Comune di Cividale del Friuli
Comune di Moimacco
Comune di Premariacco
Comune di Torreano
Comune di Faedis
Comune di Remanzacco
ARPA - FVG
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Moimacco
“Studio epidemiologico sulla popolazione residente nelle vicinanze della Zona Industriale di Cividale del Friuli e
Moimacco”, Marzo 2010.
Per eventuali richieste informazioni o chiarimenti sul documento è possibile rivolgersi all’indirizzo di posta
elettronica [email protected] o al Servizio di Igiene Ambientale del Dipartimento di Prevenzione
dell’A.S.S. 4 “Medio Friuli”, in Via Chiusaforte, 2 a Udine .
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Moimacco
Indice
Premessa………………………………………………………………………………………………………………………………...
Analisi dei dati ambientali……………………………………………………………………………………………………….
- Inventari delle sorgenti emissive………………………………………………………………………………….
- Dati del monitoraggio ambientale………………………………………………………………………………
- Modelli di dispersione degli inquinanti……………………………………………………………………..
Metodi indiretti………………………………………………………………………………………………………………………
- Valutazione del rischio – Risk Assessment………………………………………………………………….
- Risultati della valutazione del rischio nella zona
Industriale di Cividale del Friuli e Moimacco....................................................................
Metodi diretti......................................................................................................…………………..
- Revisione studi su effetti sanitari dell’inquinamento
da fonti industriali........................................................................................................
- Ricerca e valutazione delle fonti di dati disponibili………………………………………………………
- Individuazione di Indicatori di esposizione....................................................................
- Individuazione di Indicatori di effetto...........................................................................
- Identificazione e caratteristiche dell’area
e della popolazione……………………………………………………………………………………………………….
- Metodi: linkage dati ambientali, anagrafici e sanitari ed
elaborazione statistica dei dati.................................................................…………………..
- Risultati.........................................................................................................................
- SMR (Tassi standardizzati di mortalità)...........................................................................
- Controllo statistico dei processi: Funnel Plot...................................................................
- Stone test......................................................................................................................
Conclusioni.................................................................................................................................
Bibliografia……………………………………………………………………………………………………………………………..
Riassunto………………………………………………………………………………………………………………………………
Appendice 1: SMR suddivisi per singolo anno………………………………………………………………………...
Appendice 2: decessi suddivise per tipo di neoplasie……………………………………………………………..
Appendice 3: SMR, Funnel plot e Stone test dopo revisione……………………………………………………..
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Moimacco
Premessa
Al termine del 2004 è stato effettuato uno studio epidemiologico preliminare sulle neoplasie nei Comuni di
Moimacco e Cividale del Friuli negli anni dal 1995 al 2003; nelle conclusioni si affermava di non aver riscontrato
evidenze di un aumento statisticamente significativo della mortalità per tumori e dell’incidenza di tumori nei
Comuni in questione.
Ovvero non aver riscontrato tassi statisticamente significativi di mortalità o di ricoveri ospedalieri per neoplasie
superiori a quelli regionali o un incremento degli stessi dal 1995 al 2003- con l’eccezione per il Comune di
Cividale di tassi di mortalità leggermente superiori a quelli regionali nel 2003 per tumori maligni delle labbra,
della cavità orale e della faringe, e nel 1998 per tumori delle vie aeree e digestive superiori, e tassi di
ospedalizzazione leggermente superiore ai tassi regionali per tumori del fegato nel 2002 e delle vie aeree e
digestive superiori nel 1998; si deve comunque tenere conto che in piccole popolazioni come sono quelle
comunali, gli eventuali eccessi di eventi sanitari relativamente rari (in periodi di tempo brevi) possono essere
dovuti alla variabilità casuale. Va precisato che questi tumori hanno fra i maggiori fattori di rischio il fumo di
sigaretta e l’alcool. Le medesime conclusioni erano riferite in una precedente risposta dell’Agenzia Regionale di
Sanità.
Ci si riservava al termine di questo studio preliminare di effettuare un approfondimento a livello subcomunale
dopo aver valutato i risultati della caratterizzazione ambientale dell’ARPA in base alle concentrazioni ed al tipo
di inquinanti rilevati e in modo da individuare eventualmente altre patologie legate agli inquinanti monitorati
ed ai livelli di concentrazione riscontrati, oltre alle neoplasie.
Nelle prossime pagine faremo una analisi preliminare e una interpretazione dei dati ambientali raccolti, in
particolare quelli riguardanti le emissioni in atmosfera e le immissioni, ovvero le concentrazioni rilevate in
atmosfera nel corso del monitoraggio effettuato dall’ARPA.
Proveremo poi a fare una stima del rischio derivante dall’esposizione agli inquinanti rilevati con il monitoraggio
ambientale nelle diverse matrici ambientali (aria, acque, suolo).
Infine effettueremo lo studio epidemiologico a livello subcomunale per ricercare eventuali effetti sulla salute
nella popolazione residente più vicino alla zona industriale.
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Analisi dei dati ambientali
Si sono analizzate le condizioni ambientali dell’area attorno alla zona industriale mediante i dati degli inventari
delle emissioni, del monitoraggio ambientale e dei modelli di dispersione degli inquinanti; sono stati utilizzati
dati del “Programma di gestione ambientale” effettuato dall’ARPA- FVG nell’area e dati ricavati da altre fonti.
L’analisi ha riguardato esclusivamente l’aria, in quanto gli altri comparti ambientali (acque superficiali e
sotterranee, suolo) non sono risultati inquinati.
Dai dati del catasto delle emissioni è emerso che le fonti del PM 10 emesso nell’area sono molteplici, e
quantitativamente le maggiori sono da combustione non industriale (riscaldamento) e trasporto su strada
(traffico), mentre le fonti principali dei metalli pesanti (arsenico, cadmio, nichel, piombo, manganese) sono la
combustione industriale e le attività produttive. Le concentrazioni del PM 10 e dei metalli pesanti rilevate nel
corso del monitoraggio effettuato dall’ARPA nelle zone residenziali, sono risultate per basse se confrontate con
le concentrazioni rilevate dalle centraline dell’ARPA nello stesso periodo in altri siti della regione; per molti
metalli pesanti sono risultate simili ai valori tipici di aree rurali secondo le Air Quality Guidelines 2000
dell’Organizzazione Mondiale della Sanità. Le concentrazioni di PM 10 (e in parte dei metalli pesanti) rilevate
dalla centralina in zona industriale sono risultate confrontabili con quelle di altre centraline presenti in altre
zone industriali della regione. Questi risultati sono in linea con i modelli di dispersione degli inquinanti, secondo
i quali il PM10 si disperde rapidamente in un’area molto vasta, raggiungendo, se le condizioni meteoclimatiche
sono omogenee, concentrazioni abbastanza omogenee in tutta la pianura. Nelle aree urbane, invece le
concentrazioni sono sempre più elevate, a causa delle condizioni orografiche (barriere costituite dagli edifici)
che ostacolano la dispersione delle polveri e della numerosità delle fonti; concentrazioni più elevate del fondo
urbano e del fondo regionale si riscontrano in genere nelle immediate vicinanze di fonti localizzate (strade ad
alto traffico, emissioni industriali). Anche i modelli di dispersione degli inquinanti realizzati dal Centro Regionale
Modellistica Ambientale dell’ARPA – FVG riferiti all’area studiata e a tutta la regione, per il PM 10 e il biossido
di azoto, pur con differenze dovute alle peculiari condizioni meteoclimatiche dell’area sembrano essere
abbastanza in linea con questi modelli di dispersione generali.
1. Per la valutazione della qualità dell’aria è necessario utilizzare tre strumenti fondamentali:
a) gli inventari delle sorgenti emissive,
b) i sistemi di rilevamento (es. le reti di monitoraggio, i mezzi di campionamento etc.),
c) i modelli di dispersione degli inquinanti;
questo è previsto anche dalla direttiva europea 96/62, relativa alla valutazione e alla gestione della qualità
dell’aria, recepita in Italia con il D.Lgs. 351/99.
Gli stessi strumenti sono comunque utilizzabili anche per gli altri comparti ambientali (acque sotterranee e
superficiali, suolo).
Nelle pagine seguenti utilizzeremo i primi due strumenti per valutare la qualità dell’aria nel territorio
circostante la Zona Industriale, basandoci sia sui dati raccolti dall’ARPA – FVG Dipartimento di Udine nel
““Progetto per un programma di gestione ambientale della zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco”
del novembre 2006, sia su dati raccolti da altre fonti, in modo da inquadrarli in un contesto più ampio. Per
quanto riguarda la modellistica simulativa, ovvero i modelli di dispersione degli inquinanti, faremo riferimento
ad altre fonti.
2. La tematica della qualità dell’aria, come si affermava in una relazione dell’ARPA FVG relativa allo studio di
un’altra zona industriale, e degli altri comparti ambientali (acque superficiali e sotterranee, suolo) può essere
affrontata secondo due differenti approcci: analisi delle emissioni o analisi delle immissioni. Nel primo caso si
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tratta di identificare quali sono le sostanze emesse da ogni attività e quantificarle con prelevamenti “a camino”
( escluse le emissioni diffuse) o stimarle mediante gli inventari di emissioni ; nel secondo caso si opera per
verificare i livelli di concentrazione dei diversi inquinanti presso i “recettori” cioè nei pressi delle abitazioni
poste nelle immediate vicinanze dell’area in esame (e quindi più esposte) per poter rispondere alle domande
sulla qualità dell’aria che la popolazione residente respira.
Per quanto riguarda la qualità dell’aria, dopo aver raccolto e valutato la documentazione relativa alle emissioni
dei diversi insediamenti (autorizzazioni ai sensi del DPR 203/88), in considerazione del fatto che una quota
significativa delle sostanze emesse (per le polveri la quota predominante) è costituita dalle emissioni diffuse,
cioè da quelle emissioni che sfuggono ai sistemi di captazione e non vengono quindi convogliate al camino, si è
proceduto al monitoraggio delle immissioni, cioè alla valutazione della qualità dell’aria ambiente, effettuando
dei campionamenti con particolare attenzione al periodo invernale) in cui le condizioni meteorologiche sono
sfavorevoli alla dispersione degli inquinanti.
Le principali fonti di dati sull’inquinamento ambientale nella zona quindi si possono dividere in due gruppi:
a) Inventari delle sorgenti emissive,
Principalmente emissioni in atmosfera, ma anche in altre matrici ambientali. I dati ricavati da queste fonti
sono dati qualitativi, e/o quantitativi, ma difficilmente utilizzabili per stimare l’esposizione della
popolazione (se non a livello qualitativo per alcuni tipi di inquinanti non misurati nel monitoraggio
ambientale o per cercare di stimare l’origine di alcuni inquinanti misurati nel monitoraggio e le quantità
emesse ).
b) Monitoraggio ambientale,
I dati ricavati da questa fonte sono dati di immissione, principalmente in atmosfera, ma anche su altre
matrici ambientali, quali acque di falda, acque superficiali, suolo.. Questi dati, anche se incompleti, sono
quantitativi, e utili per valutare l’esposizione della popolazione agli inquinanti. Devono essere integrati a
modelli di dispersione degli inquinanti, in quanto i punti di rilevamento sono rappresentativi solo di una
determinata area. E’ necessario inoltre valutare questi dati assieme ai dati ricavati dagli inventari delle
sorgenti emissive (fonti dell’inquinamento, quantità immesse per ciascuna fonte, tipo di inquinanti emessi
per ciascuna fonte) per caratterizzare l’inquinamento monitorato e quindi per la gestione della qualità
dell’aria
c) Modelli di dispersione degli inquinanti
Nel ““Progetto per un programma di gestione ambientale della zona industriale di Cividale del Friuli e
Moimacco” del novembre 2006, non vi sono modelli di dispersione degli inquinanti. Comunque con il
confronto con dati monitorati in altre aree regionali e basandoci su dati di letteratura è possibile fare
alcune considerazioni sulla diffusione degli inquinanti nell’area oggetto di studio. Recentemente Il Centro
Regionale Modellistica Ambientale dell’ARPA FVG ha realizzato un modello della dispersione degli
inquinanti relativo a tutto l’anno 2005, che copre quindi anche il periodo in cui si è svolto il monitoraggio
ambientale
a) Inventari delle sorgenti emissive
a.a) Fonti di dati delle singole attività industriali
- Nel Capitolo 2 “Analisi ambientale iniziale” e in particolare nel Capitolo 3 “Attività produttive” della Relazione
di fine progetto redatta dall’ARPA per il “Progetto per un programma di gestione ambientale della zona
industriale di Cividale del Friuli e Moimacco” del novembre 2006, sono stati raccolti molti dati sulle aziende
industriali e artigianali presenti nella Zona Industriale. Tramite questionari sono stati raccolti dati per ogni
singola azienda su:l’adozione di certificazioni ambientali (ISO 9000, ISO 14001, EMAS ed altro) il tipo di attività ,
il numero di addetti, la superficie occupata, le infrastrutture utilizzate (acquedotto fognatura, metanodotto,
raccolta pubblica di rifiuti), le fonti energetiche utilizzate (energia elettrica, gasolio, metano o altro), le fonti di
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approvvigionamento idrico (acquedotto, pozzi) e relativi consumi, i processi produttivi presenti nell’azienda, le
previsioni di ampliamento con riferimento ai processi produttivi, i mezzi di trasporto utilizzati. Per ogni
processo produttivo è stato richiesto alle aziende di impostare un bilancio, qualitativo e di massima, in base a:
materie prime utilizzate, prodotti, rifiuti e loro gestione, scarichi dei reflui e emissioni in atmosfera con
riferimento alla situazione autorizzativi, valutazione dell’impatto acustico, informazioni sugli autocontrolli
ambientali e sulle eventuali emergenze ambientali verificatesi in passato (incendi, sversamenti allagamenti,
esplosioni).
- Come affermato nel Capitolo 3 della Relazione dell’ARPA, questi dati, integrati con altre informazioni (ad
esempio dati sulle autorizzazioni alle emissioni in atmosfera o agli scarichi di acque reflue) acquisite anche con
sopralluoghi conoscitivi presso le attività a più rilevante impatto ambientale o più significative, hanno
permesso di “individuare le principali criticità e fonti di pressione dell’area” e “impostare i monitoraggi
ambientali”.
Oltre ai dati raccolti con i questionari altre informazioni, non limitate solo per caratterizzare le emissioni in
atmosfera, ma anche in altri comparti ambientali (acque superficiali e sotterranee, suolo) possono essere
ricavabili da:
- notifiche art. 48/303 (con schede tecniche dei prodotti utilizzati nel ciclo produttivo),
- autorizzazioni alle emissioni in atmosfera DPR 203/88 ora D.Lgs 152/06,
- concessioni edilizie (con relative schede informative per i pareri igienico sanitari),
- classificazioni industrie insalubri ai sensi del art. 216 del TULLSS,
- autorizzazioni allo scarico acque reflue,
- altre fonti riferite alle singole aziende (registri rifiuti, ecc.)
- per aziende di determinate tipologie e dimensioni studi effettuati per Valutazioni di Impatto Ambientale o
per Autorizzazioni Integrate Ambientali.
- dati relativi a procedimenti di caratterizzazione e bonifica di siti contaminati (se presenti nell’area);
La maggior parte di queste fonti sono accessibili, ma non sempre presenti per tutte le Ditte. Inoltre i dati
ricavabili riguardano solo determinati anni.
Per meglio interpretare i dati emersi nel corso del monitoraggio ambientale utilizzeremo alcune informazioni
integrative a quelle già raccolte dall’ARPA. Dato che le maggiori criticità ambientali emerse nel monitoraggio
riguardano la matrice aria, le integrazioni riguarderanno le emissioni in atmosfera; si accennerà nell’ultima
parte dell’analisi ambientale anche ad alcuni aspetti riguardanti le acque sotterranee, il suolo, e i rifiuti.
L’analisi dei dati e delle stime delle emissioni saranno utili per individuare eventuali inquinanti non oggetto di
monitoraggio ma di interesse per gli effetti sulla salute, e per capire il contributo che gli inquinanti emessi dalle
aziende presenti nella zona industriale al carico di inquinanti complessivo, non limitato all’area di
monitoraggio, dato che le polveri fini e gli altri inquinanti emessi hanno una diffusione e rimescolamento in un
vasto territorio e rimangono a lungo in sospensione nell’atmosfera, per cui l’inquinamento presente in un’area
può originare anche da sorgenti distanti (ad esempio una quota dell’inquinamento è transfrontaliero, proviene
da altri stati). Questa analisi è utile anche per un confronto con le emissioni stimate o misurate provenienti da
altre fonti (industriali e non, locali, regionali o nazionali) o tipiche per specifiche fonti e con le concentrazioni in
atmosfera rilevate in altre zone o tipiche di altre aree (locali, regionali o nazionali o estere).
a.b) Emissioni in atmosfera. Le principali fonti di dati sulle emissioni in atmosfera sono:
I. le autorizzazione alle emissioni in atmosfera ai sensi del DPR 203/88 (ora D.Lgs 152/06)
II. l’autorizzazione alle emissioni per alcune attività produttive (di determinate tipologie e dimensioni) è
compresa nella Autorizzazione Integrata Ambientale (AIA);
III. Alcuni impianti industriali (di determinate tipologie e dimensioni) sono soggetti a “Valutazione di
impatto ambientale”. Se sono presenti emissioni in atmosfera, lo studio di impatto ambientale
contiene i dati relativi alle emissioni previste con talvolta anche stime della dispersione degli
inquinanti emessi:
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IV. Registro INES (Inventario Nazionale delle Emissioni e loro Sorgenti): contiene informazioni su emissioni
in aria (e in acqua) di specifici inquinanti provenienti dai principali settori produttivi e da stabilimenti
generalmente di grossa capacità presenti sul territorio nazionale (stabilimenti soggetti ad AIA e con
determinate soglie di inquinanti emessi) 1
V. Fattori di emissione In base alla tipologia di attività produttive esistono delle stime delle emissioni in
atmosfera. Il documento () nel quale sono riportate le stime è EMEP/CORINAIR (CORe INventory of AIR
emission) Emission Inventory Guidebook – 2007 Technical report N° 16/2007 , ed è pubblicato dall’EEA
(European Environment Agency)(questa è la versione più recente, il progetto è iniziato nel 1995)
Anche l’US-EPA (Environmental Protection Agency) ha realizzato un inventario dei fattori di emissione:
AP 42, Fifth Edition - Compilation of Air Pollutant Emission Factors, Volume 1: Stationary Point and
Area Sources
VI. l’Inventario nazionale delle emissioni
VII. Il Catasto delle emissioni
I ) Autorizzazioni alle emissioni in atmosfera:
ogni attività industriale che produce emissioni in atmosfera (ai sensi del DPR 203/88 e ora del D.Lgs 152/06)
deve avere una autorizzazione dalla Direzione Centrale dell’Ambiente del Friuli Venezia Giulia (ora della
Provincia di Udine)nella quale sono specificate concentrazioni e quantità di determinati inquinanti, misurati ai
camini al momento dell’autorizzazione. Copie di tali autorizzazioni sono inviate anche all’ARPA, all’ASS, e ai
Comuni. Le autorizzazioni contengono le concentrazioni massime ammesse di determinati inquinanti ai punti di
emissione ed eventuali prescrizioni sui sistemi di abbattimento. In genere è previsto, che venga effettuato un
controllo, anche analitico, del rispetto delle concentrazioni ai camini e delle prescrizioni contenute
nell’autorizzazione, in condizioni di massimo esercizio dell’attività industriale o artigianale che produce
l’emissione In caso di mancato rispetto, può essere diffidata o sospesa l’attività industriale. Per alcune attività
di minore entità o è prevista una autorizzazione a carattere generale 2.
Nella zona industriale tramite i questionari l’ARPA ha censito 42 attività produttive e altre 44 in zone esterne
alla zona industriale ma nelle vicinanze della stessa e all’interno dell’area di studio (figura 1); le aziende sono
1
Il Registro INES è aggiornato annualmente e sono disponibili le informazioni relative agli anni 2002, 2003, 2004 e 2005. Riferimenti
normativi sono disponibili su "Documentazione". Per la consultazione del Registro INES accedere a "Registro INES". I dati relativi all'anno
2006 sono disponibili in forma di foglio di calcolo: dati_Registro_INES_2006.xls
La Dichiarazione INES è il processo di raccolta delle informazioni per l'aggiornamento del Registro INES che si svolge annualmente a
livello nazionale. Per la compilazione della Dichiarazione INES accedere alla pagina "Dichiarazione INES".
Oltre al registro INES esiste anche Il Registro EPER, analogamente al Registro INES, contiene informazioni provenienti dai principali
settori produttivi e da stabilimenti generalmente di grossa capacità presenti nei paesi membri della comunità europea e in altri paesi
aderenti all'iniziativa.
L'aggiornamento delle informazioni è triennale. L'anno di riferimento delle informazioni contenute nel Registro EPER è, attualmente, il
2000 o 2001 o 2002 e il 2004. Le informazioni relative all'Italia attualmente disponibili sono riferite al 2002 e al 2004. INES (Inventario
Nazionale delle Emissioni e loro Sorgenti) EPER (European Pollutant Emission Register) sono registri integrati nati nell'ambito della
direttiva 96/61/CE, meglio nota come direttiva IPPC (Integrated Pollution Prevention and Control). Essi sono il risultato di un approccio
integrato alla gestione ambientale che coinvolge i governi, le industrie e il pubblico e dà la possibilità a quest'ultimo di esercitare il
proprio diritto di accesso ad informazioni ambientali in maniera semplice attraverso la moderna tecnologia
2
’ Alcune attività sono incluse nell’elenco degli impianti ed attività in deroga di cui alla PARTE II dell’Allegato IV alla PARTE V del D.Lgs.
152/06, per i quali l’autorità competente – la Provincia – deve adottare autorizzazioni di carattere generale; L’elenco degli impianti ed
attivita’ in deroga
1 Riparazione e verniciatura di carrozzerie di autoveicoli, mezzi e macchine agricole con utilizzo di impianti a ciclo aperto e utilizzo
complessivo di prodotti vernicianti pronti all'uso giornaliero massimo complessivo non superiore a 20 kg;
2 Produzione di mobili, oggetti, imballaggi, prodotti semifiniti in materiale a base di legno con utilizzo giornaliero massimo complessivo
di materie prime non superiore a 2000 kg;
3 Verniciatura, laccatura, doratura di mobili ed altri oggetti in legno con consumo massimo teorico di solvente non superiore a 15
tonnellate/anno;Saldatura di oggetti e superfici metalliche;
4 Pulizia a secco di tessuti e pellami, escluse le pellicce, e pulitintolavanderie a ciclo chiuso;
5 Verniciatura di oggetti vari in metallo con utilizzo complessivo di prodotti vernicianti pronti all’uso non superiore a 50 kg/giorno;
8
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9
state distinte in base alla classificazione delle attività economiche ISTAT (Ateco 2002 3). La seguente tabella
indica la ripartizione delle diverse attività e la figura la loro localizzazione
Sezioni
Sotto
sezioni
D
DA
DD
DI
DJ
DK
DL
F
G
DN
DDDN
DKDL
DIDJ
F
G
Zona
Industriale
Industrie alimentari, delle bevande e del tabacco
Industria del legno e dei prodotti in legno
Fabbricazione di prodotti della lavorazione di minerali non
metalliferi
Metallurgia, fabbricazione di prodotti in metallo
Fabbricazione di macchine ed apparecchi meccanici
Fabbricazione di macchine elettriche ed apparecchiature
elettriche, elettroniche ed ottiche
Altre industrie manifatturiere
*
9
1
1
7
-
Totale
per
classe
1
16
1
11
2
1
5
-
16
2
1
7
1
9
5
16
6
*
1
*
1
Totale
1
-
1
1
15
1
20
1
1
2
-
2
1
42
44
1
86
Costruzioni
Commercio all’ingrosso e al dettaglio; riparazione di 5
autoveicoli, di motocicli, di beni personali e per la casa.
*
-
DDG
DD- *
F
DK-F *
Esterne
*realtà riferibili a più sottosezioni
3
Classificazione delle attività economiche (ISTAT – Roma: ISTAT. Ateco 2002 – P. 392 (*Metodi e Norme) N.Inv.:MM37735 USM ISTA
2003
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Moimacco
Figura 1)
I punti in rosso indicano le attività produttive
Sempre sulla base delle dichiarazioni rese dalle ditte nei questionari e delle copie delle autorizzazioni alle
emissioni in atmosfera acquisite dall’ARPA presso la Direzione Centrale dell’Ambiente della Regione Friuli
Venezia Giulia si è effettuato un censimento delle emissioni
“Il 51% della attività insediate ha presentato domanda di autorizzazione alle emissioni in atmosfera ai sensi del
DPR 203/88 e il restante 49% non ha emissioni significative ai sensi del suddetto decreto e quindi non
necessitano di autorizzazione”
La maggior parte delle attività autorizzate o in corso di autorizzazione (54%) sono più addensate all’interno
della Zona Industriale e quindi più lontano dai centri abitati: Fra le aziende con autorizzazione sono stati
individuati settori produttivi prevalenti : il metalmeccanico (25%) e il settore del legno (64%) in particolare
emissioni da impianti di aspirazione polveri e verniciatura.
Sulla base dei dati raccolti sono state individuate alcune categorie di inquinanti sui quali si è focalizzato il
monitoraggio dell’ARPA. “I dati a disposizione non hanno consentito un bilancio complessivo delle emissioni in
atmosfera da fonti puntuali (impianti) ”, ma hanno appunto reso possibile individuare le seguenti categorie
principali d’inquinanti, relativamente alle quali si riportano integralmente le considerazioni dell’ARPA,
contenute nel Capitolo 3 “Attività produttive” della Relazione di fine progetto redatta dall’ARPA per il
“Progetto per un programma di gestione ambientale della zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco”
del novembre 2006:
Polveri: “Gli insediamenti che risultano autorizzati all’emissione di polveri sono 44 e sono legati ad attività di
lavorazione del legno (64%) e metalmeccaniche (25%).
L’insediamento più significativo della Zona industriale risulta essere un’acciaieria nella quale l’emissione più
consistente e a maggior impatto si identifica nelle polveri che sì originano nelle diverse fasi del ciclo fusorio,
polveri che spesso fuoriescono dallo stabilimento come emissioni diffuse.
10
Moimacco
11
Oltre alla quantificazione delle polveri riveste notevole importanza dal punto di vista sanitario il contenuto di
particolari metalli nelle polveri stesse. Per tali motivazioni, nell’impostazione del monitoraggio, si è provveduto
a determinare la concentrazione delle polveri presenti nell’aria ambiente (in particolare la frazione PM10) e,
sulle polveri totali campionate, sono stati ricercati quei metalli che derivano dalla specifica attività produttiva
(ferro, manganese, piombo, cadmio, nichel, cromo, zinco e vanadio) oltre all’arsenico pure presente.”
Composti Organici Volatili: “Fra tutti i possibili composti utilizzati nell’industria come solventi, l’attenzione si è
focalizzata su alcune sostanze della famiglia degli “aromatici” quali benzene, toluene, etilbenzene e xileni per la
presenza nell’area di riferimento di alcune attività che utilizzano questi composti nei propri processi produttivi.
L’origine di queste emissioni è legata soprattutto ad attività di verniciatura sia nel settore legno, che in aziende
metalmeccaniche e in autofficine. Gli insediamenti che risultano autorizzati all’emissione di COV sono 21 e
sono legati principalmente ad attività di lavorazione del legno (48%) e metalmeccaniche (28%). È opportuno
sottolineare che le emissione di Composti Organici Volatili sono legate anche ad altre fonti, quali il settore
trasporti.”
Altri inquinanti: “Si sono individuati tra le altre sostanze emesse dalle attività esaminate i seguenti composti:
— Biossido di zolfo;
— Ossidi di azoto;
— Monossido di carbonio.
Tutti questi inquinanti sono legati a processi di combustione e derivano quindi, oltre che dal traffico auto
veicolare, da qualsiasi tipo di impianto termico (sia per riscaldamento civile che per uso industriale): ne
consegue che tutte le aziende presenti contribuiscono, anche se in misura differente, all’emissione di questi
composti”.
I principali limiti di questa fonte di dati sono i seguenti:
- I dati di emissione autorizzati sono quantitativi (come concentrazione e portata al camino) e riguardano i
singoli punti di emissione; per un calcolo delle emissioni complessive vanno sommati tutti i punti di emissione
che per certe attività possono essere parecchie decine
- Le concentrazioni di inquinanti sono spesso quelle previste al momento della prima autorizzazione, o in caso
di modifiche impiantistiche o del ciclo produttivo di una nuova autorizzazione, ma non tengono conto di
variazioni quantitative della produzione nel tempo. Inoltre le concentrazioni autorizzate non vengono sempre
controllate nella fase di esercizio degli impianti.
- Gli inquinanti dei quali sono autorizzate le emissioni sono in molti casi raggruppati per grandi categorie (ad
esempio polveri totali in mg per metro cubo; ciò è utile per i controlli ma non sempre valido dal punto di vista
tossicologico) o per classi tossicologiche
- Nelle autorizzazioni le emissioni devono rispettare dei limiti stabiliti dalla normativa (D.Lgs 152/06 e prima
DPR 203/88) 4 e delle prescrizioni, ma non si tiene in genere conto del carico complessivo di inquinamento che
più emissioni presenti nella stessa area vanno a determinare, tranne che nel caso grandi impianti produttivi
soggetti ad autorizzazione ambientale integrata per i quali i limiti possono essere più severi o a valutazione di
impatto ambientale nel qual caso spesso viene presentato un o studio apposito che stima la dispersione degli
inquinanti nell’area dell’insediamento.
4
Dlgs 152/06 Art.271.Valori limite di emissione e prescrizioni. 1. L'Allegato I alla parte quinta del presente decreto stabilisce i valori
limite di emissione, con l'indicazione di un valore massimo e di un valore minimo, e le prescrizioni per l'esercìzio degli impianti anteriori
al 1988 e di tutti gli impianti di cui all'articolo 269, comma 14, eccettuati quelli di cui alla lettera d). I valori limite di emissione e le
prescrizioni stabiliti nell'Allegato I si applicano agli impianti nuovi e agli impianti anteriori al 2006 esclusivamente nei casi espressamente
previsti da tale Allegato. L'Allegato V alla parte quinta del presente decreto stabilisce apposite prescrizioni per le emissioni di polveri
provenienti da attività di produzione, manipolazione, trasporto, carico, scarico o stoccaggio di materiali polverulenti e per le emissioni in
forma di gas o vapore derivanti da attività di lavorazione, trasporto, travaso e stoccaggio di sostanze organiche liquide.
11
Moimacco
12
- Anche 5 in alcune zone o agglomerati nei quali: a) i livelli di uno o più inquinanti eccedono il valore limite
aumentato del margine di tolleranza; b) i livelli di uno o più inquinanti sono compresi tra il valore limite ed il
valore limite aumentato del margine di tolleranza. possono essere stabiliti dalle Regioni dei limiti più restrittivi
nell’ambito di specifici piani. In Regione Friuli Venezia Giulia la ripartizione delle competenze (tra Regione,
Province, Comuni ed ARPA) per la definizione dei piani di miglioramento di qualità dell’aria è regolamentata
nella L.R.16 del 18.06.2007 “Norme in materia di tutela dall’inquinamento atmosferico e dall’inquinamento
acustico”. Esiste già un Piano d’azione per il contenimento e la prevenzione degli episodi acuti di inquinamento
atmosferico” approvato con il DGR 421 dd. 4.3.2005 della Regione Friuli Venezia Giulia, in tale documento sono
state individuate anche alcune zone industriali fra cui la “zona industriale udinese (ZIU) per la quale, nel 2004
sono stati evidenziati vari superamenti del limite fissato per le polveri sottili” 6
- Le autorizzazioni riguardano le emissioni convogliate e non le emissioni diffuse., che quantitativamente è in
alcuni casi (come l’acciaieria sopraccitata) la maggior fonte di inquinamento atmosferico nell’area (in altre
acciaierie studiate, ad esempio, prima dei lavori di segregazione di uno dei forni elettrici, il rapporto
quantitativo stimato fra emissioni diffuse e emissioni convogliate era di 10 a 1.) Inoltre le emissioni diffuse
hanno un raggio di ricaduta più corto, che quindi interessa maggiormente le frazioni vicine alla ZIU interessate
dallo studio.
- Alcune tipologie di attività industriali che producono emissioni (attività a basso impatto), che possono essere
numerose,(e quindi quantitativamente non trascurabili) non sono soggette a questo tipo di autorizzazioni.
- Sono poi escluse tutte le emissioni non industriali: da traffico, domestiche, ecc.
Solo con il catasto delle emissioni, i dati quantitativi singoli possono essere aggregati, in modo da avere un
quadro generale della situazione. Alcune simulazioni realizzate sulla base di questa fonte di dati sarebbero
possibili; anche l’ARPA ha in via di attuazione il catasto delle emissioni (che però ha la finalità di calcolare le
emissioni complessive a scala maggiore, regionale e/o provinciale). Inoltre può comunque essere utile
5
Dlgs 152/06 Art.271 . 4 I piani e i programmi previsti dall'articolo 8 del decreto legislativo 4 agosto 1999, n. 351, e dall'articolo 3 del
decreto legislativo 21 maggio 2004, n. 183, possono stabilire valori limite di emissione e prescrizioni, anche inerenti le condizioni di
costruzione o di esercizio dell'impianto, più severi di quelli fissati dall'Allegato I alla parte quinta del presente decreto e dalla normativa
di cui al comma 3 purché ciò risulti necessario al conseguimento del valori limite e dei valori bersaglio di qualità dell'aria. Fino
all'emanazione di tali piani e programmi, continuano ad applicarsi i valori limite di emissione e le prescrizioni contenuti nei piani adottati
ai sensi dell'articolo 4 del decreto del Presidente della Repubblica 24 maggio 1988, n. 203
6
Da DGR 421 dd 4.3.2005 ZONIZZAZIONE. Individuazione delle Zone di Piano. La valutazione della qualità dell’aria a scala locale su tutto
il territorio regionale, e la successiva zonizzazione, è stata effettuata basandosi in primo luogo sui risultati del monitoraggio della qualità
dell’aria rilevato dalla rete di monitoraggio dell’ARPA ed integrando questi ultimi con una metodologia innovativa che sulla base di
elaborazioni statistiche e modellistiche porta ad una stima delle concentrazioni di inquinanti dell’aria su tutto il territorio della regione.
La zonizzazione individuata potrà essere modificata sulla base di nuovi dati acquisiti ed in particolare sul ripetersi di situazioni di episodi
acuti di inquinamento atmosferico. Una particolare attenzione verrà posta relativamente alla zona industriale udinese (ZIU) per la quale,
nel 2004, sono stati evidenziati vari superamenti del limite fissato per le polveri sottili. A conclusione delle indagini attualmente in corso
e dopo l’acquisizione delle stazioni di monitoraggio da parte dell’ARPA si valuterà l’opportunità di inserire tale area fra le zone di piano.
Sulla base delle precedenti osservazioni sono state individuate le seguenti Zone di Piano:
Zona
Comune
Inquinanti
Area triestina
Trieste
NO2 – PM10
Area udinese
Udine
NO2 – PM10
Area pordenonese
Pordenone – Porcia - Cordenons
NO2 – PM10
Area goriziana
Gorizia
NO2 – PM10
Area monfalconese
Monfalcone
NO2 – PM10
Autorità competenti alla gestione delle situazioni di rischio sono i Sindaci dei Comuni compresi nella Zona di Piano in cui si è manifestato
il superamento dei limiti fissati dalla normativa. I Comuni compresi nelle Zone di Piano determinate al paragrafo precedente elaborano
il Piani di Azione Comunale (PAC). Nel caso la Zona interessi due o più comuni, i relativi PAC devono essere concordati fra le relative
Amministrazioni. In caso di inerzia dei Comuni, le misure stabilite nel PAC possono venire assunte dalla Regione ai sensi della normativa
vigente. La zonizzazione identificata nel DGR 421 è stata recentemente modificata con “Proposta di piano regionale di miglioramento
della qualità dell’aria” Allegato 1 alla delibera n. 1783 d.d. 30 luglio 2009.
12
13
Moimacco
incrociare questo tipo di dati con quelli del monitoraggio ambientale, eventualmente per controllare che non vi
siano alcuni inquinanti presenti nelle emissioni, non monitorati nell’ambiente.
II) Autorizzazioni ambientali integrate
Un’altra fonte di dati sulle emissioni sono le stime o misure delle emissioni effettuate per ottenere
l’autorizzazione ambientale integrata e i decreti autorizzativi per le attività autorizzate. Questo tipo di
autorizzazione è richiesto ai sensi del D.Leg. 59/2005, per alcune attività produttive di determinate categorie e
dimensioni Nella zona industriale queste attività industriali sono tre e nelle pagine seguenti riportiamo alcuni
passi dei rapporti non tecnici realizzati dalle ditte in questione e alcune considerazioni
ACCIAIERIA FONDERIA CIVIDALE S.p.A. Sede Operativa: Via delle Industrie - 40 33043 Cividale del Friuli (UD).
L’ impianto produttivo rientrante nella categoria di attività individuata al punto 2.4 dell'allegato 1 del D. Leg.
59/2005 in quanto fonderia di metalli ferrosi con una capacità di produzione superiore a 20 tonnellate al
giorno. Le principali produzioni dell'acciaieria sono costituite da: fusioni in acciaio, fusioni in ghisa e lingotti in
acciaio. Le materie prime principali che vengono utilizzate sono costituite da rottami di ferro, ferroleghe,
sabbie di silice e/o cromite, agglomerate con resine e catalizzatori per conferire alla forma l’impronta del
manufatto da produrre. Il ciclo produttivo è organizzato nei seguenti reparti/luoghi di lavoro:
- Modelleria
- Formatura
- Acciaieria
- Sterratura . Taglio Acciai
- Servizi
- Manutenzione
- Controllo qualità e collaudo
L.acciaieria presenta alla data odierna 16 punti di emissione in atmosfera autorizzati dagli enti preposti. Il
primo punto ad essere stato autorizzato è il camino n. E9 (in planimetria) relativo ad un forno di trattamento
termico (delibera n.1410 del 29/03/1993 dalla Regione Autonoma Friuli Venezia Giulia). Sono state poi
concesse altre tre autorizzazioni per i camini n. E30-E31-E32-E33 relativi all’impianto di recupero terre e agli
sfiati dei filtri dei silos per lo stoccaggio delle sabbie (delibera n.3709 del 01/09/1994). Successivamente sono
stati autorizzati i camini n. E1-E3-E4-E7-E16-E17-E18E25-E26-E27 relativi ai forni fusori, a due forni per il trattamento termico dell’acciaio, un forno per l’impianto di
recupero terre, una taglia mattoni e tre filtri dei silos (delibera n.660 del 16/2/1996).
Infine è stata concessa l’autorizzazione per il camino E34 di un forno di trattamento termico, emessa in data
30/3/2001 con delibera n. 985.
Analisi delle emissioni in atmosfera attive Questa valutazione prende in esame i punti di emissione esistenti
attivi. L’obiettivo è di valutare la quantità delle sostanze inquinanti per evidenziare l’eventuale apporto sulla
qualità dell’aria degli elementi provenienti dai punti di emissione degli impianti produttivi e, come ultima
analisi la verifica del rispetto dei limiti normativi. Le analisi vengono effettuate con frequenza trimestrale,
semestrale oppure annuale, a seconda delle indicazioni legislative, e vengono presi a riferimento per l’indagine,
le caratteristiche chimicho-analitiche delle sostanze inquinanti emesse: polveri inerti in sospensione, cromo,
piombo, manganese, nichel, silice libera cristallina, ossigeno e ossidi di azoto.
Vengono inoltre evidenziate le caratteristiche costruttive-funzionali di ciascun punto di emissione in termini di
portata e di temperatura di emissione dei camini. Le valutazioni mettono in evidenza: " Il rispetto continuo dei
limiti previsti all’interno delle autorizzazioni rilasciate dall’ente preposto”.
" I valori che risultano dalle analisi eseguite, sono inferiori a quelli consentiti dalle attuali normative di
riferimento (limiti per la qualità dell’aria) ”.
13
14
Moimacco
COMPAGNIA GENERALE DELL’ALLUMINIO S.p.A. Sede Operativa: Via delle Industrie, 22
33043 Cividale del Friuli UDINE
L’impianto rientra nella categoria di attività individuata al punto 2.4 dell’Allegato 1 del D.Lgs. 59/2005 in
quanto fonderia di metalli non ferrosi con una capacità di produzione superiore a 20tonnellate al giorno.
Le principali produzioni dell’azienda sono costituite da: fusione di Alluminio, Laminazione coils, (dove vengono
tagliati i coils in semicoils), Laminazione Roll-Bond (spianatura, lavaggio, asciugatura, spazzolatura di una sola
superficie, spezzonatura in quadrotti dei coils), Formazione sandwiches (il quadrotto viene serigrafato,
essiccato, accoppiato con quadrotto non serigrafato e laminato prima a caldo e poi a freddo), Ricottura,
Gonfiaggio (della lastra laminata e ricotta), Finitura meccanica ( cesoiatura, tranciatura e saldatura) da aziende
esterne e Verniciatura. La materia prima utilizzata è l'Alluminio, per lo più al 99,7% (saltuariamente al 99,5%)
assieme a pani di Magnesio e Borotitanio in Vergella (utilizzati come additivi leganti nella fase di fusione).
Il ciclo produttivo è organizzato nei seguenti reparti/luoghi di lavoro:
- Fonderia e Colata continua
- Laminazione Roll-Bond
- Ricottura
- Gonfiaggio
- Verniciatura
La ditta Compagnia Generale Alluminio spa presenta alla data odierna i punti di emissione di seguito riportati e
autorizzati dalla Giunta Regionale:
E2 Laminatoio LAG; E3/1, E3/2, E3/3 Forni fusori e attesa; E4 Bancale pesate Laminate E5 Laminatoio MINO;
E10 Sala preparazione filiere; E13/1, E13/2 Spazzolatrici linea RB; E16/1, E16/2 Aspirazione fumi sgrassaggio
linea; E17 Aspirazione fumi Schlatter; E19 Aspirazione fumi sgrassaggio vernici; E22 Ciclone cabina
verniciatura;E25 Saldatura COILS colati UD/INAT/1221/1 Delibera n° 3626.
E26 Saldatrice pannelli UB Voltura del 4/4/02 Delibera n° 883 Aut: UD/INAT/1089 Delibera n° 3679
Analisi delle emissioni in atmosfera attive
La valutazione prende in esame i punti di emissione attivi, con l’obiettivo di valutare la quantità delle sostanze
inquinanti per evidenziare l’eventuale apporto sulla qualità dell’aria degli elementi provenienti dai punti di
emissione degli impianti produttivi e la verifica del rispetto dei limiti normativi.
Le analisi vengono effettuate con frequenza annuale come previsto dalle autorizzazioni. Vengono riportate
inoltre le caratteristiche costruttive funzionali di ciascun punto di emissione dei camini. Le valutazioni mettono
in evidenza: Il rispetto dei limiti previsti all'interno delle autorizzazioni rilasciate dall'ente preposto. I valori che
risultano dalle analisi eseguite, sono inferiori a quelli consentiti dalle attuali normative di riferimento (limiti per
la qualità dell’aria).
FABER INDUSTRIE S.p.A. Via dell’Industria n° 23 33043 Cividale del Friuli (UD)
L’attività è soggetta ad A.I.A. in quanto rientra nelle categorie individuate al punto 2.6 dell’allegato 1 al D.Lgs.
59 del 18/02/2005 ”Impianti per il trattamento di superficie di metalli e materie plastiche mediante processi
elettrolitici o chimici qualora le vasche destinate al trattamento utilizzate abbiano un volume superiore a 30
m3”.
E’ composta da 3 stabilimenti Faber 1 Via dell’Industria, 23 - Faber 2 Via del Commercio, 5-7 - Faber 3 Via
dell’Industria, 64 – tutti in comune di Cividale del Friuli (UD). L’AIA ha avuto una integrazione per modifiche
sostanziali correlate all’ampliamento del sito produttivo Faber3.
L’AIA si è conclusa con un decreto di autorizzazione n 148 ALP.10/AIA/19 e ALP.10/AIA/86 del 6.2.2009 della
Direzione Centrale Ambiente e Lavori Pubblici della Regione Friuli Venezia Giulia Negli stabilimenti Faber si
effettuano le lavorazioni per la costruzione del prodotto finito ovvero bombole per gas compressi e liquefatti. I
processi produttivi realizzati negli stabilimenti sono uguali. Le lavorazioni, i macchinari e gli impianti si
differenziano solamente per la dimensione del prodotto da realizzare. Partendo dai dischi in lamiera, il
14
15
Moimacco
processo produttivo si sviluppa sino ad arrivare al prodotto finito; inizia dal trattamento termico di ricottura
seguito dalla preparazione superficiale del materiale ferroso, la fosfatazione. Segue la deformazione a freddo
del disco. La lamiera piana è pressata fino a formare un cilindro. Dopo ogni processo di deformazione a freddo
il semilavorato deve essere trattato termicamente per eliminare gli stress residui conseguenti alla
deformazione. Il processo prosegue con la sabbiatura del semilavorato e con la formazione a caldo dell’ogiva
dove appositi rulli brandeggianti traslano il materiale fino ad ottenere la chiusura completa della bombola.
Seguono il trattamento termico di bonifica, le lavorazioni meccaniche, i controlli di qualità e le finiture. Le
emissioni in atmosfera dei siti produttivi Faber sono tutte autorizzate dalla regione Friuli Venezia-Giulia con
diverse delibere rilasciate nel corso degli anni. Tutte le delibere sono recentemente state unificate dalla stessa
regione in un unico decreto autorizzativo n° ALP.10 - 2662 – UD/INAT/577/8 del 14/11/2006. Il monitoraggio
delle emissioni è eseguito da un laboratorio esterno accreditato con cadenza annuale come definito dal
decreto autorizzativo. Le analisi effettuate evidenziano le caratteristiche costruttive/funzionali di ciascun punto
di emissione. I metodi di prova sono conformi alle normative di riferimento UNI 10619:2001, UNI EN 132841:2003, UNI EN 13649:2002.
Gli impianti di sabbiatura e di taglio al plasma sono dotati di sistemi di abbattimento delle polveri. Il flusso di
aria prima di essere espulso passa sulle cartucce filtranti (10 ÷ 18 a seconda delle portate) con il relativo
assorbimento delle polveri. Il principio è il seguente: i gas carichi di polvere entrano nel filtro dove incontrano
le cartucce filtranti. Le cartucce trattengono la polvere e rilasciano solo il gas. Le cartucce sono ripulite
automaticamente con un getto di aria in controlavaggio che fanno ricadere le polveri nel punto di raccolta del
sistema di abbattimento.
III) Valutazioni di impatto ambientale
Nella zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco non risultano mai effettuati studi di impatto ambientale.
IV) Registro INES (Inventario Nazionale Emissioni in Atmosfera e loro Sorgenti)
Va subito anticipato che non esistono nella zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco attività industriali
che abbiano presentato documentazione per il registro INES.
V) Fattori di emissione –Linee guida per l’ inventario delle emissioni EMEP/CORINAIR 2007
Un’altra fonte possibile di informazioni, dalla quale nel caso allo studio si possono ricavare dati qualitativi,
potrebbero essere i fattori di emissione riportati nelle linee guida per gli ’inventari delle emissioni
EMEP/CORINAIR 2007. In queste linee guida sono riportati gli inquinanti e le quantità degli stessi presenti nelle
emissioni in atmosfera prodotte da varie attività industriali e non. Incrociando questi dati con l’elenco delle
attività produttive esistenti sui territori comunali è quindi possibile avere un quadro delle emissioni presenti
nell’area oggetto di studio.
15
16
Moimacco
INQUINANTE
FATTORE DI UNITA'
DI INFORMAZIONI
EMISSIONE MISURA
AGGIUNTIVE
0,01
kg/ Mg prodotto Dato
sia
per
sorgenti puntuali
che areali
0,01
kg/ Mg prodotto
“
“
Benzene
Metano
Composti Organici Volatili
non metanici
Selenio
Arsenico
Cadmio
Ossidi di zolfo
Nichel
Ossidi di azoto
Mercurio
Cromo
Piombo
Rame
Monossido di carbonio
INQUINANTE
Diossina
Zinco
Biossido di carbonio
0,04
kg/ Mg prodotto
“
“
0,05
0,0575
0,07
0,08
0,11
0,13
0,15
0,3
0,37
0,5
1,25
130
2
6
8,5
g/ Mg prodotto
g/ Mg prodotto
g/ Mg prodotto
kg/ Mg prodotto
g/ Mg prodotto
kg/ Mg prodotto
g/ Mg prodotto
g/ Mg prodotto
g/ Mg prodotto
g/ Mg prodotto
kg/ Mg prodotto
g/ Mg prodotto
microgTEQ/ t
g/ Mg prodotto
kg/ Mg prodotto
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
“
FONTE
EPA (U.S. Environmental
Protection Agency)
EIPPCB (European
Integrated Pollution
Prevention and Control
Bureau)
EIPPCB
EMEP-CORINAIR
EMEP-CORINAIR
EMEP-CORINAIR
EIPPCB
EMEP-CORINAIR
EIPPCB
EMEP-CORINAIR
EMEP-CORINAIR
EMEP-CORINAIR
EMEP-CORINAIR
EIPPCB (
EIPPCB
EMEP-CORINAIR
EMEP-CORINAIR
CITEPA (Centre
Interprofessionel
Technique d'Etudes de
la Pollution
Atmospherique)
Fattori di emissione da forni elettrici di acciaieria
INQUINANTE
FATTORE
DI
EMISSIONE
0,02
Composti Organici
Volatili
non
metanici
Metano
0,18
Particolato fine
108
Fattori di emissione caricamento forni
UNITA' DI MISURA
INFORMAZIONI
AGGIUNTIVE
kg/ Mg prodotto
Dato
sia
per CORINAIR
sorgenti
puntuali che areali
“
“
CORINAIR
“
“
Azienda ILVA(c.p.)
kg/ Mg prodotto
g/ Mg prodotto
FONTE
16
17
Moimacco
INQUINANTI
FATTORE
EMISSIONE
Composti Organici 0,09
Volatili
non
metanici
Ossidi di zolfo
0,125
Cadmio
0,14
Ossidi di azoto
0,16
DI UNITA' DI MISURA
kg/ Mg prodotto
kg/ Mg prodotto
g/ Mg prodotto
kg/ Mg prodotto
Arsenico
Nichel
Cromo
0,3
0,5
1,1
140
g/ Mg prodotto
g/ Mg prodotto
g/ Mg prodotto
kg/ Mg prodotto
Zinco
Particolato fine
5
6000
g/ Mg prodotto
g/ Mg prodotto
Piombo
Monossido
carbonio
7,2
di 9,5
g/ Mg prodotto
kg/ Mg prodotto
INFORMAZIONI
FONTE
AGGIUNTIVE
Dato sia per sorgent EMEP-CORINAIR
i puntuali che areali
EMEP-CORINAIR
EMEP-CORINAIR
Dato
sia
per EMEP-CORINAIR
sorgenti
puntuali
che areali
EMEP-CORINAIR
EMEP-CORINAIR
EMEP-CORINAIR
Dato
sia
per EMEP-CORINAIR
sorgenti
puntuali
che areali
EMEP-CORINAIR
Dato
sia
per EPA (U.S.
sorgenti
puntuali Environmental
Protection Agency)
che areali
EMEP-CORINAIR
Dato
sia
per EMEP-CORINAIR
sorgenti
puntuali
che areali
Fattori di emissione fonderie di ghisa e acciaio
INQUINANTE
Ossidi di azoto
FATTORE
EMISSIONE
0,4
Ossidi di zolfo
1,3
kg/ Mg prodotto
Diossina
Particolato fine
2
335
g/ Mg prodotto
Composti Organici 5
Volatili
non
metanici
Biossido
di 506,92
carbonio
DI UNITA' DI MISURA
kg/ Mg prodotto
kg/ Mg prodotto
kg/ Mg prodotto
INFORMAZIONI
AGGIUNTIVE
Dato
sia
per
sorgenti puntuali
che areali
FONTE
CITEPA (Centre
Interprofessionel
Technique d'Etudes de
la Pollution
Atmospherique)
Dato
sia
per CITEPA
sorgenti puntuali
che areali
microgTEQ/ t
EMEP-CORINAIR
Dato
sia
per EPA (U.S.
sorgenti puntuali Environmental
Protection Agency)
che areali
Dato
sia
per CITEPA
sorgenti puntuali
che areali
Dato
sia
per CITEPA
sorgenti puntuali
che areali
17
18
Moimacco
Fattori di emissione produzione alluminio di seconda fusione
INQUINANTE
Composti Organici
Volatili non
metanici
Benzene
FATTORE DI
EMISSIONE
3,117
UNITA' DI MISURA
410000
g/ Mg prodotto
820
g/ Mg prodotto
INFORMAZIONI
AGGIUNTIVE
g/ Mg prodotto
Calcolato in base a
DM n.711
FONTE
IPCC
(Intergovernmental
Panel on Climate
Change)
Professione
Verniciatore del
legno
APAT (Agenzia
Nazionale
Protezione
Ambiente e Servizi
Tecnici)
Fattori di emissione verniciatura legno
Dall’esame dei vari dati o stime di emissione raccolti nelle pagine precedenti si evidenzia che alcuni inquinanti
non sono stati monitorati (ad esempio la diossina, il rame, il metano). Ciò è normale in quanto le emissioni di
molti inquinanti sono correlate tra loro e non è necessario misurarli tutti: generalmente ne vengono scelti
alcuni come indicatori dell’inquinamento.
Per la valutazione dell’esposizione e dei possibili effetti sanitari correlati con l’esposizione considereremo
comunque la presenza di tutti i possibili inquinanti, anche quelli non monitorati. Peraltro molti effetti sono
comuni per l’esposizione a diversi inquinanti.
VI) Inventario nazionale delle emissioni
“Per quanto riguarda la valutazione e gestione della qualità dell'aria il D.Lgs.351/99 prevede l’utilizzo di tre
strumenti fondamentali: sistemi di rilevamento (reti di monitoraggio, mezzi mobili, campionatori attivi/passivi),
inventario delle sorgenti emissive (disaggregato per aree e tipologie di sorgenti) e modelli di dispersione degli
inquinanti. In questo contesto, pertanto, gli inventari delle emissioni sono uno strumento essenziale per la
gestione della qualità dell’aria, in quanto identificano le fonti territoriali causa dell’inquinamento atmosferico.
Con il decreto 261/02 vengono definiti nel dettaglio i criteri per l'elaborazione dei piani e programmi di azione
e specificati gli elementi conoscitivi necessari per l'elaborazione di tali piani, in particolar modo nell'allegato 2
sono riportati i criteri per la redazione degli inventari locali.”
CONTAMINANTE
Ossidi di azoto (NO+NO2)
Composti organici volatili non metanici
Metano
Monossido di carbonio
Diossido di carbonio (anidride carbonica)
UM
Mg
Mg
Mg
Mg
Mg
1990
1995
2000
2005
124,22
150,25
187,58
251,78
119,25
144,24
180,08
241,71
29,81
36,06
45,02
60,43
1242,22 1502,54 1875,78
2517,84
34812,05 42107,21 52566,97
70559,84
18
19
Moimacco
CONTAMINANTE
Particolato (< 10 micron)
Particolato (< 2.5 micron)
Arsenico
Cadmio
Cromo
Rame
Mercurio
Nichel
Piombo
Selenio
Zinco
Diossine e furani
Idrocarburi policiclici aromatici (IPA)
Benzene
UM
Mg
Mg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
kg
g (teq)
kg
Mg
1990
129,19
103,35
57,14
69,56
421,36
496,89
149,07
193,79
3428,53
49,69
31800,90
4,42
1,89
1,37
1995
156,26
125,01
69,12
84,14
509,66
601,02
180,30
234,40
4147,01
60,10
38465,05
5,35
2,28
1,66
2000
186,08
148,86
2005
249,77
199,82
75,03
636,27
450,19
225,09
292,62
5177,16
75,03
48020,07
6,68
2,85
2,07
100,71
854,05
604,28
302,14
392,78
6949,23
100,71
64456,61
8,96
3,83
2,78
I dati dell’inventario nazionale delle emissioni sono disaggregati per inquinante e a livello provinciale.
E’ utile per avere un quadro più ampio di quello limitato alla sola Zona Industriale, vedere come sono ripartite
le emissioni da varie fonti dei principali inquinanti a livello provinciale. Questo è importante dato che gli
inquinanti emessi dalle diverse fonti si diffondono in aree molto vaste, come verrà spiegato più ampiamente
nei successivi capitoli.
Riportiamo nelle pagine seguenti la ripartizione e l’andamento delle emissioni in Provincia di Udine dal 1990 al
2005, dei principali inquinanti con alcune caratteristiche degli stessi, ricavate dalla letteratura; alcune
informazioni saranno in parte ripetute nella parte dedicata alla valutazione dei dati di monitoraggio.
Gli ossidi di azoto che contribuiscono all’inquinamento atmosferico sono il monossido di azoto (NO) e il
biossido di azoto (NO2). La principale sorgente di emissione è la combustione nei motori degli autoveicoli e, in
ordine decrescente, da diesel pesanti, autoveicoli a benzina, diesel leggeri e autoveicoli catalizzati. Altre fonti
riconducibili ad attività umane sono gli impianti di riscaldamento e gli impianti industriali. Gli ossidi di azoto
sono inoltre molto importanti in quanto sono precursori delle polveri (assieme agli ossidi di zolfo,gli ossidi di
azoto formano i nuclei delle polveri ultrafini). Alti livelli di biossido di azoto, combinati con le polveri ultrafini e
altri ossidanti, sono divenuti il maggior problema dell’inquinamento atmosferico nelle aree urbane in tutto il
mondo. Gli ossidi di azoto sono poi uno dei maggiori componenti della miscela di inquinanti comunemente
indicata con il nome di “smog fotochimico”
Gli ossidi di azoto si formano per reazione chimica in aria a partire dall’azoto atmosferico che viene ossidato a
NO2 e NO. La maggior parte dell’NO reagisce spontaneamente con l’ossigeno dell’aria per dare l’NO2; per
questo motivo si misura il biossido di azoto come indice dell’inquinamento dell’aria da ossidi di azoto. Il
biossido di azoto è un gas tossico di colore giallo-rosso, dall’odore forte e pungente, con grande potere
irritante, trattandosi di un ossidante altamente reattivo e corrosivo. Come già detto svolge un ruolo
fondamentale nella formazione dello smog fotochimico, essendo l’intermedio di base per la produzione di
tutta una serie di inquinanti secondari molto pericolosi, come l’ozono, l’acido nitrico. Il biossido di azoto merita
di essere menzionato anche come il maggior responsabile, insieme al biossido di zolfo, del fenomeno delle
piogge acide.
Gli ossidi di azoto permangono in atmosfera per pochi giorni: 4-5 giorni circa.
19
Moimacco
DESCRIZIONE
01-Produzione energia e trasform. combustibili
02-Combustione non industriale
03-Combustione nell'industria
04-Processi produttivi
07-Trasporto su strada
08-Altre sorgenti mobili e macchinari
09-Trattamento e smaltimento rifiuti
10-Agricoltura
11-Altre sorgenti e assorbimenti
1990
131,35
796,25
1752,28
194,21
12782,80
2007,81
22,71
2,00
40,86
1995
190,20
979,76
493,37
201,97
13870,15
1700,66
18,62
1,21
5,06
2000
293,57
1015,25
670,93
237,72
10739,78
1550,71
18,71
0,82
0,39
2005
196,21
1060,62
2914,99
304,35
7674,50
1354,80
25,49
1,16
0,15
confronto tra diverse fonti di emissioni di NOX
20000,00
18000,00
16000,00
14000,00
ossidi di azoto in Mg
20
10-Agricoltura
12000,00
10000,00
8000,00
6000,00
4000,00
2000,00
0,00
1990
1995
2000
2005
anno
Il biossido di zolfo (anidride solforosa, SO2) è un gas incolore, irritante, non infiammabile, molto solubile in
acqua e dall’odore pungente. Il biossido di zolfo è tradizionalmente derivato dalla combustione di
combustibili fossili (ad esempio da riscaldamento domestico o combustioni industriali).
Deriva dalla ossidazione dello zolfo nel corso dei processi di combustione delle sostanze che contengono
questo elemento sia come impurezza (ad esempio i combustibili fossili) che come costituente fondamentale.
20
Moimacco
Essendo più pesante dell’aria tende a stratificarsi nelle zone più basse. Il biossido di zolfo merita di essere
menzionato anche come il maggior responsabile, insieme al biossido di azoto, del fenomeno delle piogge acide
Nell’ambiente esterno le emissioni di biossido di zolfo sono principalmente dovute ai processi industriali di
combustione dei combustibili fossili e liquidi (carbone, petrolio, gasolio). Sono rilevanti anche le emissioni dai
processi di produzione dell’acido solforico, dalla lavorazione di molte materie plastiche, dalla desolforazione
dei gas naturali, dall’arrostimento delle piriti e dall’incenerimento dei rifiuti. In Italia nel 2001 l’emissione di
confronto tra diverse fonti di biossido di zolfo
8000,00
7000,00
6000,00
biossido di zolfo in Mg
21
5000,00
4000,00
3000,00
2000,00
1000,00
0,00
1990
1995
2000
2005
anno
ossidi di zolfo è approssimativamente dovuta per il 60% ai processi di combustione, energetici e dell’industria
di trasformazione, per il 23% ai processi industriali, per il 17% ad altre sorgenti.
Anche gli ossidi di zolfo sono importanti in quanto sono precursori delle polveri (assieme agli ossidi di azoto,
gli ossidi di zolfo formano i nuclei delle polveri ultrafini).
In ambienti indoor, come per gli altri prodotti di combustione, la concentrazione dipende dalla presenza di
sorgenti interne che sono legate all’utilizzo di stufe, forni, impianti di riscaldamento a gas e a cherosene e al
fumo di tabacco. I livelli di SO2 negli ambienti confinati sono solitamente molto più ridotti rispetto a quelli
riscontrati nell’aria esterna (dell’ordine di alcune decine di µg/m3 e generalmente non oltre i 200 µg/m3),
probabilmente perché il SO2 è adsorbito sulle superficie interne, tende ed arredi, e perché è neutralizzato
dall’ammoniaca particolarmente presente in ambienti indoor per la presenza dell’uomo.
Il biossido di zolfo persiste in atmosfera anche diversi giorni.
DESCRIZIONE
1990
0,29
1801,66
2201,35
841,02
1794,08
249,94
1995
0,40
1033,14
617,97
290,55
1083,37
137,20
2000
0,74
486,33
1953,95
120,09
183,05
20,40
2005
0,53
336,76
1480,85
126,04
35,71
4,31
21
Moimacco
16,44
2,04
0,16
0,06
Il monossido di carbonio (CO) è un gas inodore, incolore, insapore, proviene dalla combustione incompleta dei
materiali contenenti carbonio, quindi della maggior parte dei combustibili.
La principale attività umana responsabile dell’emissione del gas è il traffico veicolare, altre fonti sono il
trattamento e smaltimento dei rifiuti, le raffinerie di petrolio e le fonderie.
Negli ambienti confinati può essere emesso da fonti di combustione come gli impianti di riscaldamento a gas,
fornelli, stufe e camini, nel caso in cui si verifichi un malfunzionamento di tali dispositivi dovuto ad un’erronea
installazione o manutenzione oppure ad una inadeguata ventilazione. Altre fonti sono il fumo passivo e i gas di
scarico delle automobili. In questo ultimo caso la vicinanza a sorgenti outdoor, come ad esempio strade ad
elevato traffico veicolare, garage e parcheggi, può provocare un impatto significativo sulle concentrazioni negli
ambienti confinati.
DESCRIZIONE
10-Agricoltura
1990
1995
57,44
3717,53
405,91
1246,19
40855,85
4276,30
502,69
50,16
1438,93
62,69
5189,28
160,48
1514,19
42142,72
2435,86
420,09
33,16
178,19
2000
2005
102,09
49,72
6666,78
6501,93
238,92
944,85
1880,69
2519,90
29170,24
17736,31
1759,43
1441,26
411,09
567,74
23,30
32,16
13,82
5,42
confronto tra diverse fonti di emissioni di CO
60000,00
50000,00
10-Agricoltura
40000,00
CO in Mg
22
30000,00
20000,00
10000,00
0,00
1990
1995
2000
anno
2005
22
23
Moimacco
L’ozono è un gas di colore azzurro pallido, instabile e dall’odore pungente. È presente negli strati alti
dell’atmosfera (stratosfera, a 15-60 km di altezza), ma anche, in piccole quantità, nell’aria che respiriamo
(troposfera). Lo strato di ozono presente nella stratosfera ha un effetto protettivo dalle radiazioni ultraviolette
del sole; quello presente nella troposfera, invece, contribuisce all’inquinamento dell’aria, è nocivo per l’uomo e
per l’ambiente. L’ozono troposferico è generato da reazioni chimiche a partire dagli ossidi di azoto (NOx) e
composti organici volatili (VOC), in presenza di radiazione solare. Da ciò deriva che come l’ozono è un
inquinante preoccupante soprattutto nei periodi estivi, in cui si presentano le condizioni favorevoli (forti
insolazioni, scarsa ventilazione) alla formazione di ozono.
L’ozono presente nella bassa atmosfera è frutto delle trasformazioni chimiche di inquinanti primari precursori –
ossidi di azoto e idrocarburi - che avvengono in condizioni climatiche caratterizzate da una forte radiazione
solare e temperature elevate. Il traffico veicolare è la sorgente di emissione principale collegata ad attività
umane. Altre fonti sono gli impianti di riscaldamento domestico e gli impianti industriali.
Una volta immessi in atmosfera gli inquinanti vengono trasportati, dispersi e trasformati chimicamente. La
dinamica di formazione dell'ozono e degli altri inquinanti fotochimici è tale per cui grandi bolle d'aria possono
spostarsi anche a svariati (decine/centinaia) chilometri di distanza dalle fonti emettitrici degli inquinanti
precursori. Considerando inoltre che in prossimità di fonti produttrici di NO (monossido di azoto, emesso dai
veicoli a motore e dai grandi impianti di combustione), l'ozono viene significativamente consumato dalla
reazione
NO + O -  NO2 + O2  NO + O
si capisce come i valori più elevati di questo inquinante si raggiungono in quelle zone meno interessate dalle
attività umane (contrariamente a quanto si è portati a credere secondo il senso comune).
Negli ambienti indoor le fonti di ozono sono rappresentate da apparecchiature funzionanti ad alta tensione o
per mezzo di raggi ultravioletti, come fotocopiatrici, stampanti laser o lampade ultraviolette ma anche da
alcuni tipi di depuratori d’aria. In assenza di specifiche sorgenti interne e nelle normali condizioni di
ventilazione degli edifici la principale sorgente di ozono indoor è costituita dall’aria esterna.
Il benzene è un idrocarburo aromatico presente nei prodotti derivati dal carbone e dal petrolio e proviene
dalla combustione di prodotti naturali. A temperatura ambiente si presenta come un liquido incolore che
evapora all’aria molto velocemente, come tutti i Composti Organici Volatili (VOC). È caratterizzato da un odore
pungente e dolciastro che può essere percepito dalla maggior parte delle persone a concentrazione di 1.5-4.7
ppm. È una sostanza altamente infiammabile, ma la sua pericolosità è dovuta principalmente al fatto che è un
cancerogeno riconosciuto per l’uomo. Pur essendo dimostrata la sua pericolosità, il benzene è ampiamente
utilizzato nei processi industriali per produrre altri composti chimici come lo stirene, il cumene (per realizzare
varie resine), il cicloesano (per creare il nylon e altre fibre sintetiche), ecc. Inoltre viene impiegato nella
produzione di alcuni tipi di gomme, lubrificanti, coloranti, inchiostri, collanti, detergenti, solventi e pesticidi
Le principali fonti di questo inquinante non sono però industriali ma da emissioni di autoveicoli (e in misura
minore da evaporazione durante i rifornimenti di benzina); è un indicatore dell’inquinamento da traffico.
Nell’aria dei centri urbani la sua presenza è dovuta per oltre il 90% delle emissioni alle produzioni legate al ciclo
della benzina: raffinazione, distribuzione dei carburanti e soprattutto traffico veicolare, che da solo incide per
circa l’80% sul totale. .
In provincia di Udine le emissioni dal 1990 al 2005 sono state quantificate secondo quanto riportato nella
seguente tabella, distinte per diverse fonti (quantità in Mg per anno) I dati sono tratti dall’Inventario Nazionale
delle Emissioni dell’APAT- SINANET, con disaggregazione a livello provinciale. Per i metodi di stima delle
quantità si rimanda ai paragrafi precedenti
23
Moimacco
DESCRIZIONE
1990
1995
2000
2005
1,419472
1,706176
2,123893
2,847738
05-Estrazione e distribuzione combustibili
5,733852
4,23646
1,348628
0,762916
06-Uso di solventi
9,762835
10,26173
15,54858
15,89681
261,1212
212,0785
88,65515
40,92238
36,62147
13,80608
8,948672
5,863411
confronto tra emissioni di benzene da diverse fonti
350
300
250
benzene in Mg
24
06-Uso di solventi
200
150
100
50
0
1990
1995
2000
2005
anno
Come si vede dal grafico la maggiore fonte è il traffico su strada, ma comunque è in calo; anche se corrisponde
a una frazione relativamente piccola del totale la fonte uso di solventi è in crescita (fino al 2005). Una fonte
importante di benzene è inoltre il fumo di sigaretta; nelle abitazioni di fumatori la concentrazione mediana in
aria indoor è risultata di 15 µg/m3, rispetto a quella rilevata in abitazioni di non fumatori (7 µg/m3); in
entrambi i casi la concentrazione indoor era più alta di quella in aria esterna (6 µg/m3). All’interno delle
automobili durante la guida le concentrazioni rilevate indoor vanno da 10 a 120 µg/m3 in Germania e da 12 a
50 µg/m3 in USA.
Per quanto riguarda il PM10 questo è un insieme di particelle presenti in aria con la caratteristica comune di un
diametro aerodinamico inferiore a 10 micron. Più che un singolo inquinante (con caratteristiche chimiche e
tossicologiche ben definite, come ad esempio l’arsenico, o il cromo esavalente) può essere considerato come
un indicatore dell’inquinamento atmosferico (sia per la valutazione della qualità dell’aria – è utilizzato infatti
24
25
Moimacco
per costruire indici di qualità dell’aria – sia per la valutazione degli effetti sulla salute della popolazione esposta
all’inquinamento atmosferico).
Le sue fonti o sorgenti, le sue origini, la sua permanenza in atmosfera e la sua distribuzione nello spazio, le sue
caratteristiche fisiche, di composizione chimica, e proprietà tossicologiche sono variabili, e tutte le
caratteristiche sopraelencate sono in un certo grado interconnesse.
Le fonti possono essere antropiche (principalmente da traffico, industriali, domestiche, generate per tutte
queste fonti sia in processi di combustione che in altri processi, da attività agricole e di allevamento, ecc.) sia
naturali (da erosione, da emissioni della vegetazione, ecc).
Come origine può essere distinto in primario, secondario o terziario, primario se viene prodotto direttamente
dalle fonti, secondario se origina da precursori (altri inquinanti o altre sostanze) Il PM10 secondario deriva da
processi chimici che avvengono in atmosfera ed è prodotto cioè da trasformazioni chimico-fisiche che
coinvolgono diverse sostanze quali SOx, NOx, COVs, NH3 e che ne determinano la produzione e/o rimozione
(Deserti et. al. CTN-ACE, 2001). In genere le particelle di tipo primario sono presenti sia nella frazione fine che
in quella grossa, mentre le particelle di tipo secondario sono presenti per la gran parte nella frazione fine. La
frazione fine è più importante rispetto alla frazione grossa per la complessità chimica dei suoi costituenti e per
l’alto valore del rapporto superficie/volume che favorisce l’adsorbimento superficiale di sostanze tossiche
come i metalli pesanti ed IPAs. Inoltre le particelle di diametro inferiore a 2.5 µm, che costituiscono la frazione
respirabile, sono in grado di raggiungere gli alveoli polmonari veicolando nell’organismo le sostanze delle quali
sono composte, mentre la frazione di diametro superiore costituisce la frazione inalabile, in grado di
raggiungere l’area broncotracheale. Per questi motivi il PM 2,5 è preferito dall’OMS come indicatore di
esposizione rispetto al PM10 (Air Quality Guidelines, 2005, World Health Organization); i maggiori effetti
sanitari attribuiti al PM10 sono correlati a questa frazione: ad esempio uno studio recente effettuato da Nino
Kunzli e altri autori hanno evidenziato un aumento di spessore pari a 5,9% della parete dell’intima media delle
carotidi nei soggetti esposti a valori di PM 2.5 superiori di 10 µg/m3 rispetto ai corrispettivi del gruppo di
controllo (Künzli N, Jerrett M, Mack WJ, Beckermann B, LaBree L, Gilliland F, Thomas D, Peters J, Hodis HN.
Ambient air pollution and atherosclerosis in Los Angeles. Environ Health Perspect. 2005;113:201–206).
Degli effetti sulla salute del PM 10, PM 2,5 e particolato ultrafine e degli aspetti tossicologici ed epidemiologici
del particolato si parlerà più ampiamente nei paragrafi successivi.
La concentrazione numerica delle particelle ultrafini (particelle di diametro inferiore a 0,1 µm) può
rappresentare un indicatore più efficace dell’esposizione a inquinanti da traffico rispetto alle concentrazioni del
PM2,5. Infine Il PM10 terziario è quello risollevato dal suolo dopo deposizione (ad esempio dalle strade dal
passaggio di autoveicoli).
Il rapporto tra PM10 e PM 2,5 è abbastanza costante a parità di tipo di sorgenti emissive. Per quanto riguarda
le caratteristiche fisiche e chimiche queste variano a seconda della fonte ed origine (in base alla fonte e origine
possono essere individuate delle sostanze chimiche che sono presenti più frequentemente, e alcune
caratteristiche fisiche più tipiche). L’US-EPA ha realizzato un software per la speciazione del PM (e del TOC
carbonio organico totale) in base alla fonte ed origine di questo (SPECIATE Version 4.0 January 18, 2007). Di
questi aspetti si accennerà nel paragrafo sui metalli pesanti. Le caratteristiche tossicologiche, anche se spesso
comuni a tutto il PM10, possono in parte variare in rapporto a diverse caratteristiche specialmente fisiche ma
anche chimiche del PM10.
La seguente tabella può dare un’indicazione degli elementi e di componenti chimici non carboniosi, associati a
determinate sorgenti emissive, che posso essere parte integrante del particolato atmosferico. Per quel che
riguarda invece la frazione carboniosa occorre distinguere tra la parte inorganica e quella organica. Il carbonio
inorganico o elementare (EC) è principalmente un tracciante dell’aerosol primario proveniente dalla
combustione dei derivati del petrolio, mentre quello organico (COT) presenta svariate sorgenti. I processi
combustivi sono la fonte principale di COT, ma esistono molte altre sorgenti tra cui l’abrasione dei pneumatici,
la conversione gas-particolato di vari composti organici volatili (COV), il deterioramento della superficie fogliare
che possono contribuire notevolmente alla presenza di tali componenti nel particolato atmosferico (tratto da
25
26
Moimacco
“La risorsa “ARIA” nella Provincia di Treviso” - Claudia Ruzzolino - ARPAV – Dipartimento di Treviso; Luisa
Memo - Franco Giacomin -Provincia di Treviso).
Anche la permanenza in atmosfera (sia all’esterno sia in ambienti chiusi), la distribuzione nello spazio, la
dispersione e il rimescolamento del PM10 originato da diverse fonti varia in funzione di molte delle variabili
precedentemente elencate. Di questi aspetti si tratterà nei paragrafi successivi “Dati del monitoraggio
ambientale” e “Modelli di dispersione degli inquinanti”.
Riguardo alle fonti emissive del PM10 e del PM2,5 si riportano nelle pagine seguenti le tabelle con la
ripartizione fra le diverse fonti ricavata dall’Inventario Nazionale delle Emissioni dell’APAT- SINANET, con
disaggregazione a livello provinciale per gli anni dal 2000 al 2005. Sia a livello provinciale che a livello nazionale
si è riscontrata un trend in diminuzione delle emissioni di PM10.
Nello studio nazionale (Le emissioni in atmosfera di PM10 e dei suoi precursori: tendenze nazionali e
disaggregazione spaziale - M. Bultrini*, M. Colaiezzi*, R. De Lauretis°, M. Faticanti*, A. Leonardi*, M.
Pantaleoni*, E. Taurino* -* APAT –AMB ARIA -° APAT –AMB CCC-) che ha riguardato 103 province e 24 aree
urbane, negli anni 1995, 200 e 2003 si è riscontrato un andamento decrescente nel tempo (nelle 24 aree
urbane considerate) sia per il PM10 che per i suoi precursori (NOx, SOx, COVNM) tranne l’ammoniaca (NH3)
(escludendo il contributo dell’agricoltura) le cui emissioni crescono progressivamente dal 1995 al 2003. Il
contributo maggiore alle emissioni di PM10, sia su scala nazionale che locale, è dovuto nella maggior parte dei
casi al trasporto su strada Per le città portuali vi è un forte contributo dovuto al trasporto marittimo alle
emissioni di PM10(incluso nel settore “altro trasporto”).
26
27
Moimacco
27
28
Moimacco
Nel grafico sopra riportato si evidenzia la tendenza delle emissioni di PM10 suddivisa per gruppo di fonti
emissive, mentre la seguente illustra l’andamento del tempo delle emissioni di PM10 in Provincia di Udine e
nelle province vicine (entrambi i grafici sono tratti dal summenzionato studio di M. Bultrini et al.).
Nelle pagine seguenti si riportano alcune tabelle con le emissioni di PM 10 e PM 2,5 suddivise per fonti, dal
1990 al 2005 ricavate dall’Inventario Nazionale delle Emissioni dell’APAT- SINANET, con disaggregazione a
livello provinciale.
28
29
Moimacco
DESCRIZIONE
1990
1995
2000
2005
1,01
1,55
5,19
2,12
220,77
262,57
304,27
281,13
187,63
117,03
92,92
186,43
256,15
254,41
288,06
368,17
1,02
3,74
7,30
4,43
923,93
908,32
831,16
708,09
291,91
246,43
221,56
172,73
30,21
24,63
24,45
33,37
10-Agricoltura
349,14
348,58
434,34
293,86
296,92
36,77
2,85
1,12
Totale
2557,68
2202,48
2206,92
2049,32
Confronto tra PM10 da diverse fonti in provincia di Udine (in Mg)
DESCRIZIONE
1990
1995
1,01
192,21
178,25
152,58
1,02
835,64
291,91
25,90
10-Agricoltura
75,36
296,92
Confronto tra PM 2,5 da diverse fonti in provincia di Udine (in Mg)
2000
1,55
232,24
111,18
170,57
3,74
809,12
246,43
21,11
65,25
36,77
2005
5,19
281,45
88,27
196,57
7,30
724,01
221,56
20,96
77,49
2,85
2,12
267,60
177,11
254,57
4,43
592,23
172,73
28,60
59,13
1,12
29
Moimacco
confronto emissioni PM10 in provincia di Udine distinti tra diverse fonti
3000,00
2500,00
2000,00
10-Agricoltura
PM 10 in Mg
30
1500,00
1000,00
500,00
0,00
1990
1995
2000
2005
anno
DESCRIZIONE
1990
1995
2000
2005
Combustione in caldaie, turbine e motori fissi a combustione interna
104,22
44,27
57,47
153,80
Forni siderurgici di riscaldamento successivo
9,33
6,17
7,74
8,20
Fonderie di ghisa
38,49
43,55
9,31
8,66
Cemento
15,13
Agglomerati bituminosi
1,77
2,46
2,17
2,33
Vetro piano
4,20
2,46
3,41
3,78
Contenitori di vetro
1,05
Lana di vetro
0,38
Altro vetro
0,02
0,00
0,01
0,01
Laterizi e piastrelle
8,43
6,34
4,46
1,12
Materiali di ceramica fine
5,66
10,74
8,35
8,53
Fonti PM10 da combustione industriale in provincia di Udine (in Mg)
DESCRIZIONE
Caldaie con potenza termica < di 50 MW (biomassa)
Caldaie con potenza termica < di 50 MW (rifiuti)
Caldaie con potenza termica < di 50 MW (gasolio)
Caldaie con potenza termica < di 50 MW (gas naturale)
Caldaie con potenza termica < di 50 MW (GPL)
Caldaie con potenza termica < di 50 MW (altri)
1990
1995
2000
2005
1,02
1,44
1,57
0,89
3,57
3,62
3,18
4,05
3,21
4,02
2,61
1,94
0,35
0,70
0,82
0,67
0,21
0,31
0,60
0,86
26,17
15,71
13,85
7,03
126,00
179,07
222,26
221,65
30
31
Moimacco
18,17
19,72
12,27
9,18
DESCRIZIONE
1990
1995
2000
2005
Caldaie con potenza termica < di 50 MW (gas naturale)
0,88
1,12
1,29
1,66
1,74
1,97
1,54
2,25
35,67
33,85
18,28
3,36
25,90
27,44
0,00
0,00
0,00
0,00
0,10
0,10
0,07
0,10
3,67
0,94
0,02
0,05
Emissioni PM10 da combustione non industriale in provincia di Udine (in Mg)
DESCRIZIONE
1990
1995
2000
Acciaio (forno elettrico)
129,19
156,26
Laminatoi
44,91
42,48
Ferroleghe
1,53
4,49
Silicio
0,67
2,68
Paste per la carta (procedimento al solfito)
28,04
22,19
Birra
0,49
0,01
Copertura tetti con asfalto
2,03
1,20
Pavimentazione stradale con asfalto
25,38
25,10
Emissioni PM10 da produzione industriale in provincia di Udine (in Mg)
DESCRIZIONE
1990
1995
Combustione stoppie
9,39
Bovini selezionati da latte
25,53
Altri bovini
13,76
Suini
2,58
Ovini
26,53
Equini
0,51
Pollastri
8,80
Altri avicoli (anatre, oche, ecc.)
261,94
Asini e muli
0,08
Bufali
0,03
Emissioni PM10 da agricoltura in provincia di Udine (in Mg)
2005
186,08
48,55
1,89
249,77
56,36
0,80
21,60
0,71
1,12
28,13
22,68
0,72
1,79
36,05
2000
5,90
13,69
11,95
3,09
30,66
0,27
8,48
274,49
0,01
0,04
2005
4,07
19,42
11,51
1,61
22,71
0,51
3,21
371,13
0,06
0,11
5,68
19,48
8,88
2,22
23,91
0,43
0,11
233,10
0,05
DESCRIZIONE
1990
1995
2000
2005
Incenerimento di rifiuti agricoli (eccetto 10.03.00)
30,21
24,63
24,45
33,37
Emissioni PM10 da trattamento rifiuti in provincia di Udine (in Mg)
DESCRIZIONE
Automobili - Autostrade
Automobili - Strade extraurbane
Automobili - Strade urbane
1990
1995
2000
2005
169,73
159,97
156,53
224,00
187,69
145,09
34,46
28,92
19,13
173,72
137,67
18,15
31
32
Moimacco
Veicoli leggeri <3,5t - Autostrade
Veicoli leggeri <3,5t - Strade extraurbane
Veicoli leggeri <3,5t - Strade urbane
Veicoli pesanti >3,5t e autobus - Autostrade
Veicoli pesanti >3,5t e autobus - Strade extraurbane
Veicoli pesanti >3,5t e autobus - Strade urbane
Ciclomotori e motocicli < 50 cm3
Ciclomotori e motocicli < 50 cm3 - Strade extraurbane
Ciclomotori e motocicli < 50 cm3 - Strade urbane
Motocicli > 50 cm3 - Autostrade
Motocicli > 50 cm3 - Strade extraurbane
Motocicli > 50 cm3 - Strade urbane
Emissioni PM10 da traffico in provincia di Udine (in Mg)
46,51
46,60
12,26
213,45
140,99
19,92
14,64
3,30
6,60
0,80
3,94
1,37
44,48
62,98
12,06
229,07
143,58
17,92
52,74
76,66
11,81
218,74
114,97
14,92
56,24
62,40
10,35
146,44
79,80
9,42
0,99
4,49
1,55
4,36
8,20
1,14
5,11
1,78
2,95
4,92
0,85
3,85
1,33
DESCRIZIONE
1990
1995
2000
2005
Militari - trasporti offroad
11,78
14,23
8,29
14,41
Ferrovie - diesel
5,02
0,70
0,09
0,60
Agricoltura (trasporti fuori strada)
214,33
170,73
157,98
126,18
Silvicoltura (trasporti fuori strada)
0,00
0,00
0,09
0,04
Industria (trasporti fuori strada)
60,77
60,77
55,03
31,47
Giardinaggio ed altre attività domestiche (fuori strada)
0,00
0,00
0,09
0,04
Emissioni PM10 da altre sorgenti mobili in provincia di Udine (in Mg)
I metalli pesanti sono in genere presenti nelle polveri, in particolare nel PM10, (e in maggior misura nel PM2,5
che per gran parte origina da processi di combustione.) Sono definiti metalli pesanti quegli elementi che
presentano le seguenti caratteristiche comuni:
• hanno una densità superiore a 5 g/cm3;
• si comportano in genere come cationi;
• presentano una bassa solubilità dei loro idrati;
• hanno attitudine a formare complessi;
• presentano un diverso stato di ossidazione a seconda del pH.
I metalli pesanti vengono anche detti “elementi in traccia”, poiché presenti nei più comuni suoli e rocce della
crosta terrestre in concentrazioni inferiori allo 0.1%.
Generalmente nel gruppo dei metalli pesanti vengono considerati l’Ag, il Ba, il Cd, il Co, il Mn, il Hg,il Mo, il Ni, il
Pb, il Cu, lo Sn, il Tl, il Ti, il V, lo Zn ed alcuni metalloidi quali l’As, l’Sb, il Bi ed il Se. Tra questi gli elementi più
significativi a livello ecotossico sono Cd, Co, Cr, Cu, Mn, Mo, Ni, Pb, Sn, Zn. Le possibili sorgenti di
contaminazione da metalli pesanti nell’ambiente in generale e nella pedosfera in particolare possono essere
naturali o antropiche. La principale fonte naturale è rappresentata dal substrato geologico esistente, mentre
tra le sorgenti d’origine antropica le più rilevanti sono le attività civili ed industriali (sorgenti di emissione
puntiformi o lineari), e le pratiche agricole (sorgenti di emissione diffuse).
Nel corso del processo di alterazione delle rocce il reticolo cristallino dei minerali primari viene distrutto dai
processi pedogenetici, ed i metalli pesanti presenti nei reticoli sono trasferiti nella soluzione circolante del
suolo. Una volta raggiunta la soluzione circolante essi possono essere lisciviati verso la falda idrica o essere
inclusi nei reticoli cristallini dei minerali pedogenetici. Il processo di lisciviazione è influenzato dalle
caratteristiche chimico-fisiche dei vari tipi di metalli considerati. Di particolare interesse è il riutilizzo
nell’agricoltura di fanghi ricchi di sostanze organiche e minerali, prodotti dalla depurazione delle acque di
scarico urbane (i cosiddetti reflui), la cui principale limitazione d’uso dipende dal loro contenuto in metalli
32
Moimacco
33
pesanti. Lo stesso tipo di limitazione nell’utilizzo è dettata per i compost, risultato finale di un processo di
trattamento dei rifiuti solidi urbani organici
Per ciò che concerne le emissioni antropiche si può osservare come durante la combustione dei carburanti e
dei lubrificanti utilizzati nei motori dei mezzi di trasporto viene liberato Pb, mentre conl’usura dei pneumatici è
immesso Zn nell’ambiente. In entrambi i casi insieme a questi metalli è associata anche una liberazione di Cd.
Sia il piombo che il cadmio rivestono un particolare interesse, in quanto assorbiti dalle piante e veicolati dal
particolato, entrano facilmente negli organismi viventi, inducendo gravi alterazioni dei processi ecosistemici.
ISPRA – Inventario nazionale emissioni in atmosfera
Alcuni metalli sono tipici di emissioni di acciaieria, ma non esclusivi di queste; il contenuto di metalli pesanti e
le percentuali di essi nel PM10 è molto variabile, dato che questi metalli sono emessi anche da altre fonti, quali
ad esempio il traffico veicolare o altri processi di combustione 7. Nel documento dell’Istituto Superiore per la
Prevenzione e la Sicurezza sul Lavoro “Profilo di rischio e soluzioni - Acciaieria elettrica” maggio 2005, a cura
di Angelo Borroni -Dipartimento di Chimica, Materiali e Ingegneria Chimica, Politecnico di Milano (le realtà
territoriali coinvolte nel gruppo di ricerca sono state le ASL Provincia di Brescia, ASL Valle Camonica Sebino ,
ASS Medio Friuli, ASS Alto Friuli) sono riportati i contenuti tipici di metalli contenuti nelle polveri abbattute in
forni elettrici ad arco di acciaieria misurati in % sul peso 8
7
3
Nella centralina da traffico di via Manzoni a Udine sono state rilevate nel 2006 nel PM10 concentrazioni medie annuali di 0,01 µg/m di
3
3
3
3
3
Piombo, 1 ng/m di Arsenico, 0,3 ng/m di Cadmio e 5,7 ng/m di Nichel (e valori massimi giornalieri di 0,1 µg/m di Pb, 7,6 ng/m di As,
3
3
3
4,0 ng/m di Cd e 40,3 ng/m di Ni). Nel 2007 le concentrazioni medie nel PM10 erano rispettivamente di 0,01 µg/m per il Piombo (pari
3
3
3
allo 0,4 per mille); di 0,6 ng/m per l’Arsenico (pari allo 0,02 per mille); di 0,4 ng/m per il Cadmio (pari allo 0,01 per mille); di 5,8 ng/m
3
3
per il Nichel (pari allo 0,2 per mille); le concentrazioni massime giornaliere sono risultate di 0,07 µg/m per il Piombo, 2,9 ng/m per
3
3
l’Arsenico, 1,6 ng/m per il Cadmio e 20,4 ng/m per il Nichel. Da “Rapporto annuale sulla qualità dell’aria nel Comune di Udine – anno
2007” e Da “Rapporto annuale sulla qualità dell’aria nel Comune di Udine – anno 2008” ’ARPA-FVG – Dipartimento Provinciale di Udine
– Servizio Tematico Analitico
8
“La quantità e la composizione delle polveri prodotte durante il processo di lavorazione dipendono principalmente dalla qualità del
rottame utilizzato, ma anche dalla configurazione impiantistica e dalle procedure di lavorazione adottate. Le polveri prodotte possono
essere comprese fra 10 e 25 kg/ t di acciaio liquido, con una ulteriore rilevante variabilità del carico inquinante in funzione delle fasi di
3
lavoro, misurando fino a 10-15 g/Nm di volume aspirato. Con carica composta principalmente da rottame frantumato, derivante da
raccolta di post-consumo e con impiego di scarti di tornitura le emissioni risultano quantitativamente più elevate a causa della presenza
in misura consistente di metalli basso fondenti (principalmente zinco e piombo) che si liberano per distillazione dalla carica e di prodotti
di combustione degli oli e di altri composti organici (materie plastiche, rivestimenti, vernici, ecc.).
La granulometria delle polveri prodotte comprende frazioni grossolane, dove la misura significativa è costituita dai millimetri, e frazioni
fini, con massima frequenza delle classi fra 2 e 5 micron. Durante la carica si riscontra un arricchimento delle polveri in zinco, piombo e
cadmio; i tenori di calcio aumentano in corrispondenza alle aggiunte effettuate al termine della fusione; ferro e manganese
arricchiscono i fumi in particolare durante la fusione e l’affinazione”. Tratto integralmente da “Profilo di rischio e soluzioni - Acciaieria
elettrica” - ISPESL maggio 2005, a cura di Angelo Borroni.
33
34
Moimacco
Acciai al carbonio
Intervallo
20-50
1-7
0,02-0,5
0,02-1
Acciai legati
intervallo
Componenti
Valore tipico
Fe2O3
30
MnO
4
NiO
0,2
2-10
Cr2O3
0,5
10-25
Cu2O
0,2-1
ZnO (*)
10-45
30
PbO (*)
0,5-8
3
CdO (*)
0,02-0,1
0,05
CaO
5-50
30
MgO
0,5-3
1
SiO2
1-5
2
Al2O3
1-2
1
(*) considerando anche la pratica di riciclo delle polveri
Valore tipico
6
19
0,3
Inoltre dato che i metalli sono veicolati in gran parte dal PM10 e 2,5 vale il discorso fatto in precedenza sulla
grande mobilità nel territorio del PM10 e quindi della difficoltà di ripartire le diverse fonti dalle quali deriva il
PM10 rilevato in una determinata area non troppo vicina a sorgenti emissive
(il contenuto in metalli pesanti varia anche le caratteristiche tossicologiche del PM10; anche se è stata definita
una retta dose-risposta per stimare gli effetti del PM10 a prescindere dalla composizione chimica dello stesso,
alcune caratteristiche chimiche – contenuto in determinati metalli pesanti - dello stesso entrano nei
meccanismi d’azione tossicologici e patogenetici del PM10; per una spiegazione più dettagliata si rimanda alle
pagine successive). Di norma i metalli tendono ad evaporare durante la fase di combustione e a ricondensare in
fase di raffreddamento, andando ad adsorbirsi sulle particelle di polveri presenti nei fumi, con l’eccezione di
mercurio, arsenico, cadmio e piombo che hanno una significativa frazione volatile. In generale i metalli pesanti
sono adsorbiti alla superficie del particolato; dato che in rapporto al peso la superficie del particolato è
maggiore nelle frazioni più fini – PM 2,5, PM 1 – e specialmente nelle ultrafini - PM 0,1 - le molecole di
superficie aumentano esponenzialmente con il diminuire del diametro del particolato sotto 0,1 µm; questo
fenomeno riflette l’importanza dell’area delle particelle nell’aumentata attività chimica e biologica delle
particelle tra 0,1 µn e 10 nm rispetto al resto del particolato.
I metalli pesanti rilevati nel monitoraggio hanno concentrazioni molto basse negli abitati di Grupignano,
Bottenicco e Moimacco. Per il Manganese sono state riscontrate concentrazioni medie tra i 20 e i 30 ng/m3;
secondo le Air Quality Guidelines dell'OMS – seconda edizione 2000 (AQG) i livelli medi di manganese in
atmosfera sono, in aree lontane da fonti conosciute di manganese tra i 10 e i 30 ng/m3, in aree urbane e rurali
senza fonti di manganese tra i 10 e i 70 ng/m3, vicino a fonderie 200-300 ng/m3; i valori guida dell’OMS sono di
150 ng/m3.
Arsenico L’arsenico viene utilizzato come indurente in leghe di piombo e stagno, nel drogaggio dei
semiconduttori, come insetticida e pesticida in agricoltura e spesso è anche un “rifiuto” delle attività minerarie.
Il settore industriale è responsabile del 95% delle emissioni di arsenico in atmosfera, pari a 39.945 Kg nel 2006.
L’arsenico e molti dei suoi composti sono veleni particolarmente potenti, per questo la sua presenza
nell’ambiente può costituire un grave rischio anche per la salute dell’uomo.
34
Moimacco
seguente tabella, distinte per diverse fonti (quantità in Kg per anno).
I dati sono tratti dall’Inventario Nazionale delle Emissioni dell’APAT- SINANET, con disaggregazione a livello
provinciale. Per i metodi di stima delle quantità si rimanda ai paragrafi precedenti. Le emissioni da processi
produttivi non sono state registrate dal 1990 al 2005, quelle da combustioni industriali sono in calo.
DESCRIZIONE
1990
24,97
100,50
57,14
1995
15,91
32,39
69,12
2000
11,14
76,28
2005
8,08
64,63
Per l’Arsenico abbiamo valori medi rilevati di 0,6, 0,5 e 0,7 ng/m3; il valore obiettivo per i 2013 stabilito dalla
normativa (Direttiva 2004/1\07/CE) come media annua è circa 10 volte superiore: 6 ng/m3. I valori tipici rilevati
negli USA dall’OMS nelle citate AQG2000 sono di 1-3 ng/m3 in aree remote, 20-30 ng/m3 in aree urbane, e
possono superare i 1000ng/m3 vicino ad alcuni impianti industriali; in Europa a Praga di 50-70 ng/m3. E’
presente nel fumo di sigaretta; una sigaretta può contenere da 40 a 120 ng e un consumo di 20 sigarette al
giorno comporta un apporto giornaliero di 0.8–2.4 µg.
Cadmio Il cadmio è ampiamente utilizzato per la produzione di leghe a basso punto di fusione utilizzate per le
confronto tra emissioni di cadmio da diverse fonti
180,00
160,00
140,00
120,00
cadmio in Kg
35
100,00
80,00
60,00
40,00
20,00
0,00
1990
1995
2000
2005
anno
saldature, la ricopertura di superfici poco resistenti alla corrosione e nel passato per la costruzione di
accumulatori (quelli appunto al nichel-cadmio). Il 61% delle emissioni di cadmio provengono dall’industria - il
settore siderurgico è la prima fonte di emissione -, a seguire abbiamo il riscaldamento - che nella nostra tabella
comprende la produzione di calore in ambito domestico, commerciale e industriale - con il 36%. Piccole
quantità di cadmio provengono dal riciclaggio di rottami di ferro e acciaio. Per ciò che concerne le emissioni
antropiche si può osservare come durante la combustione dei carburanti e dei lubrificanti utilizzati nei motori
dei mezzi di trasporto viene liberato Pb, mentre con l’usura dei pneumatici è immesso Zn nell’ambiente. In
entrambi i casi insieme a questi metalli è associata anche una liberazione di Cd. Il cadmio non riveste alcun
35
36
Moimacco
ruolo biologico nel corpo umano, di conseguenza è tossico anche a basse concentrazioni, se inalato provoca
rapidamente problemi alle vie respiratorie e ai reni.
seguente tabella, distinte per diverse fonti (quantità in Kg per anno).
DESCRIZIONE
1990
1995
40,30
22,67
69,56
0,50
0,08
2000
30,67
14,49
84,14
0,53
0,06
2005
27,50
30,34
75,03
0,61
0,06
27,03
31,88
100,71
0,77
0,07
provinciale. Le emissioni da combustione non industriale e specialmente da processi produttivi è in aumento
dal 1990 al 2005.
E’ presente nelle sigarette in quantità tra 500 e 2000 ng per grammo di tabacco, e il 10% viene assorbito con il
fumo. L’APAT ha effettuato una stima delle deposizioni del cadmio (e del piombo) nel Nord Italia. Confrontando
comunque i valori rilevati sul suolo nell’area studiata le deposizioni non sembrano essere elevate
Piombo Circa il 50% di questo metallo viene impiegato nell’industria per produrre gli accumulatori acidi, ma
viene usato anche per le guaine dei cavi elettrici, come materiale schermante per le radiazioni, nell’industria
bellica, e fino a una decina di anni fa come additivo antidetonante nelle benzine per autotrazione.
L’83% delle emissioni di piombo provengono dal settore industriale (siderurgico), l’equivalente di 226.936 Kg
relativi all’anno 2006. Il piombo è un metallo velenoso e i suoi composti sono tossici (l’avvelenamento è detto
saturnismo), sono infatti ampiamente noti gli effetti dannosi di questo metallo pesante sui sistemi
ematopoietico, nervoso e renale.
seguente tabella, distinte per diverse fonti (quantità in Kg per anno)
provinciale.
DESCRIZIONE
1990
1995
2000
424,92
413,14
281,06
383,42
3428,53
4147,01
38531,48
15789,58
1025,02
221,00
2005
353,59
384,75
5177,16
6496,49
32,13
429,95
390,70
6949,23
0,01
Le emissioni da processi produttivi sono in aumento, da combustione industriali piuttosto stabili. Per quanto
riguarda la fonte da trasporto su strada è drasticamente calata con l’introduzione della benzina senza piombo.
Il Piombo è stato rilevato alle concentrazioni medie di 0,01µg/m3; il valore limite per la protezione della salute
umana stabilito dal DM 2 aprile 2002 n.60 dal 01.01.2005 come media annua è cinquanta volte superiore: 0,5
µg/m3. I valori tipici rilevati dall’OMS nelle AQG2000 sono di 0,15µg/m3 in aree non urbane e 0,15-0,5µg/m3 in
città europee.
36
Moimacco
Nichel anche il nichel è molto impiegato nell’industria, soprattutto per fare numerose leghe con altri metalli
(per produrre circuiti magnetici, acciai speciali, resistori riscaldanti per forni elettrici e stufe, etc.), per fungere
da catalizzatore in diversi processi organici di idrogenazione, per l’applicazione di rivestimenti inossidabili (la
“nichelatura”) e per la produzione di elettrodi e accumulatori. Le emissioni di nichel provengono
principalmente dal settore navale, compreso nel macrosettore altri trasporti, con il 37%, e dal riscaldamento e
produzione di calore con il 38%, con una differenza in Kg minima (59.559 Kg contro 60.085 Kg). L’esposizione a
fumi e polveri di solfuro di nichel sono considerati cancerogeni, molti altri composti del nichel sono sospetti
cancerogeni.
seguente tabella, distinte per diverse fonti (quantità in Kg per anno; dati tratti dall’Inventario Nazionale delle
Emissioni dell’APAT- SINANET.)
DESCRIZIONE
1990
1995
307,43
152,84
193,79
2,54
0,41
2000
127,08
78,75
234,40
2,62
0,34
2005
74,36
150,35
292,62
3,06
0,34
45,96
76,13
392,78
3,97
0,38
Le quantità emesse nella produzione industriale sono in aumento dal 1990 al 2005, mentre le altre fonti in calo
e complessivamente le emissioni sono in calo.
confronto tra emissioni di nichel tra diverse fonti
700,00
600,00
500,00
nichel in Kg
37
400,00
300,00
200,00
100,00
0,00
1990
1995
2000
2005
anno
Il Nichel è stato rilevato alle concentrazioni medie di 4,2, 4,0 e 6,0 ng/m3; il valore obiettivo per i 2013 stabilito
dalla normativa (Direttiva 2004/1\07/CE) come media annua è da 3 a 5 volte superiore: 20ng/m3. I valori tipici
riportati dall’OMS nelle AQG2000 sono di 1-10 ng/m3 in aree urbane e 110-180 ng/m3 in aree altamente
industrializzate o grandi città. E’ presente nel fumo di sigaretta; una sigaretta può contenere da 40 a 580 ng.
Cromo Il cromo viene diffusamente utilizzato per la produzione di acciai speciali come quelli inossidabili, per la
concia delle pelli, per il trattamento galvanico anti-corrosione delle superfici, la cosiddetta “cromatura”, e
37
Moimacco
come catalizzatore in molti processi chimici. Con 49.347 Kg annui (90%) il settore industriale ed energetico è la
prima fonte di emissioni di questo inquinante. Gli altri settori hanno percentuali molto basse rispetto al settore
industriale che detiene la quasi totalità delle emissioni. Il cromo metallico e i composti del cromo trivalente non
sono normalmente considerati pericolosi per la salute, ma i composti del cromo esavalente sono molto tossici
se ingeriti e possono provocare danni permanenti.
seguente tabella, distinte per diverse fonti (quantità in Kg per anno; dati tratti dall’Inventario Nazionale delle
Emissioni dell’APAT- SINANET.)
DESCRIZIONE
1990
1995
73,68
236,10
421,36
1,33
0,22
2000
42,53
125,89
509,66
1,36
0,18
2005
34,84
250,45
636,27
1,60
0,18
34,35
218,41
854,05
2,11
0,21
Le emissioni complessive e nello specifico da processi produttivi sono anche in questo caso in aumento.
confronto tra emissioni di cromo
1200,00
1000,00
800,00
cromo in kg
38
600,00
400,00
200,00
0,00
1990
1995
2000
2005
anno
ll Cromo è stato riscontrato in concentrazioni medie comprese tra meno di 0.001 a 0,002µg/m3. I valori tipici
riportati dall’OMS nelle AQG2000 sono di 0-0,003 µg/m3 in aree remote, 0,004-0,07µg/m3 in aree urbane, e
0,005-0,2 µg/m3 in aree industriali; E’ presente nelle sigarette in quantità tra 240 e 6300 µg per kg di tabacco.
Il Vanadio è stato riscontrato a concentrazioni medie comprese tra 0,001 e 0,002 µg/m3; I valori tipici riportati
dall’OMS nelle AQG2000 riscontrati i Europa sono di 0-0,003 µg/m3 in aree remote, 0,007-0,2µg/m3 in aree
urbane, e 0,01-0,07 µg/m3 in aree industriali; ; i valori guida dell’OMS sono di 1µg /m3.
Le quantità di Zinco emesse in provincia di Udine sono in crescita e derivano in misura preponderante dai
processi produttivi come emerge dalla seguente tabella (dati da Inventario Nazionale Emissioni APATSINANET).
38
39
Moimacco
DESCRIZIONE
1990
1995
2000
2005
303,84
324,85
337,09
376,56
247,31
187,69
244,24
256,62
31800,90
38465,05
48020,07
64456,61
11,32
13,00
14,62
16,47
1,39
1,18
1,12
1,26
Anche per il Ferro e lo Zinco che hanno comunque rilevanza tossicologica molto scarsa, per i quali non vi sono
limiti normativi e non sono nemmeno considerati nelle Air Quality Guidelines dell’OMS i valori rilevati
dall’ARPA sono molto inferiori di quelli rilevati in zone residenziali vicine ad altre Zone Industriali della regione
VII) Catasto delle emissioni
Per analizzare con maggior dettaglio le emissioni a livello locale utilizzeremo i dati del catasto provinciale delle
emissioni, con livello di disaggregazione comunale (e in via di realizzazione anche a livello subcomunale con
dettaglio di aree di 1 Km per lato).
L’ARPA FVG è attualmente impegnata, per conto della Provincia di Udine, nel popolamento del catasto, ovvero
dell’inventario, delle fonti di emissioni di inquinanti in atmosfera. La direttiva europea 96/62, relativa alla
valutazione e alla gestione della qualità dell’aria, recepita in Italia con il D.Lgs. 351/99 prevede l’utilizzo di 3
strumenti fondamentali:
• i sistemi di rilevamento (es. le reti di monitoraggio, i mezzi di campionamento etc.),
• gli inventari delle sorgenti emissive,
• i modelli di dispersione degli inquinanti.
Il catasto delle emissioni rappresenta quindi la seconda delle 3 colonne portanti della valutazione e gestione
della qualità dell’aria e costituisce il collegamento diretto fra l’acquisizione dei dati tramite la misurazione e la
modellistica simulativa. Lo strumento adottato da ARPA FVG è il software INEMAR© (Inventario Emissioni
Atmosfera) realizzato da Regione Lombardia e ARPA Lombardia conformemente alle linee guida nazionali ed
europee in materia. INEMAR© utilizza la classificazione SNAP97© per le attività emissive e il modello COPERT
III© per le stime da traffico veicolare. INEMAR© è disponibile grazie a una convenzione stipulata fra Regione
Lombardia, Regione Piemonte, Regione Emilia Romagna, Regione Veneto, Regione Puglia, ARPA FVG e ARPA
Lombardia (in dd. 21.06.2006), a cui si sono aggiunte, poi, le Province di Trento e Bolzano.
Il catasto delle emissioni INEMAR©: costituisce una raccolta di informazioni che possono poi essere utilizzate
per le numerose attività ed i servizi che ARPA FVG fornisce; permette un rapido scambio di dati con le Agenzie
e le Regioni che lo adottano, fornendo dati già compatibili e omogenei, consentendo anche stime emissive su
scala interregionale (p. es.: bacino padano); rappresenta lo stato attuale delle fonti emissive del Friuli Venezia
Giulia, suddivise per comune, per inquinante, per attività e per i diversi livelli di disaggregazione spaziale o
temporale; fornisce dati di input per la modellistica diffusionale che, utilizzando anche i dati meteorologici,
permetterà di valutare le ricadute di inquinanti per la scala temporale e la scala spaziale desiderata e per
tipologia di sorgente. Le principali informazioni che il database INEMAR© contiene sono:
- il censimento delle sorgenti di emissione puntuali, lineari e diffuse (es: consumo di vernici o solventi, consumo
di combustibile, quantità di materiale incenerita, etc.);
- i fattori di emissione (p. es: quantità di NOx prodotti per unità di combustibile utilizzato etc.);
39
Moimacco
40
- i dati statistici necessari per la disaggregazione spaziale e temporale delle emissioni (p. es: numero di abitanti
per comune, etc.);
- i dati geografici (p. es: relativi alla localizzazione delle sorgenti, alla loro estensione, ai confini comunali, etc.)
- gli inquinanti considerati ai fini dell’inventario (p. es: NOx, PM10, SO2, etc.) ”.
Non sono considerati metalli pesanti e IPA” 9; nelle versioni più recenti vengono considerati anche i metalli
pesanti, il PM 2,5 e i Composti Organici Volatili.
Nelle pagine seguenti riportiamo alcuni dati e mappe, riguardanti i comuni dove è ubicata la Zona Industriale
(Cividale del Friuli e Moimacco) e i comuni limitrofi ad essa interessati dallo studio epidemiologico
(Premariacco, Torreano, Remanzacco e Faedis), fornitici dal Centro Regionale di Modellistica Ambientale
(CRMA) dell’ARPA FVG che ha realizzato il catasto delle emissioni descritto in precedenza e alcune
considerazioni e valutazioni.
COMUNE
CIVIDALE DEL
FRIULI
MAC_NOME
Combustione
non industriale
Combustione
nell'industria
Processi
produttivi
Estrazione e
distribuzione
combustibili
Uso di solventi
Trasporto su
strada
Trattamento e
smaltimento
rifiuti
Agricoltura
Altre sorgenti e
assorbimenti
Combustione
non industriale
Combustione
nell'industria
Processi
produttivi
Estrazione e
distribuzione
combustibili
Uso di solventi
FAEDIS
Trasporto su
strada
Trattamento e
smaltimento
rifiuti
Agricoltura
As
Cd
Cr
Hg
Mn
Ni
Pb
Se
Zn
kg/anno
kg/anno
kg/anno
kg/anno
kg/anno
kg/anno
kg/anno
kg/anno
kg/anno
0,00793
0,66639
0,00347
0,03427
0,01232
0,36004
0,00022
13,1296
5,87873
1,26556
72,8563
0,331
7,56223
70,5802
0,65104
15,4822
0,78803
0,37465
15,3
0,5979
24,9081
10,1563
0,60592
71,5329
0,09012
0,45071
0,63106
23,0315
0,09012
9,01509
0,00197
0,52807
0,00084
0,02292
0,00241
0,27135
0,00007
10,4817
0,00231
0,00194
0,00437
0,00242
0,0046
0,08298
0,00298
0,05559
0,02149
0,10765
0,15072
5,56196
0,02149
2,15362
38
Altre sorgenti e
assorbimenti
9
Tratto dalla presentazione del Centro Regionale di Modellistica Ambientale (CRMA) dell’ARPA FVG
40
41
Moimacco
COMUNE
MOIMACCO
MAC_NOME
Combustione
non industriale
Combustione
nell'industria
Processi
produttivi
Estrazione e
distribuzione
combustibili
Uso di solventi
As
0,00044
Cd
0,12709
Cr
0,00019
Hg
0,02055
0,0236
0,00529
0,13308
0,06158
0,02179
0,109
0,00249
0,38533
0,00106
0,01116
0,01031
0,01547
0,04326
0,21634
0,00263
0,35616
0,00115
0,00811
0,00745
0,14968
Trasporto su
strada
Trattamento e
smaltimento
rifiuti
Agricoltura
Mn
Ni
0,00068
Pb
0,06501
Se
0,00001
Zn
2,52317
0,19423
0,2703
0,00816
2,66048
0,15263
5,50792
0,02179
2,18064
0,02185
0,0032
0,20174
0,00008
7,62959
0,01061
0,01269
0,52364
0,01592
0,13287
0,30285
10,9777
0,04326
4,32728
0,01843
0,00409
0,18699
0,00007
7,04588
0,01148
0,00775
0,00966
1,28071
0,01147
0,81639
0,07116
0,64326
0,11357
0,36241
1,73914
0,11509
13,5869
0,06211
0,31072
0,43502
15,705
0,06211
6,2145
Altre sorgenti e
assorbimenti
PREMARIACCO
REMANZACCO
Combustione
non industriale
Combustione
nell'industria
Processi
produttivi
Estrazione e
distribuzione
combustibili
Uso di solventi
Trasporto su
strada
Agricoltura
Altre sorgenti e
assorbimenti
Combustione
non industriale
Combustione
nell'industria
Processi
produttivi
Estrazione e
distribuzione
combustibili
Uso di solventi
Trasporto su
strada
Trattamento e
smaltimento
rifiuti
Agricoltura
Altre sorgenti e
41
42
Moimacco
TORREANO
assorbimenti
Combustione
non industriale
Combustione
nell'industria
Processi
produttivi
Estrazione e
distribuzione
combustibili
Uso di solventi
0,00055
0,34175
0,00023
0,02002
0,00085
0,17271
0,00002
6,79635
0,00208
0,00185
0,00332
0,00206
0,00309
0,07905
0,00285
0,03505
0,01497
0,07518
0,10526
3,73489
0,01497
1,50373
Trasporto su
strada
Trattamento e
smaltimento
rifiuti
Agricoltura
Altre sorgenti e
assorbimenti
COMUNE
CIVIDALE DEL
FRIULI
FAEDIS
MAC_NOME
CH4
CO
CO2
COV
NOx
PM10
PM2_5
PTS
SO2
ton/anno
ton/anno
kton/anno
ton/anno
ton/anno
ton/anno
ton/anno
ton/anno
ton/anno
Combustione
non
industriale
Combustione
nell'industria
Processi
produttivi
Estrazione e
distribuzione
combustibili
Uso di
solventi
Trasporto su
strada
Trattamento
e
smaltimento
rifiuti
Agricoltura
22,1198
362,539
3,94106
90,5682
8,06279
16,6958
16,1737
17,3908
1,58584
3,27942
24,3381
73,6394
52,3924
100,496
1,83484
1,61203
3,85149
35,3354
0,17374
21,7175
0,8687
6,06173
6,66262
5,54422
2,98161
6,99707
1,38992
0,8099
0,8099
1,171
7,08306
5,25256
9,15715
3,13385
Altre
sorgenti e
assorbimenti
Combustione
non
industriale
Combustione
nell'industria
Processi
produttivi
Estrazione
distribuzione
0,34862
5,3514
17,571
288,8
0,01911
0,10904
212,178
35,2677
182,094
6,28718
884,446
29,2777
126,048
96,3832
0,10282
2,40653
7,96136
0,18613
0,68468
0,66488
0,69945
0,04235
0,99533
72,2575
4,61194
13,3146
12,8984
13,8692
0,88274
0,45587
0,01911
0,75137
0,1299
0,11384
0,16203
3,08901
0,02725
0,01354
0,06276
2,62884
141,679
0,47672
4,73029
42
43
Moimacco
combustibili
MOIMACCO
PREMARIACCO
REMANZACCO
Uso di
solventi
Trasporto su
strada
Trattamento
e
smaltimento
rifiuti
Agricoltura
Altre
sorgenti e
assorbimenti
Combustione
non
industriale
Combustione
nell'industria
Processi
produttivi
Estrazione
distribuzione
combustibili
Uso di
solventi
Trasporto su
strada
Trattamento
e
smaltimento
rifiuti
Agricoltura
Altre
sorgenti e
assorbimenti
Combustione
non
industriale
Combustione
nell'industria
Processi
produttivi
Estrazione e
distribuzione
combustibili
Uso di
solventi
Trasporto su
strada
Agricoltura
Altre
sorgenti e
assorbimenti
Combustione
non
industriale
Combustione
57,7309
1,60963
247,616
7,01087
35,1964
25,3662
0,0302
120,743
0,73589
0,1148
0,06888
0,164
1,6576
1,22498
2,15383
0,10714
0,10714
0,10714
0,74031
0,38315
55,4107
5,35098
78,8857
20,8425
19,2581
19,8334
3,27948
3,17924
3,41298
0,3958
0,49681
4,10451
11,174
0,49681
186,728
0,38232
0,33945
0,55807
8,78545
0,11454
0,05664
0,26439
0,5593
0,33558
0,832
1,9227
1,38956
2,52475
0,05576
0,05576
0,05576
0,36352
25,4441
0,8119
126,795
1,26803
179,569
7,11885
24,9299
26,6048
0,00592
0,95408
0,7668
0,87628
6,81809
13,1644
213,318
7,70287
53,1934
9,67249
9,71839
9,41526
10,1221
0,79374
0,07318
0,66035
1,78609
0,1349
3,71707
0,74207
0,64315
0,9392
16,5188
0,1019
0,05551
0,23201
0,22393
0,14361
0,31163
3,63425
2,65495
4,7516
1,51493
0,58903
20,6193
6,27514
452,1
2,78676
393,317
14,1229
41,5454
0,1593
2,4453
11,8967
194,855
0,11598
0,57361
55,6243
51,6052
0,03058
4,50632
0,2232
0,08505
0,27053
0,26149
0,27728
0,01935
2,47528
48,6717
4,69089
8,95763
8,67757
9,33048
0,71832
2,10645
0,11241
10,3578
0,74299
0,53287
0,89423
15,1596
43
44
Moimacco
TORREANO
nell'industria
Processi
produttivi
Estrazione e
distribuzione
combustibili
Uso di
solventi
Trasporto su
strada
Trattamento
e
smaltimento
rifiuti
Agricoltura
Altre
sorgenti e
assorbimenti
Combustione
non
industriale
Combustione
nell'industria
Processi
produttivi
Estrazione e
distribuzione
combustibili
Uso di
solventi
Trasporto su
strada
Trattamento
e
smaltimento
rifiuti
Agricoltura
Altre
sorgenti e
assorbimenti
0,033
4,162
0,165
47,8439
1,01516
1,086
1,50523
0,76305
1,79845
2,545
77,5659
77,9849
5,38246
3,95176
7,01056
2,18397
0,09206
1,64498
0,20531
0,20531
0,20531
5,49018
99,3349
3,91501
575,484
20,2197
1,16334
63,7951
11,7874
190,594
7,88521
47,5179
9,57843
8,65768
8,38785
9,01725
0,57596
0,01507
0,07856
0,3641
0,01507
0,6376
0,19376
0,16317
0,25493
2,95474
0,0449
0,02224
0,10357
1,14804
0,86573
1,46542
0,08064
0,08064
0,08064
1,30048
3,87521
48,5305
1,12502
163,582
4,87802
23,5468
15,3975
0,00503
103,552
0,30567
0,53748
0,5868
7,11643
44
45
Moimacco
Processi
produtti
vi
Estrazione
e
distribuzio
ne
combustibi
li
Uso di
solventi
Trasporto
su strada
Trattamento
e smaltimento
rifiuti
Agricoltura
Altre sorgenti
e
assorbimenti
Comune
Combu
stione
non
industr
iale
Combus
tione
nell'ind
ustria
Cividale del
Friuli
Faedis
Moimacco
Premariacc
o
Remanzacc
o
Torreano
16,6958
1,83484
5,54422
0,8099
7,08306
0,68468
13,3145
3,27948
0,1299
0,38232
0,02725
0,11454
0,1148
0,5593
1,6576
1,9227
0,10714
0,05576
9,71839
0,74207
0,1019
0,22393
3,63425
0,27053
8,95763
0,74299
1,50523
5,38246
0,20531
8,65768
0,19376
0,0449
1,14804
0,08064
PM 10
PM 10
Quantità di PM 10 prodotte nei Comuni per macrosettore (in ton/anno)
35
30
25
Altre sorgenti e assorbimenti
Agricoltura
20
Trattamento e smaltimento rifiuti
Tonn/anno
Trasporto su strada
Uso di solventi
15
Estrazione e distribuzione combustibili
Processi produttivi
10
Combustione nell'industria
Combustione non industriale
5
0
Cividale del
Friuli
Faedis
Moimacco
Premariacco
Remanzacco
Torreano
Comuni
45
46
Moimacco
Comune
Combu
stione
non
industri
ale
Combu
stione
nell'ind
ustria
Cividale del
Friuli
Faedis
16,173
1,6120
12,898
Moimacco
Processi
Uso di
solventi
Trasporto
su strada
2,98161
0,8099
5,25256
0,66488
0,1138
0,01354
0,06888
1,22498
0,10714
3,1792
0,3394
0,05664
0,33558
1,38956
0,05576
Premariacco
9,4152
0,6431
0,05551
0,14361
2,65495
0,26149
Remanzacco
8,6775
0,5328
0,76305
3,95176
0,20531
Torreano
8,3878
0,1631
0,02224
0,86573
0,08064
produttivi
Estrazione
e
distribuzio
ne
combustibi
li
Trattament
o
e
smaltiment
o rifiuti
Agricoltu
ra
Altre sorgenti e
assorbimenti
PM 2,5
PM 2,5
Quantità di PM 2,5 prodotte nei Comuni per macrosettore (in ton/anno)
30
25
20
Agricoltura
Trattamento e smaltimento rifiuti
Trasporto su strada
Ton/anno 15
Uso di solventi
Estrazione e distribuzione combustibili
Processi produttivi
10
5
0
Cividale
Faedis
Moimacco
Premariacco
Comuni
Remanzacco
Torreano
46
47
Moimacco
Macrosettore
Processi produttivi
Estrazione e distribuzione
combustibili
Uso di solventi
Trasporto su strada
Trattamento e smaltimento
rifiuti
Agricoltura
Cadmio
Cividale Faedis
Moimacco Premariacco
0,66639 0,52807 0,12709
0,38533
1,26556 0,00194 0,00529
0,01031
0,37465
Remanzacco Torreano
0,35616
0,34175
0,00745
0,00185
0,07116
0,09012 0,02149 0,02179
0,06211
Macrosettori
Processi produttivi
combustibili
Uso di solventi
Trasporto su strada
rifiuti
Agricoltura
Nichel
Cividale Faedis
0,01232 0,00241 0,00068
0,0032
7,56223 0,0046 0,19423
0,01269
24,9081
Remanzacco Torreano
0,00409
0,00085
0,00966
0,00309
0,36241
0,63106 0,15072 0,15263
0,43502
Macrosettori
Processi produttivi
combustibili
Uso di solventi
Trasporto su strada
rifiuti
Agricoltura
Piombo
Cividale Faedis
0,36004 0,27135 0,06501
0,20174
70,5802 0,08298 0,2703
0,52364
10,1563
Remanzacco Torreano
0,18699
0,17271
1,28071
0,07905
1,73914
23,0315 5,56196 5,50792
15,705
0,04326
0,30285
10,9777
0,01497
0,10526
3,73489
47
48
Moimacco
Macrosettori
Processi produttivi
combustibili
Uso di solventi
Trasporto su strada
rifiuti
Agricoltura
Arsenico
Cividale Faedis
0,00793 0,00197 0,00044
0,00249
5,87873 0,00231 0,0236
0,01116
0,78803
Remanzacco Torreano
0,00263
0,00055
0,00811
0,00208
0,14968
Macrosettori
Processi produttivi
combustibili
Uso di solventi
Trasporto su strada
rifiuti
Agricoltura
Cromo
Cividale Faedis
0,00347 0,00084 0,00019
0,00106
72,8563 0,00437 0,13308
0,01547
15,3
Remanzacco Torreano
0,00115
0,00023
0,01148
0,00332
0,64326
0,45071 0,10765 0,109
0,31072
Macrosettori
Processi produttivi
combustibili
Uso di solventi
Trasporto su strada
rifiuti
Agricoltura
Mercurio
Cividale Faedis
0,03427 0,02292 0,02055
0,02185
0,331
0,00242 0,06158
0,01061
0,5979
0,21634
0,07518
Remanzacco Torreano
0,01843
0,02002
0,00775
0,00206
0,11357
48
49
Moimacco
Macrosettori
Processi produttivi
combustibili
Uso di solventi
Trasporto su strada
rifiuti
Agricoltura
Zinco
Cividale Faedis
13,1296 10,4817 2,52317
7,62959
15,4822 0,05559 2,66048
0,13287
71,5329
Remanzacco Torreano
7,04588
6,79635
0,81639
0,03505
13,5869
9,01509 2,15362 2,18064
6,2145
Macrosettori
Processi produttivi
combustibili
Uso di solventi
Trasporto su strada
rifiuti
Agricoltura
NOX
Cividale Faedis
8,06279 4,61194 19,8334
9,67249
100,496 0,75137 186,728
3,71707
6,66262
Remanzacco Torreano
4,69089
9,57843
10,3578
0,6376
1,086
96,3832 25,3662 26,6048
51,6052
77,9849
15,3975
2,40653 0,73589 0,95408
0,18613
4,50632
0,08505
1,64498
0,30567
Macrosettori
Cividale Faedis
Processi produttivi
38
combustibili
Uso di solventi
Trasporto su strada
rifiuti
Agricoltura
Manganese
4,32728
1,50373
Moimacco Premariacco Remanzacco Torreano
49
50
Moimacco
Nella mappa sono riportate le emissioni di PM10 da traffico nella provincia di Udine . Il Comune di Cividale del
Friuli è tra il 90° e il 98° percentile per emissioni complessive (tra 20,53 e 31,34 tonnellate/anno); il Comune di
Moimacco è invece tra il 25° e il 50° percentile (tra 4,31 e 7,13 tonnellate/anno.)
50
51
Moimacco
Nelle due mappe si evidenziano le emissioni di PM10 da traffico lineare e da traffico diffuso. Il Comune di
Cividale del Friuli si posiziona per entrambi i tipi di traffico su livelli alti della graduatoria: tra il 50° e 75°
percentile per il traffico diffuso (tra 7,14 e 11,96 tonnellate/anno) e tra il 75° e 90° percentile per il traffico
lineare (tra 11,97 e 20,52 tonnellate/anno). Il Comune di Moimacco è a livelli relativamente bassi per il traffico
lineare (superiore comunque ai Comuni confinanti), tra il il 25° e il 50° percentile (tra 4,31 e 7,13
tonnellate/anno) e molto bassi per il traffico diffuso, tra il 1° e il 25° percentile ( tra 0 e 4,30 tonnellate/anno)
51
52
Moimacco
Nella mappa sono riportate le emissioni di NOX da traffico nella provincia di Udine . Il Comune di Cividale del
Friuli è tra il 90° e il 98° percentile per emissioni complessive (tra 183,1 e 291,3 tonnellate/anno); il Comune di
Moimacco è invece tra il 25° e il 50° percentile (tra 40,7 e 67,5 tonnellate/anno)
52
53
Moimacco
Nelle due mappe si evidenziano le emissioni di NOX da traffico lineare e da traffico diffuso. Il Comune di
Cividale del Friuli si posiziona per entrambi i tipi di traffico su livelli alti della graduatoria: tra il 50° e 75°
percentile per il traffico diffuso (tra 67,6 e 111,5 tonnellate/anno) e tra il 75° e 90° percentile per il traffico
lineare (tra 111,6 e 183,1 tonnellate/anno). Il Comune di Moimacco è a livelli relativamente bassi per il traffico
lineare (superiore comunque ai Comuni confinanti), tra il 25° e il 50° percentile (tra 40,7 e 67,5
tonnellate/anno) e molto bassi per il traffico diffuso, tra il 1° e il 25° percentile (tra 0 e 40,6 tonnellate/anno.)
53
54
Moimacco
Nella mappa sono evidenziate le emissioni di NOX in Provincia di Udine. Sia il Comune di Cividale che il Comune di
Moimacco sono nella fascia di percentili alta ( tra 80° e 98°; tra 230,8 e 726,6 tonnellate/anno); i Comune con più
elevato percentile sono quelli di Osoppo e di Udine (tra 98° e 100° percentile).
54
55
Moimacco
Nella mappa sono evidenziate le emissioni di PTS (Polveri Totali Sospese) in Provincia di Udine. Il Comune di
Cividale è nella fascia di percentili alta ( tra 90° e 98°; tra 49,3 e 262,9 tonnellate/anno); il Comune con più
elevato percentile è quello di Osoppo dove c’è una grande acciaieria (tra 98° e 100° percentile). Il Comune di
Moimacco è nella fascia bassa (tra 25° e 50° percentile; tra 12,2 e 18,5 tonnellate anno).
55
56
Moimacco
a.c) Considerazioni sui dati ricavati dagli inventari di emissioni
56
57
Moimacco
Va premesso che gli inventari di emissioni si basano su stime e i dati raccolti comportano un margine di
incertezza. Sulla base dei dati raccolti possiamo comunque fare alcune considerazioni. Come abbiamo detto nel
paragrafo sui “Fattori di emissione”, alcuni inquinanti non sono stati monitorati (ad esempio il PM 2,5, che è
comunque una frazione del PM10, la diossina, il rame, il metano), ma questo è normale in quanto le emissioni
di molti inquinanti sono correlate tra loro. Pertanto non è necessario misurarli tutti e ne vengono scelti alcuni
come indicatori dell’inquinamento. Con l’analisi diretta degli effetti sanitari correlabili all’inquinamento
verranno comunque considerati anche correlabili ad inquinanti non direttamente monitorati.
Un altro aspetto che emerge dai dati raccolti, in particolare dal catasto delle emissioni, è la ripartizione
quantitativa fra diverse fonti emissive che è stata stimata. Mentre per alcuni metalli pesanti è evidente che la
fonte predominante è la combustione nell’industria (Cadmio, cromo, Arsenico, Zinco) o alcuni processi
produttivi (Nichel, Mercurio) – anche se una quota non trascurabile deriva da altri macrosettori quali ad
esempio combustione non industriale per il cadmio, trasporto su strada per il piombo – per il PM10 e il PM 2,5
le fonti sono molto diversificate. Dai dati del catasto delle emissioni, in linea con i dati dell’inventario delle
emissioni nazionale e provinciale, risulta quantitativamente predominante la fonte identificata con il
macrosettore combustione non industriale, seguita per tutti i Comuni dell’area (Moimacco, Faedis, Torreano,
Premariacco, Remanzacco) da trasporto su strada e per Cividale del Friuli da processi produttivi e combustione
industriale. Di ciò si dovrà tener conto nell’analisi dei dati di monitoraggio, e data la grande diffusibilità del PM
10 e PM2,5 su grandi superfici di territorio nell’interpretazione modelli di dispersione. Per quanto riguarda gli
ossidi di azoto che sono precursori del PM10 secondario la fonte principale è comunque la combustione
industriale (186 tonnellate anno a Moimacco e 100 a Cividale del Friuli) seguita dalla fonte del trasporto su
strada che sommando le emissioni di tutti i sei Comuni è tuttavia complessivamente maggiore.
Infine come ultima considerazione, si è evidenziato in particolare dai dati dell’inventario emissioni e da altri
dati ricavati altri studi sulle emissioni, che dal 1990 ad oggi c’è stata una diminuzione delle emissioni di PM 10 e
2,5, (in linea anche con i dati di monitoraggio presenti in letteratura che rilevano una diminuzione negli ultimi
decenni, contrariamente a quanto si ritiene comunemente). Questa tendenza non è però evidente nel
macrosettore dei processi produttivi, dove anzi a livello del settore produzione di acciaio e laminatoi si è
verificato un aumento in Provincia di Udine. Anche per le emissioni di alcuni metalli pesanti il trend in provincia
di Udine è in crescita dal 1990 al 2005 nel macrosettore dei processi produttivi (cadmio da 69 a 100 kg/anno,
nichel da 193 a 392 kg/anno, piombo da 3428 a 6949 Kg/anno, cromo da 421 a 854 kg/anno).
57
58
Moimacco
b) Dati del monitoraggio ambientale
b.a) Confronto dei dati di monitoraggio con concentrazioni tipiche e altri dati di monitoraggio locali
I dati ricavati dal monitoraggio ambientale si avvicinano di più alla stima dell’esposizione individuale che ci
interessa per lo studio. I dati presentati al termine del monitoraggio dall’ARPA nella relazione conclusiva
evidenziano livelli di inquinamento atmosferico non elevati nelle aree abitate (centralina di Moimacco e altri
punti di misura nelle zone residenziali). I dati della centralina della Z.I. si riferiscono ad un area dove non vi
sono residenti nei primi 500 m di distanza, e tra 70 e 80 residenti a meno di 1 Km di distanza. Nella fascia tra
1Km e 1km e 500m dove era ubicata la centralina di Moimacco gli abitanti erano circa 1000; la restante
popolazione è residente ad oltre 1500m e dovrebbe teoricamente essere esposta a concentrazioni idi
inquinanti inferiori di quelle misurate dalla centralina di Moimacco, che è più vicina alla Z.I.
I brani in corsivo sono appunto tratti dalla relazione conclusiva dell’ARPA. Si premette alla valutazione delle
concentrazioni rilevate nel corso del monitoraggio in atmosfera (nel centro abitato) e al confronto di queste
con le concentrazioni tipiche di diverse aree (urbane, rurali, industriali, remote) una breve descrizione
dell’inquinante, delle sue caratteristiche e delle sue fonti, in generale e nello specifico in provincia di Udine con
le quantità emesse (tratte dall’Inventario Nazionale delle Emissioni) con i trend dal 1990 al 2005; si accennerà
anche ad alcuni inquinanti non monitorati ma che in base ai fattori di emissione tipici per attività presenti nella
zona industriale è presumibili che siano presenti in atmosfera (della presenza di inquinanti non monitorati
verrà comunque tenuto conto nell’individuazione di indicatori di effetti sanitari nell’indagine epidemiologica).
Nelle pagine seguenti verranno esaminati gli inquinanti rilevati con il monitoraggio, e dei quali si è già discusso
riguardo alle diverse sorgenti di emissione, sia in generale che a livello locale, e di cui si è accennato ad alcune
caratteristiche fisico chimiche e tossicologiche; poiché questi aspetti sono collegati con i dati di monitoraggio e
con le concentrazioni ambientali, in parte alcune informazioni saranno richiamate. Si effettueranno alcuni
confronti fra i dati rilevati nell’area, le concentrazioni tipiche ricavate dalla letteratura e alcuni dati di
monitoraggio locali. Nel paragrafo sui modelli di dispersione degli inquinanti verranno interpretati i dati di
monitoraggio.
Gli ossidi di azoto che contribuiscono all’inquinamento atmosferico sono il monossido di azoto (NO) e il
biossido di azoto (NO2). E’ già stato detto che la principale sorgente di emissione è la combustione nei motori
degli autoveicoli seguita attività umane sono gli impianti di riscaldamento e gli impianti industriali e che gli
ossidi di azoto sono inoltre molto importanti in quanto sono precursori delle polveri assieme agli ossidi di
azoto, gli ossidi di zolfo formano i nuclei delle polveri ultrafini. Le concentrazioni di fondo in ambiente rurale
nei paesi industrializzati variano tra 15 e 30 μg/m3. Nelle aree urbane superano i 40 μg/m3 come
concentrazione media annua (WHO’s 2000 Air Quality Guidelines) in molte delle più grandi città in tutti i
continenti. Le concentrazioni su brevi periodi può variare molto da città a città, e nei vari momenti di
misurazione durante il giorno e la notte. Le concentrazioni medie dipendono molto anche dalla distanza delle
centraline di monitoraggio dalle strade principali. La media annua nelle maggiori città europee v misurate nel
2002 vanno dai 14 μg/m3 in Islanda ai 44 μg/m3 in Francia; a Stoccolma è stata riportata una media annuale di
18 μg/m3 mentre a Parigi di 57 μg/m3.
Gli ossidi di azoto nella zona monitorata sono risultati “nettamente inferiori ai limiti di legge”.
Il biossido di zolfo (anidride solforosa, SO2) è un gas incolore, irritante, non infiammabile, molto solubile in
acqua e dall’odore pungente. Come già detto il biossido di zolfo è tradizionalmente derivato dalla combustione
di combustibili fossili (ad esempio da riscaldamento domestico o combustioni industriali) ed è importante in
quanto precursore delle polveri (assieme agli ossidi di azoto, gli ossidi di zolfo formano i nuclei delle polveri
ultrafini).
58
59
Moimacco
I livelli di biossido di zolfo sono diminuiti notevolmente, nella maggior parte d'Europa e del Nord
America e in molti luoghi in Asia. I miglioramenti nella maggior parte dei paesi membri della Commissione
Economica delle Nazioni Unite per l'Europa negli ultimi decenni sono stati stimolati dall’applicazione di norme
nazionali e internazionali compresi i protocolli in base alla convenzione sull’inquinamento atmosferico
transfrontaliero a lungo raggio. Da una rassegna delle medie annue delle concentrazioni di biossido di zolfo
rilevate nel periodo 2000-2005 in un numero selezionato di città in Asia, Africa, nelle Americhe e in Europa,
circa la metà delle città sono risultate concentrazioni medie annue superiori a 20
μg/m 3, mentre i 50 μg/m3,
sono stati superati nel circa il 15% delle città. La più alta concentrazione di biossido di zolfo sono stati registrati
in alcune delle megalopoli in paesi in via di sviluppo, anche se in alcune grandi aree urbane sono state rilevate
concentrazioni abbastanza basse. Mentre le concentrazioni medie annue di biossido di azoto nelle aree urbane
paesi in via di sviluppo tipiche sono di 40-80 μg/m3, quelle nel Nord America e in Europa
sono di 10-30 μg/m3, e nelle città dell'Unione Europea di 6-35 μg/m3. In alcuni singoli
siti si sono comunque rilevati livelli più alti.
Per gli ossidi di zolfo nell’area monitorata “si evidenzia un sostanziale rispetto delle normative “ “su livelli
significativamente più bassi di quelli registrati a Udine” (un quinto rispetto a quelli registrati a Udine 10µg/m3
rispetto a 56), “paragonabili con quelli di aree urbane non interessate direttamente dal traffico autoveicolare,
(ad esempio parco urbano di Via Cairoli a Udine) ”.
Il monossido di carbonio (CO) è un gas inodore, incolore, insapore, proviene dalla combustione incompleta dei
materiali contenenti carbonio, quindi della maggior parte dei combustibili.
Per il monossido di carbonio le concentrazioni misurate nell’area monitorata “presentano valori molto
contenuti pur con la presenza di qualche episodio orario più significativo anche se comunque di scarso rilievo”.
L’ozono è un gas di colore azzurro pallido, instabile e dall’odore pungente. Si forma tramite reazioni chimiche a
partire dagli ossidi di azoto (NOx) e composti organici volatili (VOC), in presenza di radiazione solare. Da ciò
deriva che come l’ozono è un inquinante preoccupante soprattutto nei periodi estivi, in cui si presentano le
condizioni favorevoli (forti insolazioni, scarsa ventilazione) alla formazione di ozono.
Per quanto riguarda l’ozono i livelli sono risultati più elevati ma “questi numeri stanno ad indicare che nell’area
urbana di Moimacco il livello di inquinamento prodotto dalle attività antropiche (in particolare dal traffico)
risulta molto basso: infatti gli stessi inquinanti che concorrono alla formazione dell’ozono, se presenti in
concentrazioni significative, provvedono poi alla sua degradazione, mentre in aree poco inquinate i valori di
ozono raggiungono livelli molto più elevati”.
Il benzene è un idrocarburo aromatico presente nei prodotti derivati dal carbone e dal petrolio e proviene dalla
combustione di prodotti naturali. Relativamente al benzene “i dati di Moimacco risultano più che dimezzati
rispetto a quelli del centro di Udine (peraltro molto contenuti nel periodo di monitoraggio maggio-giugno 05) a
conferma dello scarso traffico che interessa l’abitato” Secondo studi riportati nelle Air Quality Guidelines
dell’OMS del 2000 le concentrazioni mediane in atmosfera sono di 0,51 µg/m3 in aree remote 1,50 µg/m3 in
aree rurali e 5,76 µg/m3 in aree urbane e suburbane (dati rilevati in USA); in alcune grandi città
europee(Londra, Oslo, Bilthoven, ed altre.) e nordamericane le medie variavano tra 2,8 e 40 µg/m3. Nell’area
monitorata il benzene è stato rilevato alle concentrazioni tra 0,4 e 0,6 µg/m3 in aree residenziali e 2,9 µg/m3 in
zona industriale.
Anche il toluene ha fra le fonti principali di emissioni i carburanti ma si trova anche in solventi industriali e una
vasta gamma di prodotti commerciali; le concentrazioni medie in atmosfera possono variare
considerevolmente: In uno studio in sei città canadesi la concentrazione media delle 24 ore è risultata tra i 5 e i
44 µg/m3, mentre nelle aree rurali era tra 3,5 e 5 µg/m3. Valori medi di 41 µg/m3 sono stati misurati a Torino
(nel 1991), e valori dello stesso ordine di grandezza in USA, Australia e Regno Unito. Nell’area monitorata sono
stati misurati valori medi tra 1,6 e 4,6 µg/m3.
59
Moimacco
60
I metalli pesanti sono in gene presente nelle polveri, in particolare nel PM 10, (e in maggior misura nel PM 2,5
che per gran parte origina da processi di combustione). Per alcune valutazioni e considerazioni sui dati di
monitoraggio dei metalli pesanti si rimanda quindi al paragrafo sul PM 10. Delle caratteristiche e origine di
questi inquinanti si è già parlato nel paragrafo sugli inventari delle emissioni a pag. 33.
Come si è già detto alcuni metalli sono tipici di emissioni di acciaieria, ma non esclusivi di queste; il contenuto
di metalli pesanti e le percentuali di essi nel PM 10 è molto variabile, dato che questi metalli sono emessi anche
da altre fonti, quali ad esempio il traffico veicolare o altri processi di combustione. Alcuni metalli pesanti
possono essere considerati markers di marker di specifiche componenti e sorgenti di particolato. 10
Inoltre dato che i metalli sono veicolati in gran parte dal PM 10 e ancora di più nel PM 2,5 e nel particolato più
fine, vale il discorso fatto in precedenza sulla grande mobilità nel territorio del PM10 e particolarmente del PM
2,5 e quindi della difficoltà di ripartire le diverse fonti dalle quali deriva il PM10 rilevato in una determinata
area non troppo vicina a sorgenti emissive. (il contenuto in metalli pesanti varia anche le caratteristiche
tossicologiche del PM 10; anche se è stata definita una retta dose-risposta per stimare gli effetti del PM 10 a
prescindere dalla composizione chimica dello stesso, alcune caratteristiche chimiche – contenuto in
determinati metalli pesanti - dello stesso entrano nei meccanismi d’azione tossicologici e patogenetici del PM
10; per una spiegazione più dettagliata si rimanda al paragrafo sulla “Valutazione del rischio”) I metalli pesanti
rilevati nel monitoraggio hanno concentrazioni molto basse negli abitati di Grupignano, Bottenicco e
Moimacco.
Per il Manganese sono stati riscontrati concentrazioni medie tra i 20 e i 30 ng/m3; secondo le Air Quality
Guidelines del OMS – seconda edizione 2000 (AQG) i livelli medi di manganese in atmosfera sono in aree
lontane da fonti conosciute di manganese tra i 10 e i 30 ng/m3, in aree urbane e rurali senza fonti di manganese
tra i 10 e i 70 ng/m3, vicino a fonderie 200-300 ng/m3; i valori guida dell’OMS sono di 150 ng/m3.
Arsenico Per l’Arsenico abbiamo valori medi rilevati di 0,6, 0,5 e 0,7 ng/m3; il valore obiettivo per i 2013
stabilito dalla normativa (Direttiva 2004/1\07/CE) come media annua è circa 10 volte superiore: 6 ng/m3. I
valori tipici rilevati negli USA dall’OMS nelle citate AQG2000 sono di 1-3 ng/m3 in aree remote, 20-30 ng/m3 in
aree urbane, e possono superare i 1000ng/m3 vicino ad alcuni impianti industriali; in Europa a Praga di 50-70
ng/m3. E’ presente nel fumo di sigaretta; una sigaretta può contenere da 40 a 120 ng.
Cadmio Nella zona comunque il Cadmio è stato riscontrato a concentrazioni tra 0,3 e 0,4 ng/m3; il valore
obiettivo per i 2013 stabilito dalla normativa (Direttiva 2004/1\07/CE) come media annua è più di 10 volte
superiore: 5 ng/m3. I valori tipici rilevati nel Nord Europa dall’OMS nelle AQG2000 sono di 0,1 ng/m3 in aree
remote, 0,1-0,5 ng/m3 in aree rurali, 1-10 ng/m3 in aree urbane e maggiori di 100 ng/m3 vicino a fonti di
emissioni. E’ presente nelle sigarette in quantità tra 500 e 2000 ng per grammo di tabacco, e il 10% viene
assorbito con il fumo. L’APAT ha effettuato una stima delle deposizioni del cadmio (e del piombo) nel Nord
Italia. Confrontando comunque i valori rilevati sul suolo nell’area studiata le deposizioni non sembrano essere
elevate
Piombo Il Piombo è stato rilevato alle concentrazioni medie di 0,01µg/m3; il valore limite per la protezione
della salute umana stabilito dal DM 2 aprile 2002 n.60 dal 01.01.2005 come media annua è cinquanta volte
superiore: 0,5 µg/m3. I valori tipici rilevati dall’OMS nelle AQG2000 sono di 0,15µg/m3 in aree non urbane e
0,15-0,5µg/m3 in città europee.
10
Ad esempio la componente marina (Na, Cl), la componente di polvere minerale (Al, Si, Ca, Ti, Sr), i solfati (S), i prodotti di
combustione di biomassa ocomponenti biogenici (K, Zn, Rb), la combustione di olii pesanti (V, Ni), le emissioni da inceneritori (K, Zn,Pb),
le emissioni da traffico e da attività industriali (Mn, Ni, Cu, Zn, Pb).Tratto da R. Vecchi – “Il particolato atmosferico: la composizione
elementare”. Dipartimento di Fisica – Università di Milano e INFN
60
61
Moimacco
Nichel Nichel è stato rilevato alle concentrazioni medie di 4,2, 4,0 e 6,0 ng/m3; il valore obiettivo per i 2013
stabilito dalla normativa (Direttiva 2004/1\07/CE) come media annua è da 3 a 5 volte superiore: 20ng/m3. I
valori tipici riportati dall’OMS nelle AQG2000 sono di 1-10 ng/m3 in aree urbane e 110-180 ng/m3 in aree
altamente industrializzate o grandi città. E’ presente nel fumo di sigaretta; una sigaretta può contenere da 40 a
580 ng.
Cromo Il Cromo è stato riscontrato concentrazioni medie comprese tra meno di 0.001 a 0,002µg/m3. I valori
tipici riportati dall’OMS nelle AQG2000 sono di 0-0,003 µg/m3 in aree remote, 0,004-0,07µg/m3 in aree
urbane, e 0,005-0,2 µg/m3 in aree industriali; E’ presente nelle sigarette in quantità tra 240 e 6300 µg per kg di
tabacco.
Il Vanadio è stato riscontrato a concentrazioni medie comprese tra 0,001 e 0,002 µg/m3; I valori tipici riportati
dall’OMS nelle AQG2000 riscontrati i Europa sono di 0-0,003 µg/m3 in aree remote, 0,007-0,2µg/m3 in aree
urbane, e 0,01-0,07 µg/m3 in aree industriali; ; i valori guida dell’OMS sono di 1µg /m3.
Anche per il Ferro e lo Zinco che hanno comunque rilevanza tossicologica molto scarsa, per i quali non vi sono
limiti normativi e non sono nemmeno considerati nelle Air Quality Guidelines dell’OMS i valori rilevati
dall’ARPA sono molto inferiori di quelli rilevati in zone residenziali vicine ad altre Zone Industriali della regione
In generale le concentrazioni rilevate con la centralina posizionata al centro della zona industriale, vicino alla
COOP, in un area dove non risulta esserci popolazione stabilmente residente, sono più elevate (anche nella
campagna di monitoraggio del 2007). Va quindi precisato che per i lavoratori valgono limiti diversi rispetto a
quelli considerati all’esterno delle industrie ( quali i TLW, TLW-STEL, TLW-C) e per valutare il rispetto di tali
limiti le concentrazioni devono essere misurate all’interno delle industrie. Gli inquinanti misurati sono in
genere diversi da quelli misurati nell’ambiente esterno e specifici per ogni diversa attività industriale e talvolta
per le diverse mansioni all’interno dell’attività industriale. I valori di tali limiti sono in genere significativamente
più elevati di quelli stabiliti dalla normativa, dalle Organizzazioni sanitarie o dalla letteratura scientifica per la
popolazione generale, in quanto si considera una esposizione per un periodo di tempo più limitato ((8 ore al dì
per 5 giorni la settimana) una popolazione esposta adulta e sana. Pertanto i valori rilevati nella prossimità delle
industrie non possono applicarsi alla popolazione generale, e comunque all’interno della Z.I. non risulta esserci
popolazione stabilmente residente.
Nella seguente tabella nella pagina seguente si confrontano le concentrazioni rilevate nell’area dall’ARPA con i
valori tipici in aree remote, aree urbane, aree industriali, e in specifiche zone industriali della regione.
Di questi aspetti si tratterà anche nel paragrafo sul PM10 e sui Modelli di dispersione degli inquinanti.
Nella pagina seguente riportiamo una tabella di confronto tra le concentrazioni rilevate nel corso del
monitoraggio nell’area oggetto dello studio (sia in zona residenziale che in zona industriale), le concentrazioni
tipiche tratte da letteratura scientifica (prevalentemente Air Quality Guidelines dell’OMS) e le concentrazioni
rilevate in altri monitoraggi effettuati dall’ARPA vicino a Zone Industriali in Provincia di Udine. Gli inquinanti
confrontati sono metalli pesanti, benzene, toluene, etilbenzene, xileni. Per il confronto delle concentrazioni del
PM10 rimandiamo al paragrafo successivo. Sul confronto tra le concentrazioni degli inquinanti classici rilevati
nell’area (NOX, SOX, CO e O3) e le concentrazioni tipiche o locali si è detto in precedenza.
Per quanto riguarda le concentrazioni locali va tenuto conto che i dati non sono sempre confrontabili, in
quanto una centralina in zona residenziale a 1250 metri dalle sorgenti dell’inquinamento a parità di emissioni e
di direzione e intensità dei venti prevalenti non è confrontabile con una centralina a 650 metri, così come una
centralina industriale posta a 250 metri dalle fonti emissive non è confrontabile con una a 500 metri.
61
Moimacco
62
Composti
Arsenico
Cadmio
Cromo(1)
Manganese
Conc Aree
Remote
Conc.
Aree
Urbane
Conc
Aree
Industriali
Conc Zona
Residenziale
presso
Zona Ind
Udinese
(ZIU)
Conc
Zona
Industriale
Udinese
1-3
ng/m³
20-30
ng/m³
1000
ng/m³
5,6 ng/m³
(L)
5,6 ng/m³
(M)
0,1 ng/m³
0,1- 0,5
ng/m³
(Aree
rurali)
1-10 ng/m³
Fino oltre
1000
ng/m³
1,2 ng/m³
(L)
1,2 ng/m³
(M)
00,003µg/m³
0,0040,007µg/m³
0,0050,2µg/m³
(A)
0,019
µg/m³
(L)
0,021
µg/m³
(M)
0,01-0,03
µg/m³
0,01-0,07
µg/m³
0,2-0,3
µg/m³
0,21 µg/m³
(L)
0,22 µg/m³
(M)
2,1 µg/m³
(L)
1,1 µg/m³
(M)
22,6 ng/m³
(L)
0,13µg/m³
(L)
7,5 ng/m³
(M)
0,10µg/m³
(M)
0,005 µg/m³
(L)
0,004µg/m³
(M)
0,52µg/m³
(L)
1,1-3,4
µg/m³
0,66µg/m³
(M)
11
Ferro
Nichel
1-10 ng/m³
Piombo
0,15µg/m³
0,150,50µg/m³
Vanadio
0-0,003
µg/m³
0,007 -0,2
µg/m³
Zinco
Benzene
0,51 µg/m³
(mediana);
1,50 µg/m³
(media
aree rurali)
5,76
µg/m³
3,5-5 µg/m
Xileni
11
0,01-0,07
µg/m³
(3-1-(-)1)
1-1 ng/m³
verificare (P)
(0,06–0,05(0,02))
0,07-0,09
µg/m³ (P)
(0,7-0,6(0,4))
0,81,4µg/m³ (P)
(0,06-0,15-())
0,170,11µg/m³
(P)
Concentrazioni Zona Residenziale
Concentrazioni
Zona
Industriale
0,6 ng/m³
(A)
0,5 ng/m³
(B)
0,7 ng/m³
(C)
38,8 ng/m³
(D)
0,4 ng/m³
(A)
0,3 ng/m³
(B)
0,3 ng/m³
(C)
1,3 ng/m³
(D)
0,001µg/m³
(A)
<0,001µg/m³
(B)
0,002µg/m³
(C)
0,115µg/m³
(D)
0,02µg/m³
(A)
0,02µg/m³
(B)
0,03µg/m³
(C)
0,26µg/m³
(D)
0,4µg/m³
(A)
0,3µg/m³
(B)
0,5µg/m³
(C)
8,7µg/m³
(D)
4,2 ng/m³
(A)
0,01µg/m³
(A)
4,0 ng/m³
(B)
0,01µg/m³
(B)
6,6 ng/m³
(C)
0,01µg/m³
(C)
69,6 ng/m³
(D)
0,08µg/m³
(D)
0,002
µg/m³
(A)
0,07µg/m³
(A)
0,5µg/m³
(E)
0,001µg/m³
(B)
0,002µg/m³
(C)
0,003µg/m³
(D)
0,06µg/m³
(B)
0,4µg/m³
(F)
0,08µg/m³
(C)
0,6µg/m³
(H)
0,65µg/m³
(D)
2,9µg/m³
(G)
0,4µg/m³
(I)
Etilbenzene
Toluene
110-180
ng/m³
Conc
Zona
Residenziale
vicino Zona
Ind
OsoppoBuja
5-44 µg/m
0,4-1,8
µg/m³
2,4-7,1
µg/m³
1,2-6,5
µg/m³
2,4µg/m³
(E)
4,6µg/m³
(E)
9,7µg/m³
(E)
0,5µg/m³
(F)
1,6µg/m³
(F)
2,1µg/m³
(F)
1,6µg/m³
(G)
4,0µg/m³
(G)
7,4µg/m³
(G)
Vicino a fonderie
62
63
Moimacco
Distanza da
sorgente
(metri)
Periodo di monitoraggio
A) CP1: Cividale del Friuli - abitato di Grupignano
B) CP2: Moimacco – abitato di Bottenicco
C) CP3: Moimacco – abitato di Moimacco- Via
dell’Ancona
D) CP4: Zona Industriale Coop Consumatori Nord
Est
E) Sito RAD1: Moimacco - incrocio Via Cividale –
Via Tecco
F) Sito RAD2: Moimacco - Rotonda Via CividaleVia Soravilla
G) Sito RAD3: Moimacco - Zona Industriale – Via
Soravilla
H) MM2: Cividale del Friuli – Zona Industriale
Coop Consumatori Nord Est
I) MM3: Moimacco – Area scolastica
900
760
1350
Novembre 04 – settembre 05
Novembre 04 – settembre 05 –
Novembre 04 – settembre 05-
Misure su
Polveri Totali
Sospese (PTS) o
PM10
PTS
PTS
PTS
250
23/09/05 – 01/02/06
PM 10
L) abitato di Lumignacco
M) sito di Casali Tosolini
650
N) R1- Udine –Via Paparotti
R2 - Cargnacco – Via del Museo
R3 – Lumignacco – campo sportivo
R4 – Cortello – chiesa
R5 – Risano – Via Cortello
R6 – Lauzacco – Via Grado
n.a
O) R7 – Zona Industriale Udinese – Via Zanussi
vicino a
stabilimenti
che utilizzano
solventi e
COV.
P) Rivoli scuola materna
circa 900 m
n.a.
12
n.a
n.a.
250
Circa 1300
Novembre 04 – settembre 05
23/11/05 – 01/02/06
Non misurato su
polveri (BTEX)
Non misurato su
polveri (BTEX)
Non misurato su
polveri (BTEX
Non misurato su
polveri (BTEX)
Non misurato su
polveri (BTEX)
PTS
PTS (stimato con
algoritmo di
conversione il
contenuto dei
metalli nella
frazione PM10)
Non misurato su
polveri(BTEX)
PTS
Le medie corrispondono rispettivamente ai
periodi aprile-giugno 04,luglio-agosto 04 con
acciaieria aperta, (agosto 04 con acciaieria chiusa),
ottobre-novembre 04, gennaio febbraio 05
verificare
Le concentrazioni riportate sono le medie nello
stesso periodo
63
64
Moimacco
Le considerazioni nelle pagine successive sulle polveri sono importanti in quanto il PM10 non è un
inquinante singolo, ma particelle composte da una miscela di inquinanti (con composizione chimica varia e
diametro aerodinamico inferiore a 10µ), che quindi contengono anche i singoli inquinanti dei quali si è
trattato in precedenza (organici o inorganici come metalli pesanti). Il particolato sia di origine da fonti
industriali, che di origine urbana contiene sempre metalli pesanti, in diversa proporzione, che altri
microinquinanti organici.
Abbiamo riportato a titolo esemplificativo a pag. 34 la composizione tipica delle polveri da fumi di acciaieria
tratta dal Profilo di Rischio nel Comparto Acciaieria elettrica dell’Istituto Superiore per la Prevenzione e
Sicurezza sul Lavoro: http://www.ispesl.it/profili_di_rischio/Acciaieria_elettrica/cap4.pdf
Come è stato detto nel capitolo sulle fonti emissive il PM10 è un insieme di particelle presenti in aria con
caratteristica comune un diametro aerodinamico inferiore a 10 micron. Più che un singolo inquinante (con
caratteristiche chimiche e tossicologiche ben definite) può essere considerato come un indicatore
dell’inquinamento atmosferico (sia per la valutazione della qualità dell’aria – è utilizzato infatti per costruire
indici di qualità dell’aria – sia per la valutazione degli effetti sulla salute della popolazione esposta
all’inquinamento atmosferico). Le sue fonti o sorgenti, le sue origini, la sua permanenza in atmosfera e la sua
distribuzione nello spazio, le sue caratteristiche fisiche, di composizione chimica, e proprietà tossicologiche
sono variabili, e tutte le caratteristiche sopraelencate sono in un certo grado interconnesse.
Anche se nel monitoraggio effettuato dall’ARPA è stato misurato solo il PM10 è meglio fare riferimento al PM
diviso nelle classi riportate in figura per le differenze presenti in ciascuna frazione sia dell’origine (primaria o
secondaria), e delle fonti prevalenti, che delle modalità e i tempi di dispersione e le caratteristiche
tossicologiche
Fig. 1
Le frazioni di diametro superiore, fino a 2.5 μm, sono definite come “fine”, e tra i 2.5 e i 10 μm come “coarse”
ovvero grossolane in inglese. Dalla figura si evidenzia che le particelle ultrafini - UFP - (inferiori a 0,1 µm)
prevalgono numericamente, anche se come volume sono molto inferiori rispetto alla frazione di polveri più
64
Moimacco
65
grandi ( > 0,1 µm fino a oltre 10 µm). Numericamente quasi tutte le UFP, si vengono a trovare negli intervalli
riferiti alla nucleazione e ai nuclei di Aitken. Le nanoparticelle si formano infatti attraverso processi di
nucleazione (da alcuni nm fino a 80-90 nm) a partire da precursori gassosi emessi in atmosfera e, in seguito,
crescono ulteriormente in dimensioni mediante coagulazione, condensazione e accumulazione. 13
Il processo di formazione delle varie frazioni di particolato è rappresentato nella figura successiva e si può così
riassumere:
Fig. 2
La figura sopra riportata esemplifica in modo schematico la formazione delle diverse frazioni di polveri: Le
polveri più fini hanno anche una superficie complessiva molto maggiore delle meno fini come evidenziato dalla
tabella e dalla figura sotto riportate.
14
Diametro
polveri
(µm)
Numero polveri
(cm-³)
5
20
250
5000
153000000
2400000
1200
0,15
Fig3
Superficie
delle
polveri
µm2/ cm³)
12000
3016
240
12
Fig 4
13
L’ARPA Emilia Romagna con il progetto PolveRe ha raccolto informazioni relative al dimensionamento e alla composizione dell’aerosol
presente nell’atmosfera di Bologna, tra le quali ad es. che: oltre il 40 % della massa di articolato è inferiore aμm
0.49
di
diametro
aerodinamico, quasi tutti gli Ipa presenti nel particolato si trovano nella frazione inferiore a 1.5 µm e relativamente agli anioni, i nitrati
risultano dominanti nel periodo invernale, mentre durante il periodo estivo le specie principali sono i solfati. Da Polveri ultrafini e
nanoparticelle - Il monitoraggio ambientale di aerosol - Vanes Poluzzi, Isabella Ricciarelli, Claudio Maccone, Arpa Emilia-Romagna -ARPA
Rivista N. 6 novembre dicembre 2006.
14
Figura tratta da: Materiale particellare aerodisperso: definizioni, effetti sanitari, misura e sintesi delle indagini ambientali effettuate a
Roma – Achille Marconi, Laboratorio di Igiene Ambientale, Istituto Superiore di Sanità – Ann Ist Super Sanità 2003; 39(3): 329-342;
(riprodotta modificata da “Atmosferic Physics and Chemistry” Seinfeld and Pandis, 1998)
65
Moimacco
66
Fig 3) Numero di particelle e superficie delle particelle in 10 µg/m3 di polveri in atmosfera
Fig 4) Le molecole di superficie come funzione del diametro delle polveri. Le molecole di superficie aumentano
esponenzialmente con il diminuire del diametro delle polveri sotto 0,1 µm; questo fenomeno riflette
l’importanza dell’area delle particelle di polveri nell’aumentata attività chimica e biologica delle nanoparticelle
(<0,1 µm - 10 nm - rispetto alle altre polveri). L’aumentata attività biologica può essere positiva e desiderabile
(ad es. attività antiossidante, capacità di trasporto di sostanze terapeutiche, penetrazione delle barriere
cellulari) negativa e indesiderata (ad es. tossicità, induzione di stress ossidativi o disfunzioni cellulari) o un mix
di entrambe. (figura fornita per cortesia da H. Fissan – comunicazione personale) 15
Le polveri in base alle origini possono essere distinte in primarie, secondarie o terziarie, primario se viene
prodotto direttamente dalle fonti, secondario se origina da precursori (altri inquinanti o altre sostanze). Le
polveri secondarie derivano da processi chimici che avvengono in atmosfera e sono prodotte, con i
meccanismi schematizzati in Fig. 2, cioè da trasformazioni chimico-fisiche che coinvolgono diverse sostanze
quali SOx, NOx, COVs, NH3 e che ne determinano la produzione e/o rimozione (Deserti et. al. CTN-ACE, 2001).
In genere le particelle di tipo primario sono presenti per la gran parte nella frazione grossa, mentre le particelle
di tipo secondario sono presenti per la gran parte nella frazione fine. La frazione fine riveste è più importante
rispetto alla frazione grossa per la complessità chimica dei suoi costituenti e per l’alto valore del rapporto
superficie/volume che come già detto favorisce l’adsorbimento superficiale di sostanze tossiche come i metalli
pesanti e IPAs. Inoltre le particelle di diametro inferiore a 2.5 µm, e ancor più la frazione UFP costituiscono la
frazione respirabile, in grado di raggiungere gli alveoli polmonari veicolando nell’organismo le sostanze delle
quali sono composte, mentre la frazione di diametro superiore costituisce la frazione inalabile, in grado di
raggiungere l’area broncotracheale.
Per questi motivi il PM 2,5 è preferito dall’OMS come indicatore di esposizione rispetto al PM10 (Air Qualità
Guidelines, 2005, World Health Organization); i maggiori effetti sanitari attribuiti al PM10 sono correlati a
questa frazione: ad esempio uno studio recente effettuato da Nino Kunzli e altri autori hanno evidenziato un
aumento di spessore pari a 5,9% della parete dell’intima media delle carotidi nei soggetti esposti a valori di PM
2.5 superiori di 10 µg/m3 rispetto ai corrispettivi del gruppo di controllo (Künzli N, Jerrett M, Mack WJ,
Beckermann B, LaBree L, Gilliland F, Thomas D, Peters J, Hodis HN. Ambient air pollution and atherosclerosis in
Los Angeles. Environ Health Perspect. 2005;113:201–206). La concentrazione numerica delle particelle ultrafini
(particelle di diametro inferiore a 0,1 µm) potrebbe rappresentare un indicatore più efficace dell’esposizione a
inquinanti da traffico rispetto alle concentrazioni del PM2,5.
Infine Il PM10 terziario è quello risollevato dal suolo dopo deposizione (ad esempio dalle strade dal passaggio
di autoveicoli).
Il rapporto tra PM10 e PM 2,5 è abbastanza costante a parità di tipo di sorgenti emissive (su questo argomento
si rimanda anche al capitolo sulle caratteristiche tossicologiche del PM10). Per quanto riguarda le
caratteristiche fisiche e chimiche queste variano a seconda della fonte ed origine (in base alla fonte e origine
possono essere individuate delle sostanze chimiche che sono presenti più frequentemente, e alcune
caratteristiche fisiche più tipiche). L’US-EPA ha realizzato un software per la speciazione del PM (e del TOC
carbonio organico totale) in base alla fonte ed origine di questo (SPECIATE Version 4.0 January 18, 2007) Di
questi aspetti si accennerà nel paragrafo sui metalli pesanti. Le caratteristiche tossicologiche, anche se spesso
comuni a tutto il PM10, possono in parte variare in rapporto a diverse caratteristiche specialmente fisiche ma
anche chimiche del PM10.
Anche la permanenza in atmosfera (sia all’esterno sia in ambienti chiusi), la distribuzione nello spazio, la
dispersione e il rimescolamento del PM10 originato da diverse fonti varia in funzione di molte delle variabili
precedentemente elencate.
15
Figure tratte da: Nanotoxicology: an emerging discipline evolving from studies of ultrafine particles – Günter Oberdörster, Eva
Oberdörster and Jan Oberdörster – Environmental Health Perspectives – Vol. 113, Num 7, July 2005
66
67
Moimacco
Le particelle ultrafini nella fase di nucleazione hanno una sopravvivenza molto limitata (da pochi minuti a ore)
In generale le particelle ultrafini Una volta formatesi, le particelle si alteranorapidamente, sia fisicamente (le
nanoparticelle tendono a sparire nell’arco di tempo dei secondi a seguito di processi di evaporazione e di
coagulazione), che chimicamente; i nuclei di Aitken da alcune ore a giorni (diffusione e coagulazione), la
frazione di accumulazione a circa 1µm fino a 15 giorni; la frazione corse mode da ore a pochi giorni (per
deposizione). Il comportamento varia se le particelle raggiungono strati superiori dell’atmosfera:
A 1-2 Km dal suolo il PM 2,5 ha un tempo di residenza fino a 3-5 giorni, mentre quando sale a 3-10 km di
altezza può venire trasportato per migliaia di Km per settimane. E’ il caso del trasporto transfrontaliero delle
polveri e di alcuni metalli pesanti contenuti nelle polveri come ad esempio il cadmio, di cui si parlerà nel
capitolo sui modelli di dispersione.
67
Moimacco
68
Il contenuto in metalli varia in relazione alle dimensioni delle polveri In una recente ricerca effettuata a Roma 16
è risultato che “sebbene la concentrazione di piombo sia notevolmente diminuita rispetto ai livelli riscontrati a
Roma in precedenti indagini grazie all’introduzione della benzina senza piombo, esso rimane tuttora il metallo
la cui presenza, di origine antropogenica, è nettamente maggiore nell’area urbana, rispetto a quella di fondo.
La sua concentrazione media nel PM10 nell’area urbana è infatti 22 volte quella del sito di fondo, mentre per
gli altri metalli, il rapporto oscilla tra 3 e 12 volte. I metalli si distribuiscono in maniera diversa tra le frazioni
fine e coarse; in particolare nei siti urbani, piombo, cadmio, vanadio e, in modo più limitato, zinco si
distribuiscono prevalentemente nella frazione fine, suggerendo una prevalenza delle sorgenti di tipo
combustivo; nichel, cromo e manganese sono distribuiti in maniera equa tra le due frazioni; il solo ferro prevale
nettamente nella frazione coarse, suggerendo la presenza di sorgenti rilevanti in ambiente urbano nella
granulometria 2,5-10 µm. Ciò è verosimilmente dovuto alla produzione di polvere da usura di manufatti
metallici, e alla risospensione di questi residui dovuta al movimento della massa d’aria a bassa quota dovuta al
movimento continuo di mezzi sulle strade. Non bisogna dimenticare tuttavia che il ferro è uno degli elementi
più abbondanti sulla crosta terrestre; questo spiega anche i valori generalmente più alti di uno o due ordini di
grandezza rispetto agli altri metalli determinati.
Mentre per cadmio, cromo, nichel e piombo la distribuzione tra le due frazioni risulta analoga nei tre siti, per il
vanadio e lo zinco si inverte limitatamente (prevalenza della frazione coarse nel sito di fondo), per il manganese
diventa più importante la presenza nella frazione fine, e per il ferro si inverte nettamente a favore della
frazione fine a causa della mancanza nella zona di fondo di sorgenti di ferro nella granulometria coarse e del
trasporto selettivo a lunga distanza delle particelle più fini. E’ stata infine evidenziata una dipendenza
stagionale dei livelli di concentrazione dei metalli nel materiale particellare; essi in generale sono più elevati
nella stagione invernale, in coincidenza con l’aumento del contributo determinato dalle sorgenti tipiche in
ambiente urbano (traffico autoveicolare e riscaldamento domestico) e a conferma di quanto già messo in
evidenza per il materiale particellare nella stessa area urbana”
Le considerazioni sui rapporti tra dimensioni e composizione chimica delle particelle e caratteristiche
tossicologiche delle stesse verranno fatte nei prossimi capitoli
Per quanto riguarda il PM10 nell’area nel periodo dal 01.05.2005 al 30.06.2006 (in zona scolastica a Moimacco)
non ci sono stati superamenti della soglia di riferimento di concentrazione massima giornaliera di 50µg/m3
prevista dalla normativa e i valori medi (su un periodo di due mesi dal 01.05.2005 al 30.06.2005) di 12µg/m3 e
massima giornaliera di 33µg/m3 sono risultati inferiori ai valori stabiliti dalle ultime Air Quality Guidelines
dell’OMS nel 2006 (rispettivamente media annuale di 20µg/m3 e media giornaliera di 50µg/m3); va tenuto che
i valori sopraccitati non sono considerati limiti ma come obiettivi. In altri due punti dove il monitoraggio è
avvenuto per un periodo più limitato (dal 01.02.2006 a 16.02.2006) dal i livelli risultato un poco più elevati:
Cividale del Friuli, frazione di Grupignano 36µg/m3 - 4 superamenti e Moimacco via dell’Ancona 35 µg/m3- 3
superamenti, ma sempre inferiori ai livelli rilevati a Udine. Una recente campagna effettuata nel 2008 ha
confermato che le concentrazioni a Moimacco nell’area scolastica sono simili a quelle misurate nel 2005.
I superamenti della soglia di 50µg/m3 riscontrati nel monitoraggio in Zona industriale con una centralina a 250
metri dalla maggiore fonte emissiva a nostro parere andrebbero interpretati solo per monitorare le emissioni
diffuse (e convogliate) in un modello di dispersione degli inquinanti.
I valori rilevati presso la centralina in Zona industriale non possono quindi a nostro parere essere confrontati
con valori rilevati da centraline urbane, o di altro tipo, ma eventualmente con centraline di tipo industriale, con
ubicazione e caratteristiche delle fonti emissive analoghe, o meglio per monitorare le variazioni nel corso del
tempo dei valori rilevati (un confronto quindi temporale anziché spaziale). Per una stima degli effetti sanitari,
16
Contenuto di metalli nelle varie frazioni dimensionali di materiale particellare -Giovanni Ziemacki, Giorgio Cattani, Maria Carmela
Cusano, Giordano Stacchini e Achille Marconi -Laboratorio di Igiene Ambientale, Istituto Superiore di Sanità, Roma - Ann Ist Super Sanità
2003;39(3):371-379
68
Moimacco
69
pur con i limiti di un difficile confronto con valori guida sanitari, sarebbe più utile misurare il PM 10 all’interno
degli ambienti confinati in Zona industriale. Queste misurazioni sono invece utili per monitorare le emissioni
dalle sorgenti principali (anche se le misure variano molto in rapporto all’ubicazione delle centraline come si
può vedere nel confronto successivo). Quindi le rilevazioni delle centraline di monitoraggio 17, non possono
essere valutati isolatamente o confrontati con centraline di tipo diverso (da traffico, di fondo o industriali) ma
integrate con le altre rilevazioni di una rete di monitoraggio, con i dati delle emissioni (catasti delle emissioni) e
con i dati meteo climatici in modelli di dispersione degli inquinanti; questo è anche previsto dalla legge 18,19 per
la zonizzazione del territorio. E’ stato attuato in Friuli Venezia Giulia su scala regionale 20 per il “Piano regionale
di moiglioramento di qualità dell’aria”,(come anche in altre regioni 21 con diverse tecniche modellistiche).
17
La stazione di rilevamento deve essere posizionata in modo da essere il più possibile rappresentativa dello stato della qualità dell’aria
dell’agglomerato o della zona in cui è posta, e della tipologia di stazione che interpreta. Infatti una rete di rilevamento deve avere
stazioni posizionate sia in posizioni di fondo, capaci di rilevare l’inquinamento diffuso in modo generalizzato nel territorio, che in
posizioni di picco, ad esempio in prossimità di vie di traffico, così da valutare la qualità dell’aria in casi critici (sebbene in ogni caso diffusi
sul territorio e connessi alla reale esposizione della popolazione ), in aree o all’interno di zone dove si raggiungono i livelli più elevati di
concentrazione a cui la popolazione sia esposta per un periodo di tempo significativo. I punti di campionamento destinati alla
protezione degli ecosistemi dovrebbero essere rappresentative di aree di almeno 1000 km2 e dovrebbero essere ubicati a più di 20 km
dagli agglomerati o a più di 5 km da aree edificate importanti, da impianti industriali o da autostrade. Tali stazioni dovrebbero essere
impiegate per il monitoraggio dei livelli di concentrazione degli inquinanti determinati da sorgenti naturali e da fenomeni di trasporto
sul lungo raggio.
Classificazione e numero delle stazioni - Secondo i criteri dell'Agenzia Europea per l'ambiente (EEA) le stazioni di misura della qualità
dell'aria, per gli inquinanti considerati nel Decreto Ministeriale n.° 60 del 02/04/2002, vengono classificate a seconda delle tipologia
della stazione e dell'area e delle caratteristiche della zona
Tipo di stazione: Traffico (T), Industriale (I), Fondo (o background, B)
Tipo di area: Urbana (U), Suburbana (S), Rurale (R)
Caratteristiche dell'area: Residenziale (R), Commerciale (C), Industriale (I), Agricola (A), Naturale (N).
Stazioni di traffico: considera la tipologia della strada e il flusso di traffico medio circolante sulla stessa. Deve essere
rappresentativa della qualità dell'aria lungo la linea degli edifici.
Le stazioni sono classificate tramite una combinazione delle caratteristiche sopraelencate. Ulteriori informazioni relative ai criteri per la
disposizione delle reti di rilevamento della qualità dell'aria possono essere reperite nella seguente pubblicazione APAT – CTN-ACE
(2004): Linee guida per la predisposizione delle reti di monitoraggio della qualità dell'aria in Italia (da sito ARPA Lombardia
http://arpalombardia.it). All’interno delle linee guida comunque si precisa che “non sono fornite le linee guida per il corretto
posizionamento delle stazioni industriali. Si tratta infatti di stazioni impiegate per il monitoraggio specifico di situazioni contingenti locali
e quindi poco omogeneizzabili sull’intero territorio nazionale”.
18
D.Lgs. Governo n° 351 del 04/08/1999 - Attuazione della direttiva 96/62/CE in materia di valutazione e di gestione della qualita'
dell'aria ambiente.Art. 6. - Valutazione della qualita' dell'aria ambiente
1. Le regioni effettuano la valutazione della qualita' dell'aria ambiente secondo quanto stabilito dal presente articolo.
2. La misurazione, effettuata in applicazione dei criteri di cui all'articolo 4, comma 3, lettera a), e' obbligatoria nelle seguenti zone:
a) agglomerati;
b) zone in cui il livello, durante un periodo rappresentativo, e' compreso tra il valore limite e la soglia di valutazione superiore stabilita ai
sensi dell'articolo 4, comma 3, lettera c);
c) altre zone dove tali livelli superano il valore limite.
3. La misurazione puo' essere completata da tecniche modellistiche per fornire un adeguato livello di informazione sulla qualita' dell'aria
ambiente.
4. Allorche' il livello risulti, durante un periodo rappresentativo, al di sotto della soglia di valutazione superiore stabilita ai sensi
dell'articolo 4, comma 3, lettera c), la misurazione puo' essere combinata con tecniche modellistiche in applicazione dei criteri di cui al
medesimo articolo 4, comma 3, lettere a) e b).
5. Il solo uso di modelli o di metodi di valutazione obiettiva in applicazione dei criteri di cui all'articolo 4, comma 3, lettera b), e'
consentito per valutare la qualita' dell'aria ambiente allorche' il livello risulti, durante un periodo rappresentativo, al di sotto della soglia
di valutazione inferiore stabilita ai sensi dell'articolo 4, comma 3, lettera c).
19
Decreto Ministeriale n° 261 del 01/10/2002 - Regolamento recante le direttive tecniche per la valutazione preliminare della qualita'
dell'aria ambiente, i criteri per l'elaborazione del piano e dei programmi di cui agli articoli 8 e 9 del decreto legislativo 4 agosto 1999, n.
351.
20
Allegato 1 alla delibera 1783/2009 “ Proposta di piano regionale di miglioramento della qualità dell’aria”
21
In Lombardia ad esempio: “per l’analisi di scenari di emissione e la generazione di mappe di concentrazioni viene utilizzato presso la
U.O. Modellistica - Settore Aria e Agenti Fisici di ARPA Lombardia il modello chimico-dispersivo FARM incluso nella suite modellistica
ARIA Regional, sviluppata dalla società AriaNET srl. L’input meteo viene costruito a partire dai dati provenienti dalle osservazioni della
69
70
Moimacco
Questi aspetti verranno illustrati in un paragrafo più avanti. Relativamente alla rappresentatività della
centralina presso la COOP si riporta il testo di un documento dell’APAT sulle centraline in zone industriali:
In generale una stazione di monitoraggio di tipo zona industriale corrisponde a questa definizione: ”Stazione
industriale: Stazione situata in posizione tale che il livello di inquinamento è influenzato prevalentemente da
singole fonti industriali o zone industriali limitrofe (ex Decisone 2001/752/CE). In altri termini punto di
campionamento per il monitoraggio di fenomeni posto in aree industriali con elevati gradienti di
concentrazione degli inquinanti. Tali stazioni sono situate in aree nelle quali i livelli d’inquinamento sono
influenzati prevalentemente da emissioni di tipo industriale. L’area di rappresentatività non è elevata e
generalmente è individuata da un raggio compreso tra 10 ÷ 100 m (area superiore a 300 m²). L’area di
rappresentatività è definita come area all’interno della quale le concentrazioni degli inquinanti non differiscono
dai valori misurati dalla stazione di monitoraggio per più del 20%. 22 (Criteria for EUROAIRNET, febbraio 1999).
(Tratto da APAT Agenzia per la Protezione dell’Ambiente e per i servizi Tecnici – “Linee guida per la
predisposizione delle reti di monitoraggio della qualità dell’aria in Italia “– ottobre 2004).
rete di rilevamento di Arpa Lombardia e dalle elaborazioni della modellistica numerica del Centro Europeo ECMWF, utilizzando i codici
Minerve (modello mass-consistent) e SurfPRO (per la ricostruzione dei parametri di turbolenza). Le condizioni al contorno ed iniziali
vengono ricavate a partire dai dati misurati e dai risultati del modello CHIMERE (http://euler.lmd.polytechnique.fr/chimere/) su celle di
50 km di passo fornite dal sistema Prev’air. Gli input di emissioni sono derivati dai risultati dell’inventario di emissioni regionale al 2003,
basato sul sistema INEMAR. Per le simulazioni sulla Regione Lombardia il sistema viene applicato su un dominio di 244 x 236 km2 con
risoluzione di 4 km, 11 livelli verticali fino a 6000 m, che include interamente la Regione Lombardia e si interfaccia al database della rete
di qualità dell’aria, al database della rete meteorologica e idrogeologica, rete micromeoteorologica SHAKE up. Le simulazioni
modellistiche sono finalizzate alla ricostruzione di episodi critici di ozono e PM10 e all’analisi dell’impatto sulla qualità dell’aria di
scenari” (dal sito ARPA Lombardia http://arpalombardia.it).
22
Anche il Decreto Legislativo 26 giugno 2008, n. 120 “Modifiche ed integrazioni al decreto legislativo 3 agosto 2007, n. 152, di
attuazione della direttiva 2004/107/CE relativa all'arsenico, il cadmio, il mercurio, il nichel e gli idrocarburi policiclici aromatici nell'aria
ambiente” stabilisce le caratteristiche delle stazioni industriali.
“I siti fissi di campionamento devono essere individuati in modo da:
a)fornire dati sui livelli degli inquinanti nelle aree, ubicate all'interno di zone o agglomerati, nelle quali la popolazione……(omissis)….
puo' essere esposta, in modo diretto o indiretto, alle concentrazioni, calcolate come media su anno civile, piu' elevate tra quelle
rilevate;
b) fornire dati sui livelli degli inquinanti che siano rappresentativi dell'esposizione della popolazione in generale nelle aree, ubicate
all'interno di zone o agglomerati, diverse da quelle di cui alla lettera a);
c) fornire dati sui tassi di deposizione totale utili a valutare l'esposizione indiretta della popolazione agli inquinanti attraverso la catena
alimentare.
2. I siti fissi di campionamento devono essere individuati in modo tale da evitare misurazioni rappresentative di microambienti nelle
immediate vicinanze.
2
3. In via ordinaria, l'area di rappresentativita' delle stazioni di misurazione deve essere pari ad almeno 200 m in caso di stazioni di
2
traffico, ad almeno 250 m x 250 m, ove tecnicamente fattibile, in caso di stazioni industriali e ad alcuni km in caso di stazioni di fondo in
siti urbani.
4. Le stazioni di misurazione di fondo non devono essere influenzate da agglomerati o da insediamenti industriali localizzati entro pochi
chilometri.
5. Al fine di valutare l'influenza delle fonti industriali devono essere confrontati i dati rilevati da almeno una stazione installata nei siti
urbani o suburbani interessati da tali fonti con le concentrazioni di fondo relative agli stessi siti. Ove non si conoscano tali concentrazioni
di fondo, deve essere installata, con riferimento agli stessi siti, una stazione di fondo sopravento alla fonte industriale rispetto alla
direzione predominante dei venti. La scelta dell'ubicazione di tali stazioni deve essere funzionale anche alla verifica degli effetti
dell'applicazione delle migliori tecniche disponibili presso gli impianti industriali.
6. Le stazioni di misurazione devono essere ubicate in modo tale da risultare, per quanto possibile, rappresentative anche di aree simili
a quelle in cui e' inserito il sito fisso di campionamento, incluse quelle che non si situano nelle immediate vicinanze.
7. I siti fissi di campionamento previsti dal presente decreto devono coincidere con quelli previsti per la misurazione delle
concentrazioni di materiale particolato PM10 salvo il caso in cui tale ubicazione non risulti funzionale alle finalita' di cui al punto 1 del
presente paragrafo.”
Questo vale in linea generale: per definire l’esatta area di rappresentatività occorrerebbero applicare modelli diffusionali per valutare la
diffusione e dispersione a livello locale degli inquinanti misurati nella centralina in zona industriale.
70
Moimacco
71
In sintesi, quindi, anche se nel 2009 la centralina ha registrato più di 35 superamenti della concentrazione di 50
µg/m3 di PM10, questo dato, a nostro parere:
- difficilmente può essere confrontato con dati di altre centraline industriali; l’unico aspetto che si potrebbe
confrontare sarebbe un eventuale parallelismo negli aumenti e diminuzioni delle concentrazioni influenzato da
condizioni meteorologiche comuni alle diverse localizzazioni delle centraline; basterebbe invece che la
centralina fosse spostata di alcune centinaia di metri, o fosse esposta a direzioni di venti dominanti diversi e i
risultati non sarebbero confrontabili.
- I dati possono invece essere interpretati all’interno di un modello di diffusione degli inquinanti che tenga
conto anche dei risultati del monitoraggio di altre centraline, dei dati del catasto delle emissioni e dei dati
meteo climatici; questo è gia stato fatto su scala regionale nel quale si è tenuto conto anche della stima delle
emissioni della zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco, i dati meteorologici locali e i dati della rete di
rilevamento e di specifiche campagne di monitoraggio . Nell’area in questione l’integrazione tra questi diversi
dati è stata effettuata dall’ARPA nell’ambito della “Proposta di piano regionale di miglioramento della qualità
dell’aria” e non sono state rilevate criticità per il PM10 nei Comuni di Cividale del Friuli e Moimacco. Il grado di
dettaglio della mappa risultante dallo studio è una griglia di pochi km. Per identificare variazioni di
concentrazioni del PM10 a distanze inferiori a 1 Km sarebbe però necessario un modello diffusionale e studi ad
hoc.
- I risultati del monitoraggio della centralina non possono quindi essere valutati in maniera avulsa dalla
rappresentatività della stessa; sono importanti invece per un confronto temporale per valutare eventuali
miglioramenti nell’abbattimento delle emissioni sia convogliate che diffuse, come è anche indicato nella
normativa: la scelta dell'ubicazione delle stazioni di tipo industriale “deve essere funzionale anche alla verifica
degli effetti dell'applicazione delle migliori tecniche disponibili presso gli impianti industriali” - Decreto
Legislativo 26 giugno 2008, n. 120.
- Non è invece direttamente utilizzabile per valutazioni sanitarie in quanto i dati sui livelli degli inquinanti
dovrebbero rappresentativi dell'esposizione della popolazione, e nell’area attorno alla centralina non c’è
popolazione residente (ciò a prescindere dal numero dei superamenti che non hanno un senso biologico, dato
che per la comparsa di effetti avversi correlati con l’esposizione al PM10 non vi è una soglia ) 23.
- Nella centralina presso la Zona Industriale sono state rilevati anche picchi di concentrazioni orarie di PM10
molto elevate, anche di alcune centinaia di µg/m3, in alcune occasioni. Come è già stato detto, nell’area
attorno alla centralina non vi sono persone stabilmente residenti. Va precisato che per sia l’Organizzazione
Mondiale della Sanità, che tutti i maggiori studi epidemiologici sugli effetti a breve termine degli effetti a breve
termine dell’inquinamento atmosferico utilizzano come indicatore dell’esposizione la media giornaliera della
concentrazione di PM 10 e 2,5 e PM 2,5 (a differenza degli ossidi di azoto dove si considera anche la
concentrazione oraria o anche di 15 minuti, o del monossido di carbonio); è ovvio che un’alta concentrazione
media oraria alza anche la media giornaliera, ma per valutare gli effetti sanitari si utilizza come indicatore di
esposizione di breve durata la media giornaliera (che è comunque calcolata anche utilizzando i dati delle medie
23
“Per la valutazione degli effetti sanitari, anche quelli a breve termine che sono quelli di cui ci stiamo ora occupando non è tanto
importante il numero dei superamenti di un valore prefissato, detto anche soglia, ma piuttosto la media annuale dell'inquinante. Da un
punto di vista biologico i valori soglia non hanno nessun senso, anche perché ciascun individuo ha una propria soglia determinata dal
suo stato generale di salute, ed una soglia che tutela una persona può essere invece insufficiente per la tutela di un'altra. Il concetto di
soglia è invece utilissimo per indurre interventi quando la situazione sia critica. Sarebbe infatti inutile affermare che la media annuale
debba essere di 40 µg/m3, senza agire nei momenti n cui vi è il maggior contributo al carico complessivo dell'inquinante e di accorgersi
magari alla fine di un anno che la media è stata ben superiore a 40 µg/m3. Il numero di superamenti di una soglia è ben collegato con il
concetto di media annuale. Tanto è vero che la direttiva sulla qualità dell'aria della UE, al fine di ottenere una media annuale di PM10
del valore di 40 µg/m3 nel 2005 e di 20 µg/m3 nel 2010, impone che il numero dei superamenti della cosiddetta "soglia di attenzione",
posta a 50 µg/m3, sia di anno in anno inferiore passando dai 35 superamenti "concessi" per il 2005 a nessuno "concesso" per il 2010.”
(Tratto Da “Effetti a breve e lungo termine dell’inquinamento atmosferico:ci sono buone notizie” Paolo Crosignani, Andrea Tittarelli – SC
Registro Tumori e Epidemiologia Ambientale – Fondazione IRCCS Istituto Nazionale Tumori – Milano_Atti del Convegno “Ambiente e
Saluite” Teviso – 2008 - modificato).
71
Moimacco
72
orarie). Non molti studi sono stati effettuati sugli effetti all’esposizione a concentrazioni medie orarie di PM10
o calcolate su tempi brevi 24,25,26. L’inquinamento atmosferico è associato con mortalità e morbosità per cause
cardiovascolari, e i suoi effetti possono verificarsi molto presto dopo l’esposizione. Le particelle inalate si
possono rilevare nel sangue già un minuto dopo l’inalazione, possono rimanere al massimo livello nel sangue
dopo 60 minuti e possono deprimere il tono vagale. Fuori dal laboratorio, gli effetti sulla mortalità e morbosità
per cause cardiovascolari potrebbero essere relativamente difficili da studiare quando gli indici di esposizione
sono le concentrazioni medie sulle 24 ore. Livelli transitori molto elevati di concentrazioni in atmosfera sono
stati frequentemente misurati come medie orarie, ma i loro effetti sugli eventi sanitari cardiovascolari sono
stati rilevati solo raramente. Studi non di laboratorio su eventi di inquinamento atmosferico elevato e di breve
durata ed effetti cardiovascolari sono pochi e i risultati degli studi sono discordanti: Peters et al hanno
riscontrato un rischio di infarto miocardico acuto più elevato entro 2 ore dall’esposizione ad elevate
concentrazioni di particolato, ma in altri due studi non è stata rilevata l’associazione tra concentrazioni orarie di
particolato e insorgenza di infarto miocardico. In uno studio effettuato da Yamazaki et al 27 si è riscontrato che
elevate concentrazioni transitorie di particolato fine (PM 7, una misura del particolato basata sulle normativa
giapponese: il 50% delle particelle ha un diametro aerodinamico di 7µm) sono associate con morti per
emorragia intracerebrale. Lo studio è stato effettuato sui decessi di ultrasessantacinquenni dal 1990 al 1994
residenti nelle 13 maggiori aree urbane del Giappone (63724 decessi); è stata studiata l’associazione tra decessi
per emorragia intracerebrale e ictus cerebrale ischemico o infarto cerebrale e le concentrazioni orarie in
atmosfera di PM 7, NO2 e ossidanti fotochimici misurati dalle centraline presenti nelle 13 aree urbane. E’ stato
effettuato uno studio case-crossover stratificato (i controlli sono gli stessi casi in un periodo precedente). Si è
riscontrato che la concentrazione oraria di PM 7 misurata circa 2 ore prima del decesso è associata a morte per
emorragia intracerebrale (nei mesi più caldi da aprile a settembre) con un OR di 2,40 (Limiti di confidenza al
24
Svartengren M., Strand V., Bylin G., Järup L., Pershagen G.- Short-term exposure to air pollution in a road tunnel enhances the
asthmatic response to allergen – Eur Respir J, 2000; 15:716-724. Nello studio sono stati valutati gli effetti dell’esposizione
all’inquinamento dell’aria in gallerie stradali su soggetti con lieve asma allergico. Venti volontari sono stati esposti, all’interno di un
automobile per 30 minuti in un tunnel stradale a Stoccolma. Come controllo gli stessi soggetti sono stati esposti ai livelli di
inquinamento atmosferico in una zona suburbana. Quattro ore dopo l’esposizione sono state somministrate per via inalatoria basse dosi
di allergeni ed è stata misurata 15 minuti dopo le reazioni (aumento della resistenza delle vie aeree) e dopo 3-10 ore le reazioni tardive
(diminuzione della funzione polmonare e del volume espiratorio forzato).Sono stati monitorati anche i sintomi dell’asma e il consumo di
3
farmaci fino a 18 ore dopo l’esposizione agli allergeni. Le concentrazioni medie nel tunnel erano di 313 μg/m (intervallo 203-462) per
3
3
gli ossidi di azoto (NOX), di 170 μg/m (intervallo 103-613) per il PM 10, e 95 μg/m (intervallo 61-218) per il PM 2,5. Durante
l’esposizione nel tunnel non si sono rilevati sintomi soggettivi rilevanti. I soggetti esposti nel tunnel a concentrazioni maggiori o uguali a
3
300 μg/m di NOX hanno avutto una reazione precoce dopo l’esposizione agli allergeni di maggiore intensità rispetto ai controlli, e una
funzionalità polmonare ridotta e sintomatologia asmatica in fase tardiva maggiore sempre rispetto ai controlli. I soggetti esposti a
3
concentrazioni maggiori o uguali a 100 μg/m di PM 2,5 hanno avuto delle reazioni precoci all’esposizione all’allergene leggermente
maggiori rispetto ai controlli.
25
Allen R.,Wallace L., Larson T., Sheppard L., Liu L.-J. S. – Estimated hourly personal exposures to ambient and nonambient particulate
matter among sensitive populations in Seattle, Washington – Air & Waste Manage. Assoc., 2004; 54: 1197-1211..
26
Lanki T, Hoek G, Timonen KL, Peters A, Tiittanen P, Vanninen E, Pekkanen J.- Hourly variation in fine particle exposure is associated
with transiently increased risk of ST segment depression. Occup Environ Med. 2008 Nov;65(11):782-6. Con questa indagine si è cercato
di vedere se vi è una associazione tra le variazioni orarie delle concentrazioni di PM 2,5 e effetti ischemici cardiaci di rapida insorgenza.
Sono stati studiati 41 anziani non fumatori affetti da coronaropatia. Sono stati sottoposti a visite cardiologiche bisettimanali con ECG
con prova da sforzo, e sono state registrate anomalie elettrocardiografiche (depressione del tratto ST > 0,1 mV durante la prova da
sforzo a livelli sub massimali); sono state anche registrate le variazioni orarie dell’esposizione personale a PM 2,5 e le concentrazioni in
atmosfera del PM 2,5 e del particolato ultrafine (< 0,1 μm) nelle 24 ore antecedenti alla visita. Sia le concentrazioni di PM 2,5 in
atmosfera, che l’esposizione personale a PM 2,5 sono risultate associate allo livellamento di ST, ma non le concentrazioni in atmosfera
3
di particelle ultrafini. L’OR (odds ratio) per l’esposizione personale a PM2,5 (10 μg/ m ) è risultato di 3,26 (Intervallo di confidenza al
3
95% tra 1,07 e 9,99) e per la concentrazione media su 4 ore del PM 2,5 in atmosfera (sempre ogni μg/ m ) l’OR è risultato di 2,47 (con
Intervallo di confidenza al 95% tra 1.0 e 5.85). In conclusione anche esposizioni a brevissimo termine al PM 2,5 possono aumentare il
rischio di ischemia miocardica; il meccanismo d’azione è tuttora sconosciuto ma potrebbero essere coinvolte variazioni nel’azione dell
sistema nervoso autonomo sul controllo cardiaco.
27
S Yamazaki, H Nitta, M Ono, J Green, S Fukuhara Intracerebral haemorrhage associated with hourly concentration of ambient
particulate matter: case-crossover analysis Occup Environ Med 2007;64:17-24
72
Moimacco
73
95% tra 1,48 e 3,89) ma non per ischemia cerebrale (si ipotizza per effetti sulla pressione arteriosa che è un
fattore di rischio per l’emorragia cerebrale, o un intervallo più lungo tra l’insorgenza dell’ictus e il decesso
rispetto all’emorragia); le concentrazioni orarie del PM 7 oltre 200 µg/m3; l’associazione è indipendente dalla
media giornaliera di PM 7; non si è riscontrato un associazione tra la mortalità per emorragia o ischemia
cerebrale a diversi intervalli orari e ad incrementi di 30 µg/m3 del PM 7; si è riscontrata una associazione tra i
decessi per emorragia o ischemia cerebrale e la media giornaliera del PM 7. Sulla base di questi risultati
l’autore propone che vengano adottati valori guida basati non solo sulla media delle 24 ore, ma anche sulla
media oraria 28. Va comunque tenuto presente che nello studio le concentrazioni misurate riguardavano
centraline che potevano non essere completamente rappresentative delle concentrazioni presenti nelle vaste
aree dove risiedeva la popolazione esposta.
- Il rilievo di elevate concentrazioni orarie ha importanza perché può segnalare anomalie di funzionamento dei
sistemi di captazione dei fumi con conseguenti emissioni fuggitive o dei sistemi di abbattimento degli stessi, o
altre anomalie dei cicli produttivi; può anche dipendere, almeno in parte, da particolari condizioni
meteorologiche; il dato non può essere automaticamente esteso alle aree circostanti (per applicarlo si
dovrebbe utilizzare un modello di dispersione o il dato dovrebbe essere confermato dai rilievi di altre
centraline).
- Per quanto riguarda i lavoratori presenti nelle diverse industrie presenti nell’area, i profili di rischio degli stessi
variano a seconda del comparto lavorativo e la mansione specifica; anche i valori limite di soglia per le diverse
sostanze chimiche presenti nell’aria degli ambienti di lavoro sono diversi dai valori guida per gli ambienti di vita
o i valori obiettivo in atmosfera 29 e generalmente sono molto più elevati, talvolta di diversi ordini di grandezza
(in quanto per definire i valori guida per gli ambienti di vita oltre a considerare una esposizione continua
anziché limitata al solo orario di lavoro, vengono utilizzati dei fattori di sicurezza che tengono conto della
diversa suscettibilità nella popolazione generale) 30. I valori limite di soglia (TLV – Treshold Limit Value) negli
28
3
Rispetto alle misure effettuate nell’area studiata va però tenuto presente che una media oraria di PM 7 di 200 µg/m equivale a una
media oraria di PM 10 molto più elevata, e che la popolazione studiata in Giappone era residente nelle città dove sono state effettuate
le misure, mentre nella zona industriale non dovrebbero esserci residenti, sebbene per periodi anche brevi, ma eventualmente passanti.
Per gli ambienti confinati e di lavoro si rimanda alle considerazioni che verranno fatte più avanti. Va infine osservato che nello studio
giapponese i decessi studiati sono stati 63724; uno studio case crossover nell’area in questione a nostro parere dovrebbe comprendere
molti comuni, si dovrebbero conoscere le concentrazioni reali del PM 10 in ogni punto dell’area studiata (la misclassificazione
dell’esposizione può essere una potenziale fonte di errore, come si precisa anche nello studio sopraccitato), e si dovrebbero utilizzare
indicatori di effetto sanitari associati agli indicatori di esposizione più comuni (ad esempio infiammazioni delle vie aeree), ma tuttavia
anche più aspecifici.
29
Direttiva 2004/107/CE del Parlamento e del Consiglio del 15 dicembre 2004 concernente l'arsenico, il cadmio, il mercurio, il nickel e
gli idrocarburi policiclici aromatici nell'aria ambiente
30
Il Manganese e suoi composti inorganici (misurato come Mn) ha un TLV-TWA (valore limite di soglia come media su 8 ore) di 0,5
3
3
mg/m in Austria,Germania , Svizzera (come aerosol respirabile), e in Regno Unito;di 0,2 mg/m in Belgio, Danimarca , e Spagna, di 0,2
3
3
3
3
mg/m come aerosol totale e 0,1 mg/m come aerosol respirabile in Svezia, di 0,3 mg/m in Polonia, di 1 mg/m in Giappone e Stati Uniti
3
3
(secondo il NIOSH), di 5 mg/m in Canada (Quebec) e Ungheria. I TLV su esposizioni brevi sono 0,4 mg/m in Danimarca, in Germania
3
(secondo l’Agenzia AGS, come valore medio su 15 minuti e applicabile solo per i permanganati) 0,5 mg/m come aerosol inalabile,, negli
3
3
3
Stati Uniti 3 mg/m (secondo il NIOSH, come media su 15 minuti), e 5 mg/m (secondo l’OSHA), in Austria 2 mg/m come aerosol
3
inalabile e 20 mg/m in Ungheria. Nonostante i limiti in ambiente di lavoro siano già compresi in un intervallo abbastanza ampio, i valori
guida per la popolazione generale sono notevolmente inferiori, più bassi di molti ordini di grandezza; per il manganese i valori guida
-5
dell’Organizzazione Mondiale della Sanità sono di 0,15µ/m³. L’EPA nell’Integrated Risk Information System stabilisce un RfC di 5* 10
mg/m³ (con l’applicazione di un fattore di incertezza di 1000); l’ATSDR individua per l’esposizione cronica a manganese respirabile un
3
MRL (minimal mRisk Level) per via inalatoria di 0.0003 mg/m (con l’applicazione di un fattore di incertezza di 100).
Anche per il Benzene si possono fare analoghe considerazioni; il benzene ha un TLV-TWA (valore limite di soglia come media su 8 ore)
3
3
di 3,25 mg/m in Belgio, Francia, Germania, Olanda Unione Europea, e Italia e Spagna (per contatto dermico), 3,2 mg/m in Austria, 3
3
3
3
3
mg/m in Canada, 1,6 mg/m in Polonia e Danimarca, e Svizzera, 1,5 mg/m in Svezia, 0,32 mg/m (o 0,1 ppm) (per il NIOSH), e 1 ppm
3
(parte per milione) (per l’OSHA) negli Stati Uniti. Per le esposizioni di breve durata abbiamo dei valori limite di 3,2 mg/m in Danimarca
e, (come ceiling limit value in 15 minuti) negli Stati Uniti (secondo l’OSHA); 3 in Ungheria, 9 in svezia, 12,8 in Austria, 15,5 in Canada
(Quebec), e 5 ppm negli Stati Uniti per l’OSHA. Nelle Air quality guidelines l’OMS non stabilisce valori guida in atmosfera negli ambienti
di vita, in quanto il il benzene è cancerogeno, ma stima che la concentrazione alla quale con un esposizione per tutta la vita si ha un
caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è rispettivamente di circa 17, 1,7 e 0,17 μg/m³; L’EPA
stima che la concentrazione alla quale con un esposizione per tutta la vita si ha un caso in più di tumore, 100000 o un milione di abitanti
73
74
Moimacco
3
3
3
è compresa tra 13.0 a 45.0 μg/m in una popolazione di 10000, da 1.3 a 4.5 μg/m in una popolazione di 100000 e da 0.13 a 0.45 μg/m
in una popolazione di un milione di esposti (il rischio considerato accettabile per esposizione a singole sostanze è variabile; per l’Istituto
Superiore di Sanità è di 1 caso su un milione di esposti). L’USEPA nell’Integrated Risk Information System individua un RfC (Reference
‐2
3
Concentration per via inalatoria) per gli effetti non cancerogeni di 3x10 mg/m (applicando un fattore di incertezza di 300). In base al
3
D.M. 2. Aprile 2002 n. 60 a partire dal 1.1.2010 il valore limite da non superare per il benzene è 5 μg/m come media annuale.
Quindi anche in questo caso abbiamo come valori guida o limiti in atmosfera concentrazioni notevolmente inferiori rispetto ai valori
limite di soglia in aria in ambiente lavorativo.
3
Per l’Arsenico e composti (tranne l’arsina) come polveri totali, sono stati stabiliti Valori limite di soglia per 8 ore di 0,01 mg/m negli
3
Stati Uniti (secondo l’OSHA), in Svezia, Spagna, Polonia e Danimarca; di 0,1 mg/m nel Regno Unito, Canada (Quebec), Belgio e Austria
3
(come aerosol inalabile); di 0,003 mg/m in Giappone (escluso il composto Arseniuro di Gallio). Per l’esposizione di breve durata
3
3
3
abbiamo negli Stati Uniti 0,002 mg/m (secondo il NIOSH, come valore massimo nei 15 minuti), 0,01 mg/m in Ungheria, 0,02 mg/m in
3
Danimarca e 0,4 mg/m (come aerosol inalabile ) in Austria. Nonostante le diversità tra una nazione e l’altra dei limitti, questi sono
molto inferiori rispetto ai limiti in atmosfera per la popolazione generale: Per l’arsenico la concentrazione alla quale l’OMS stima con un
esposizione per tutta la vita si ha un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è
-3
3
rispettivamente di 66 ng/m³, 6.6 ng/m³; e 0.66 ng/ m³. L’EPA e l’ATSDR definiscono un Unit Risk per via inalatoria di 4.3x10 per µg/m ,
e la concentrazione alla quale con un esposizione per tutta la vita si stima un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000
-2
3
-3
3
-4
3
o un milione di abitanti è rispettivamente di 2x10 (µg/m ), 2x10 (µg/m ) , 2x10 (µg/m ).
3
I limiti stabiliti dalla normativa italiana (D.Lgs 152/07) stabilisce un valore obiettivo di 6 ng/m con periodo di riferimento di un giorno e
tempo di mediazione dei dati di un anno.
3
3
Per il Nichel (polveri totali, nichel metallo) abbiamo TLV su 8 ore di 0,05 mg/m in Danimarca, e 0,015 mg/m negli Stati Uniti (secondo il
3
3
3
NIOSH), 0,1 mg/m in Ungheria, 0,5 mg/m in Svezia, Austria e Svizzera (come aerosol inalabile), 1 mg/m in Belgio, Canada (Quebec),
3
Francia, Spagna, Stati Uniti (secondo l’OSHA). Per esposizioni di breve durata abbiamo limiti di 2 mg/m in Austrria, 0,1 in Danimarca e
Ungheria. ³. Vi sono altri limiti per composti organici del nichel o ossidi, triossidi o solfati con limiti di ordine di grandezza simili. Per il
nichel la concentrazione alla quale l’OMS stima che con un esposizione per tutta la vita si verifichi un caso in più di tumore in una
popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è rispettivamente di 250 ng/m³, 25 ng/m³; e 2,5 ng/m. La normativa italiana
3
stabilisce un valore obiettivo di 20 ng/m con periodo di riferimento di un giorno e tempo di mediazione dei dati di un anno.
Relativamente al Cadmio e composti come polveri totali (tranne fumi di ossido di cadmio o pigmenti di solfuro di cadmio) i limiti su 8
3
3
3
ore sono di 0,005 mg/m in Danimarca, 0,01 mg/m (come aerosol inalabile) e 0,002 mg/m (come aerosol respirabile) in Spagna, 0,01
3
3
3
3
mg/m in Polonia e Belgio , 0,015 mg/m (come aerosol inalabile) in Svizzera e in Ungheria, 0,02 mg/m in Svezia, 0,025 mg/m in Regno
3
3
Unito e Canada (Quebec), 0,05 mg/m in Francia e Giappone e 0,15 mg/m in Austria; come limiti per esposizioni di breve durata
3
3
3
abbiamo 0,6 mg/m in Austria, 0,01 mg/m in Danimarca e 0,06 mg/m in Ungheria. I limiti per il cadmio e composti come polveri
3
3
respirabili sono più bassi nell’ordine di µg/m : 0,002 mg/m in Belgio, 0,005 in Svezia come TLV su 8 ore. Anche i limiti per gli ossidi di
cadmio (come fumi o polveri respirabili) sono simili. I valori obiettivo per la popolazione generale sono nell’ordine dei nanogrammi.
L’OMS non ha stabilito il rischio aggiuntivo unitario per il cancro del polmone (cioè la concentrazione alla quale con una esposizione per
tutta la vita si ha un caso in più di tumore del polmone in una popolazione di 10.000, 100.000 o un milione di abitanti), in quanto negli
studi epidemiologici sui quali si basa questa stima si è riscontrata una influenza controversa dell’esposizione concomitante all’arsenico.
Per quanto riguarda gli effetti renali (proteinuria a basso peso molecolare) l’OMS estrapolando i risultati di studi epidemiologici su
lavoratori esposti ha indicato un valore sotto il quale non si possono avere effetti in caso di esposizione per tutta la vita di 0,3 µg/m³;
tenuto conto del lungo tempo di accumulo del cadmio e per prevenire un aumento di deposizioni di cadmio nei suoli agricoli che può
entrare nella catena alimentare, il valore guida è stato ulteriormente ridotto a 5ng/m³. L’ Integrated Risk Information System dell’EPA
3
non ha valutato il cadmio per definire un RfC inalatorio, mentre l’ATSDR ha stabilito un MRL per inalazione cronica di 0.00001 mg/m .
-3
3
L’ATSDR e l’EPA definiscono un Unit Risk per via inalatoria di 1,8 x10 per µg/m ; la concentrazione alla quale con un esposizione per
tutta la vita si ha un caso in più di tumore in una popolazione di 10.000, 100.000 o un milione di abitanti è stata stimata
3
rispettivamente a 0,06 , 0,006 , 0,0006 µg/m³ La normativa italiana stabilisce un valore obiettivo di 5 ng/m con periodo di riferimento
di un giorno e tempo di mediazione dei dati di un anno.
3
I valori limite su 8 ore del Cromo esavalente e composti variano da 0,005 mg/m in Danimarca, Svezia (come aerosol totale), Stati Uniti
3
(secondo l’OSHA), a 0,05 mg/m in Francia, Austria e Svizzera (come aerosol inalabile), Giappone e Regno Unito; per esposizioni di breve
3
3
durata da 0,01 mg/m in Danimarca a 0,2 mg/m in Austria. ). La concentrazione alla quale secondo l’OMS con un esposizione per tutta
la vita si ha un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è rispettivamente di circa 2,5, 0,25 e
3
0,025 ng/m espresso come Cromo Esavalente.
3
Per il Piombo (e suoi composti inorganici misurati come contenuto in piombo) abbiamo i seguenti limiti su 8 ore: 0,1 mg/m (come
aerosol inalabile) in Austria, Francia, Germania (come valore di riferimento per misure individuali), Svezia, Svizzera, Giappone; 0,15
3
3
mg/m (come aerosol inalabile) Ungheria, Belgio, Italia, Spagna, Unione Europea e in Regno Unito; 0,05 mg/m in Danimarca (come
aerosol inalabile) e negli Stati Uniti (secondo l’OSHA, come polveri totali), e in Ungheria (come polveri respirabili); per il NIOSH le
3
concentrazioni devono essere inferiori a 0,1 mg/m e tali da mantenere le concentrazioni di PB nel sangue dei lavoratori a livelli inferiori
3
di 0,06 mg /100 g sangue. Per esposizioni di breve durata i limiti vanno dai 0,1 mg/m (come polveri inalabili) in Danimarca ai 0,8
3
mg/m (come polveri inalabili) in Svizzera. Nelle Air Quality Guidelines (AQG) dell’OMS si è stabilito il valore guida per la popolazione
generale di una concentrazione in aria di 0,5 µg/m³ come media annuale). In base al D.M. 2. Aprile 2002 n. 60 il valore limite per la
3
protezione della salute umana da non superare per il Piombo è di 0,5 μg/m come media annuale.
74
75
Moimacco
ambienti di lavoro definiti dall’ACGIH (American Conference of Government Industrial Hygienists),
continuamente aggiornati (attualmente è pubblicata la guida per il 2010) e i cui valori sono ripresi
integralmente dall’AIDII (Associazione Italiana Degli Igienisti Industriali), considerano per molte sostanze
chimiche anche esposizioni per tempi brevi: si distinguono infatti TLV-TWA, TLV-STEL e TLV-C. Il TLV-TWA è la
concentrazione media ponderata massima consentito per un'esposizione prolungata – di una giornata
lavorativa convenzionale di 8 ore al giorno e/o 40 ore lavorative a settimana ; TLV-STEL (short-term exposure
limit): è il valore massimo consentito (nel presupposto che non venga superato il TLV-TWA) per esposizioni
brevi - non oltre 15 minuti - ed occasionali - non oltre quattro esposizioni nelle 24 ore, intervallate almeno ad
un'ora di distanza l'una dall'altra; TLV-C (ceiling): è il valore limite che non deve essere mai oltrepassato in
nessun caso.
Un esame dei TLV per le singole sostanze chimiche esula da questo studio, perche riguarda la valutazione del
rischio chimico che viene effettuata in ogni industria (secondo quanto previsto dall’articolo 223 per gli agenti
chimici e all’art. 236 per gli agenti cancerogeni e mutageni del D.Lgs. 81/08: in base all’art 29 del D.Lgs 81/08 il
dal datore di lavoro effettua la valutazione ed elabora il documento di cui all'articolo 17, comma 1, lettera a), in
collaborazione con il responsabile del servizio di prevenzione e protezione e il medico competente, nei casi di
cui all'articolo 41.)
Per un confronto dei vari limiti in ambienti di lavoro stabiliti dalle normative delle principali nazioni e
dall’ACGIH si rimanda ai seguenti siti: http://bgia-online.hvbg.de/LIMITVALUE/WebForm_gw.aspx . Per quanto
riguarda il particolato limiti in ambiente di lavoro sono stati stabiliti dall’OSHA e dall’ACGIH negli Stati Uniti, e
ad esempio dalla normativa spagnola e canadese: il’OSHA (Occupational Safety & Health Administration) per il
particolato non regolamentato in altro modo (Particulates Not Otherwise Regulated. PNOR) stabilisce un PEL
(Permissible Exposure Limits) come concentrazione media ponderata (TWA) su 8 ore, di 5 mg/m³ per la
frazione respirabile e 15 mg/m³ per il particolato totale. In Germania sono stati stabiliti limiti in ambiente di
lavoro (MAK) di 1,5 mg/m³ per il articolato con diametro aerodinamico inferiore a 4 µm e di 4 mg/m³ per il PM
10. L’ACGIH non stabilisce valori limite di soglia (TLV), ma raccomanda le concentrazioni di 3 mg/m³ per la
frazione di polveri respirabile e 10 mg/m³ per la frazione inalabile. In Canada il valore limite di soglia su 8 ore è
di 10 mg/m³; per il PM 2,5 è raccomandato un limite di 0,1 mg/m³ per un ora. In Spagna il particolato non
specificato in altre forme (insolubile o poco solubile) ha un TLV su 8 ore di 10 mg/m³ per la frazione inalabile e
3 per la frazione respirabile.
Anche per le polveri, quindi, i limiti negli ambienti di lavoro sono più elevati rispetto ai limiti generali in
atmosfera del PM10.
- Per gli ambienti confinati in genere non sono stati definiti limiti; alcuni limiti sono stati indicati dall’ASHRAE 31
nello standard 62-1 del 2004 (American Society of Heating, Refrigeration and Air-Conditioning Engineers): 15
µg/m³ per il PM 2,5 e 50 µg/m³ per il PM 10. Successivamente a queste linee guida sono state fatte numerose
aggiunte e correzioni per cui sono state realizzate nuove linee guida (ANSI/ASHRAE 62.1-2007) aggiornate a
nuovi limiti americani per le concentrazioni di inquinanti outdoor (U.S. EPA National Ambient Air Quality
Standards - NAAQS). Va sottolineato che nello standard ASHRAE si specifica che, quando gli edifici sono ubicati
in un area dove i limiti del PM 10 sono superati devono essere installati dei filtri per il particolato o altri mezzi
per purificare l’aria; questi filtri (o gli altri mezzi) devono avere un Valore Minimo di Efficienza Rilevata
(Minimum Efficiency Reporting Value – MERV) di 9 o più.
Anche diverse norme UNI prendono in considerazione la qualità dell’aria esterna per stabilire i requisiti dei
sistemi di filtrazione degli impianti di condizionamento 32 Nella norma UNI 13779 il filtraggio dell'aria esterna è
31 ASHRAE Standard 62.1-2004, Ventilation for Acceptable Indoor Air Quality in Commercial, Institutional, Industrial and High Rise
Residential Buildings. American Society of Heating, Refrigeration and Air-Conditioning Engineers, Inc.: Atlanta, 2005
ANSI/ASHRAE 62.1-2007 Ventilation for Acceptable Indoor Air Quality. Includes errata and addenda a, b, e, f, and h (2008) American
Society of Heating, Refrigerating, and Air-Conditioning Engineers / 2007 / 48 pages
32
UNI EN 13779 (Ventilazione degli edifici non residenziali – Requisiti di prestazione per i sistemi di ventilazione e di climatizzazione)
75
76
Moimacco
scelto per incontrare i requisiti dell'aria interna dell'edificio tenendo in considerazione la categoria dell'aria
esterna 33. In generale il tempo trascorso in ambienti confinati con ventilazione artificiale e filtrazione dell’aria
riduce l’esposizione a PM e NO2 dal 20 all’80%, e per l’O3 oltre il 90%. In altri ambienti indoor gli effetti sono
minori ma simili. A questo proposito si dovrebbe accennare al rapporto tra esposizione personale e
esposizione indoor e/o outdoor (di cui si tratterà brevemente nel paragrafo “Individuazione degli indicatori di
esposizione”): questa relazione dipende da 1) tipo e sorgente degli inquinanti considerati, 2) variazioni spaziali
nelle concentrazioni ambientali, 3) penetrazione indoor degli inquinanti atmosferici generati all’esterno, 4)
tempo trascorso nelle diverse attività e 5) fonti di inquinanti indoor. Per inquinanti distribuiti in modo
omogeneo e che penetrano dall’esterno all’interno le concentrazioni misurate all’esterno in aree centrali (in
prossimità delle residenze, in ambito urbano) sono comunque ben rappresentative delle esposizioni personali
medie nella popolazione generale 34.
In conclusione i valori giornalieri registrati a Moimacco sono risultati nella campagna di monitoraggio
effettuata dall’ARPA nel corso del “Programma di gestione ambientale” nel maggio –giugno 2005 “di poco
inferiori rispetto a quelli di Udine, con i picchi sostanzialmente corrispondenti, ad evidenziare come le analoghe
condizioni meteo determinino gli stessi fenomeni di accumulo delle polveri e come l’area interessata al
fenomeno si estenda su gran parte della pianura friulana. Il medesimo comportamento è stato registrato anche
nella campagna di monitoraggio della qualità dell’aria effettuata nel Comune di Tavagnacco per un periodo di
circa sei mesi: i valori di polveri sottili sono risultati praticamente identici a quelli di Udine, pur essendo
UNI EN 15251 (Criteri per la progettazione dell’ambiente interno e per la valutazione della prestazione energetica degli edifici, in
relazione alla qualità dell’aria interna, all’ambiente termico, all’illuminazione e all’acustica).
UNI 10339 (Impianti aeraulici per la climatizzazione – Classificazione, prescrizioni e requisiti prestazionali per la progettazione e la
fornitura)
33
L’aria esterna è classificata in 5 classi: ODA 1 aria pura che può essere solo temporaneamente inquinata con polveri (es. pollini); ODA
2 aria esterna con alta concentrazione di particolato; ODA 3 aria esterna con alta concentrazione di inquinanti gassosi; ODA 4 aria
esterna con alta concentrazione di inquinanti gassosi e di particolato ODA 5; aria esterna con altissima concentrazione di inquinanti
gassosi e particolato. L’aria è chiamata pura, quando le linee guida del WHO e qualunque standard o regolamentazione nazionale
sull’aria sono seguite per le sostanze relative nell’aria esterna. Le concentrazioni sono chiamate “alte”, quando superano le sopraccitate
richieste di un fattore 1,5; le concentrazioni sono definite “molto alte”, quando superano le richieste di un fattore superiore a 1,5.
34
La validità delle concentrazioni rilevate in postazioni fisse come stime dell’esposizione individuale i studi su effetti a lungo termine
(trasversali o di coorte) è difficile da valutare. Misurare le esposizioni personali per lunghi periodi comporta difficoltà logistiche e
quindi rende difficile valutare la relazione tra concentrazioni in aria e esposizioni personali nel lungo periodo. Alcuni studi trasversali
sono stati effettuati: lo studio PTEAM (Particle Total Exposure assessment Methodology) ha rilevato solo una bassa associazione tra i
livelli di esposizione personale a PM10 (misurato come massa) e concentrazioni ambientali PM10; una più alta correlazione è stata
rilevata separando l’esposizione diurna dalla notturna. Nello studio EXPOLIS si sono rilevate correlazioni relativamente alte tra le
esposizione individuali al PM 2,5 (escluso il fumo di sigaretta ambientale o fumo passivo) e le concentrazioni outdoor di PM 2,5 nel
tempo libero, ma scarse durante il tempo di lavoro, inclusi gli spostamenti per recarsi o tornare dal lavoro. Una analisi considerando i
differenti composti contenuti nel PM 2,5 hanno mostrato un quadro diverso: utilizzando come indicatore di inquinamento atmosferico
esterno lo zolfo (S) che non ha rilevanti fonti negli ambienti confinati, si è evidenziata una elevata correlazione tra i livelli outdoor e
l’esposizione personale o l’esposizione indoor a S. Per il calcio (Ca) che è un indicatore del particolato originato dall’erosione della crosta
terrestre, con sorgenti sia outdoor che indoor, non si sono rilevate correlazioni tra le concentrazioni esterne e le concentrazioni
personali o indoor. Le concentrazioni in aria esterna di Piombo (Pb) e Bromo (Br), indicatori dell’inquinamento da traffico, sono risultate
solo moderatamente correlate con l’esposizione personale . Le concentrazioni idoor di indicatori di inquinamento da traffico, Pb e black
smoke sono risultate invece altamente correlate ai livelli esterni, escludendo le sorgenti indoor conosciute. Anche lo studio PTEAM ha
rilevato un simile contrasto tra l’elevata correlazione tra l’esposizione personale e la concentrazione in atmosfera dello zolfo
contenuto nel PM10 e la bassa correlazione con il calcio (di origine terrestre) e il piombo e bromo (con origine da traffico). Questi
risultati suggeriscono che in assenza di fonti di combustione indoor, la composizione del particolato ultrafine e fine rilevata indoor sia
determinata dalla composizione del particolato outdoor. Il fattore di penetrazione dall’esterno all’interno è variabile ma dipende dal
diametro delle particelle: la penetrazione maggiore si ha per la frazione granulometrica di particolato definita accumulation mode (tra
0,1 µm e 1µm) minore per la frazione ultrafine (< 0,1 µm) e coarse (> 1 µm). La differenza nell’infiltrazione può contribuire a spiegare il
contrasto tra le correlazioni tra esposizione personale e concentrazione in atmosfera esterna delle tre diverse frazioni di particolato.
Tratto da Air Pollution and the risks to human health – exposure assessment - AIRNET Work Group 1 – Exposure Assessment – L Bayer
Oglesby, D. Briggs, G. Hoek, K. de Hoogh, N. Janssen, M. Jantunen, R. Sram, E. Sanderson, J. Urbanus.
76
Moimacco
77
collocato il mezzo mobile (la centralina di monitoraggio) in un area non particolarmente trafficata ed in un
ambito residenziale che non presenta certo la densità della città di Udine.” Oltre che a Tavagnacco (presso
l’area scolastica di Feletto Umberto (nel periodo febbraio – agosto 2005 e nei primi sei mesi del 2007) anche
ulteriori campagne effettuate nel 2007 (nel periodo ottobre – dicembre) su “area vasta”, nelle quali sono state
confrontate le concentrazioni giornaliere di PM 10 rilevate a Udine (in via Manzoni), in prossimità alla Zona
Industriale Udinese (presso il museo di Cargnacco) e in un area rurale posta ad alcuni chilometri a sud della
stessa zona industriale (a Risano), le concentrazioni di PM 10 hanno dimostrato nei tre diversi siti andamenti
quasi sovrapponibili, con valori un poco inferiori nei siti extraurbani (con livelli medi dell’83% a Risano rispetto
a Udine. Le campagne di monitoraggio successive, quindi hanno sostanzialmente confermato questo giudizio,
come riportato anche nella recente ““Proposta di piano regionale di miglioramento della qualità dell’aria”
redatta dall’ARPA-FVG 35. Infatti, come viene specificato nella “Rapporto annuale sulla qualità dell’aria nel
Comune di Udine – anno 2007” redatta dall’ARPA-FVG – Dipartimento Provinciale di Udine – Servizio Tematico
Analitico, “ si può chiaramente osservare come i livelli giornalieri di polveri sottili presentino degli andamenti
sostanzialmente coincidenti” nelle stazioni di rilevamento della rete di Udine e della Basssa Friulana (anche in
quelle lontane da gossi centri abitati, come Castions delle Mura e Malisana) “ ad indicare come l’incidenza delle
condizioni meteorologiche, da cui dipende la possibilità di dispersione dell’inquinante, siano più importanti
della vicinanza del punto di monitoraggio alle diverse sorgenti di particolato. Infatti, a differenza degli
inquinanti gassosi (NOX, SOX, CO), le polveri tendono a permanere in sospensione per periodi anche molto
lunghi in assenza di fenomeni di rimescolamento della massa d’aria al suolo (per le frazioni sottili si calcola fino
ad un mese) diffondendosi quindi anche in zone lontane dal punto di emissione e/o formazione e causando un
livellamento dei valori di concentrazione su aree molto vaste”.
Anche secondo le Air Quality Guidelines dell’OMS del 2000 le differenze di concentrazione delle polveri sottili
tra aree urbane e rurali sono spesso piccole o trascurabili anche a distanze superiori a 100km a meno che
montagne o colline separino le aree urbane dalle rurali. Sia dalle analisi dei dati dell’ARPA a livello locale, sia da
monitoraggi effettuati in altre aree risulta che le concentrazioni del PM10 sono molto simili in un’area vasta
(tranne che nelle immediate vicinanze delle fonti di emissioni) e variano in maniera omogenea in tutta l’area in
relazione ai fattori meteoclimatici (venti, piogge intense, ecc) influenzate anche a distanze molto brevi da
fattori locali. Ad esempio un elevato rapporto altezza edifici/larghezza strade (oltre ad un considerevole
flusso di traffico di autoveicoli, alla presenza di altre fonti di emissioni in atmosfera, ed a parametri
meteoclimatici quali intensità e direzione dei venti prevalenti 36, presenza o meno di inversione termica) è un
fattore che può contribuire all’aumento locale dell’inquinamento atmosferico. 37 Altre considerazioni
sull’argomento verranno fatte nel paragrafo sui modelli di dispersione degli inquinanti.
35
Su richiesta dell'Amministrazione Comunale di Moimacco, dal 15 gennaio 2008 al 5 maggio 2008 il Dipartimento Provinciale di Udine
dell'ARPA ha condotto una campagna di monitoraggio delle polveri sottili e dei metalli in esse contenuti. Questa campagna costituiva
una prosecuzione delle campagne analoghe volte per stimare la qualità dell'aria nei comuni di Moimacco e Cividale e condotte da
novembre 2004 a giugno 2006 con particolare riferimento agli effetti sulla qualità dell'aria della Zona Industriale di Moimacco. I risultati
delle due campagna di misurazione hanno mostrato un andamento temporale degli inquinanti monitorati sostanzialmente analogo a
quello riscontrato sulla città di Udine (utilizzata come termine di confronto) con concentrazioni medie (sia di PM10 che di metalli)
dell'ordine dell'80% di quelle riscontrate a Udine. Questo comporta la possibilità di avere dei superamenti dei limiti di legge per le
polveri sottili non tanto per quanto riguarda il valore medio annuo, quanto per il massimo numero di superamenti del valore medio
giornaliero consentito, soprattutto in condizioni meteorologiche sfavorevoli o non favorevoli alla dispersione degli inquinanti.
36
In strade a tessuto chiuso ovvero con rapporto tra altezza degli edifici e larghezza della strada superiore a 0,2, quando la direzione del
vento forma angoli maggiori di 30° con la direzione dell’asse stradale si forma una circolazione elicoidale dell’aria che produce una
concentrazione degli inquinanti due tre volte superiore sul lato sopravvento della strada. “Inquinamento atmosferico da traffico” A.
Comi – ottobre 2008 – Corso di Trasporti e Ambiente -Università di Roma Tor Vergata - Dipartimento di Ingegneria Civile.
37
La Commissione Europea definisce alcune caratteristiche di dispersione specifiche (ovvero quei fattori che incidono sulla dispersione
degli inquinanti in ambito locale, ed in particolare a livello di strada) che possono essere addotte ai fini di una proroga o deroga
nell’applicazione di determinati valori limite di inquinamento atmosferico. Fra le strutture topografiche di dimensioni ridotte che
producono emissioni localizzate di inquinanti che si accumulano in un settore circoscritto, sono indicate nel documento della
Commissione Europea le seguenti:
a) presenza di edifici contigui a più piani su entrambi i lati della strada;
b) altezza media degli edifici su un tratto di almeno 100 metri superiore alla larghezza totale della strada diviso 1,5.
77
Moimacco
confronto tra concentrazioni di PM10 in Friuli Venezia Giulia nel periodo maggio-giugno 2005
concentrazioni PM10 in microgrammi/metrocubo
60
50
40
30
20
10
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TRIESTE - P.zza Libertà
UDINE - P.le Osoppo
MONFALCONE
TRIESTE - Via Svevo
UDINE - V. Manzoni
PORDENONE - Centro
TRIESTE - Via Tor Bandena
TORVISCOSA
PORCIA
TRIESTE - Via Carpineto
GORIZIA
MOIMACCO asilo
L’andamento delle concentrazioni del PM10 rilevate a Moimacco è praticamente sovrapponibile a quelle
rilevate in numerose centraline in regione FVG nel medesimo periodo, a riprova della grande importanza del
fattore climatico e della dispersione del PM10 su tutta la pianura.
Commissione delle Comunità Europee -Bruxelles, 26.6.2008 - COM 2008) 403 “Comunicazione della Commissione relativa alla notifica
delle proroghe del termine per il conseguimento e delle deroghe all'obbligo di applicare determinati valori limite a norma dell'articolo 22
della direttiva 2008/50/CE relativa alla qualità dell'aria ambiente e per un'aria più pulita in Europa” {SEC(2008)2132}
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79
Moimacco
La variabilità spaziale del PM 10 può essere spiegata con questa figura (nella maggior parte dei paesi
europei) e i risultati del monitoraggio sono in linea con questi dati.
Tratto da: Martin Lutz Senate Department for Urban Development, Berlin Directorate IX, Environment
Policy
www.unece.org/env/tfiam/30meeting/Martin_Lutz.ppt - modificato da
La figura seguente invece illustra le modifiche della variabilità delPM10 in particolare in ambito urbano in
rapporto alle variazioni meteoclimatiche e agli interventi per ridurre le emissioni (in particolare vale per gli
interventi sul traffico automobilistico – chiusure al traffico, targhe alterne) ma può valere per altre
sorgenti locali. Gli “hot spots” sono i picchi.
Grafico proposto da Martin Lutz (2002) e rielaborato da Stefano Caserini e Giovanni Lonati del Politecnico
di Milano.
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Moimacco
80
Per i motivi illustrati nelle pagine precedenti “una riduzione delle emissioni locali di una determinata
percentuale non corrisponde ad una diminuzione della stessa percentuale nelle concentrazioni di inquinante
monitorate. Questo fatto è dovuto fondamentalmente a due motivi. In primo luogo perchè le polveri sono sia
di origine primaria sia di origine secondaria; in secondo luogo a causa della non linearità delle complesse
relazioni (sia fisiche che chimiche quali trasporto turbolento, coagulazione, rimozione secca e umida (per
particelle con diametro aerodinamico superiore a 2 µm); creazione e rimozione di nuove particelle per reazione
chimica di diversi precursori presenti in atmosfera) che legano le emissioni (quantità di sostanze rilasciate in
atmosfera da una sorgente in un dato periodo di tempo) con le immissioni (concentrazione di una sostanza in
un dato luogo in un preciso momento)”.
Come già accennato in precedenza le particelle primarie sono quelle direttamente originate da una sorgente
inquinante; quelle secondarie sono particelle originate in atmosfera a partire da diverse specie chimiche,
chiamate “precursori”. I precursori delle polveri sono principalmente gli idrocarburi, gli ossidi di azoto,
l’ammoniaca e gli ossidi di zolfo. La componente fine del PM10 è costituita prevalentemente da particelle
secondarie. Le polveri inoltre sono costantemente soggette a modificazioni di dimensione a seconda delle
condizioni chimiche e fisiche atmosferiche e nuove particelle di polvere vengono costantemente distrutte e
prodotte da reazioni fra gas.
Da ciò deriva che molte delle particelle che vengono rilevate nel monitoraggio potrebbero essere state
emesse/prodotte al di fuori del territorio circostante la zona industriale (e anche la pianura friulana) in quanto
presenti nelle masse d’aria in transito, dato che il PM10 ha un origine in aree molto vaste (una non trascurabile
percentuale ha origina anche transfrontaliera). Per avere un quadro più chiaro della situazione è necessario
fare riferimento a modelli di dispersione degli inquinanti a livello locale che integrano i dati di monitoraggio con
le stime di emissione e i parametri meteoclimatici locali.
Comunque in linea generale i tempi di vita degli spostamenti delle particelle di polvere sono anche in funzione
della loro dimensione (e quindi della loro massa), essendo le polveri più fini capaci di spostarsi per regioni
territoriali più ampie. È stato valutato che, sotto certe condizioni meteorologiche, una particella 38 d’aria possa
attraversare tutta la pianura padana in tempi dell’ordine di una decina di ore (Quaderno Tecnico Arpa-SMR N°
10/2002 “Inquinamento da polveri in Emilia-Romagna. Analisi a fini previsionali e comparazione con la
situazione meteorologica a larga scala” M. Deserti et Al.)
Anche la permanenza in atmosfera in assenza di piogge può essere di durata non trascurabile ; la
sedimentazione e le precipitazioni rimuovono ad esempio il PM10 dall'aria entro poche ore dalla loro emissione,
mentre il PM2.5 può rimanere sospeso per giorni o settimane, ed essere trasportato - in particolare la frazione
UFP (polveri ultrafini con diametro inferiore ad 0.1 µm). -per lunghe distanze. Le concentrazioni di PM10
quindi variano di giorno in giorno a seconda delle condizioni meteorologiche e del sito di prelievo; in generale è
possibile asserire che il particolato secondario oscilla prevalentemente fra il 50-60 % del PM10 totale
dell’ambiente urbano e fra il 70-80% di quello rurale 39. In generale è quindi ragionevole immaginare che le
azioni locali possano ridurre direttamente solo la componente primaria di PM10, originata dalle sorgenti
presenti sul territorio.
38
Il termine particella sta ad identificare un volume di controllo di dimensioni piccole ma sufficienti per poterlo caratterizzare
termodinamicamente
39
Spesso il contributo del particolato secondario è molto più alto nelle zone rurali, con elevata produzione di“precursori” (quali
ammoniaca, derivante dalle attività di allevamento), mentre nelle aree urbane tale contributo scende notevolmente, anche a causa
della maggiore densità di sorgenti di polveri.
L’incidenza della frazione secondaria è maggiore infatti su scala nazionale (cioè in termini concentrazione di “fondo”), in quanto
diventano più rilevanti i processi di trasformazione chimica dei precursori gassosi, rispetto ai processi emissivi, predominanti sulla scala
locale. Si evidenzia inoltre che il PM10 di origine primaria presenta generalmente una granulometria maggiore rispetto al secondario e
ciò lo rende più soggetto a processi di deposizione che ne limitano, quindi, il tempo di residenza in atmosfera lontano dalle sorgenti
atmosferico (tratto da “La risorsa “ARIA”nella Provincia di Treviso” - Claudia Ruzzolino - ARPAV – Dipartimento di Treviso; Luisa Memo Franco Giacomin -Provincia di Treviso).
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Moimacco
Per quanto riguarda la componente secondaria, la limitazione dei precursori, come azione concertata con i
territori circostanti, può essere importante per la riduzione del valore di “fondo” comune ai diversi territori. Le
proporzioni relative di particolato primario e secondario che originano le PM10 variano di giorno in giorno a
seconda delle condizioni meteorologiche e del sito di prelievo; in generale è possibile asserire che il particolato
secondario oscilla prevalentemente fra il 50-60 % del PM10 totale dell’ambiente urbano e fra il 70-80% di
quello rurale” (tratto da” Piano di risanamento della qualità dell´aria di Rimini – Anno 2006” --Dr. Marco
Zamagni, Dr. Mauro Rossi – ARPA Emilia Romagna – Sezione Provinciale di Rimini - ottobre 2006– modificato)
b.b) Considerazioni sui confronti tra i dati di monitoraggio
Nel precedente paragrafo sono state fatte varie considerazioni sui risultati delle campagne di monitoraggio.
Dal confronto dei dati di monitoraggio effettuati nell’area, in zona residenziale, con i valori tipici i livelli dei
metalli pesanti è risultato intermedio tra quello tipico per aree remote (arsenico, cromo, piombo, manganese,
vanadio), o aree rurali (cadmio) e quello per aree urbane (nichel).
Anche dal confronto con i dati rilevati in altre aree monitorate in regione, sempre vicino a zone industriali, pur
con i limiti delle diverse distanze delle centraline dalle maggiori fonti di inquinamento, ma comunque
effettuato nello lo stesso periodo, con condizioni meteoclimatiche simili, si rilevano per tutti i metalli pesanti
livelli inferiori di quelli rilevati nelle altre aree.
Anche le concentrazioni del PM10, che peraltro è una frazioni delle polveri totali (PTS) sulle quali sono state
misurate le concentrazioni dei metalli pesanti, e su cui si trovano questi ultimi inquinanti ed anche altri
inquinanti organici non misurati (ad esempio IPA), sono risultate inferiori ai livelli misurati nelle principali
stazioni di monitoraggio della regione. Questo fenomeno è spiegabile con la grande diffusibilità del PM 10 che
quindi risulta distribuito a concentrazioni omogenee in tutto il territorio di pianura regionale (se non in tutta la
pianura padana) a parità di condizioni meteoclimatiche, tranne che nelle immediate vicinanze di grandi
sorgenti di PM10 strade a alto traffico in città o fuori città (hot-spots). Il valore di fondo urbano è più elevato
per la grande concentrazione di sorgenti e i fattori locali che ostacolano la rimozione del PM 10 prodotto (come
ad esempio l’altezza degli edifici in rapporto alla larghezza delle strade).
Non abbiamo al momento un modello di dispersione su microscala specifico per la zona industriale di Cividale
del Friuli e Moimacco, ma l’area teorica di rappresentatività per una stazione industriale è un’area di 250 m per
lato (Decreto Legislativo 26 giugno 2008, n. 120) o con un raggio fino a 100 metri (– “Linee guida per la
predisposizione delle reti di monitoraggio della qualità dell’aria in Italia “– APAT- ottobre 2004); in pratica la
rappresentatività dell’area va valutata caso per caso in base alle caratteristiche della fonte industriale
inquinante: entità delle emissioni, altezza dei camini e portata degli stessi, percentuale delle emissioni diffuse
in rapporto alle convogliate. Sulla base dei dati raccolti è tuttavia probabile che non rappresenti le
concentrazioni rilevabili nel centro abitato.
Per questo nel confronto, sia per i metalli che per il PM10, non vengono considerati nello stesso modo i valori
riscontrati nella centralina presso la COOP a 250 metri dalla maggior sorgente inquinante. Queste
concentrazioni andrebbero confrontate con le concentrazioni tipiche in zone industriali e con le concentrazioni
rilevate in altre zone industriali della regione, come a Casali Tosolini vicino allla Z.I.U.. In questo caso le
concentrazioni per alcuni metalli sono più elevate nella Z.I. di Cividale del Friuli e Moimacco rispetto alla
centralina presso la Z.I.U. (69,6 contro 22,6 ng/m3 per il nichel, 38,8 contro 5,6 ng/m3 per l’arsenico) ma questa
è a 500 metri di distanza dalla maggior fonte di emissioni (contro i 250 della centralina della COOP), e come
riportato nella relazione finale dell’ARPA, “i due insediamenti producono acciai di diversa composizione in
quanto destinati a diversi utilizzi e conseguentemente nelle polveri emesse la concentrazione dei metalli risulta
diversa”. Anche per il PM10 e i superamenti dei limiti valgono le considerazioni fatte in precedenza.
Infine per il benzene, toluene, etilbenzene e xileni le concentrazioni rilevate sono simili a quelli tipici di aree
rurali o remote e in linea con quelle misurate nelle altre zone della regione: peraltro l’origine di questi composti
è in genere diffusa, per il benzene in particolare da traffico stradale, mentre per gli altri inquinanti da industrie
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Moimacco
che fanno uso di solventi. Per il benzene il confronto più adeguato sarebbe con aree urbane ad alto traffico
(come a Udine) e per gli altri composti aree con industrie che utilizzano solventi (come il punto R7 della Z.I.U)
Anche se come è verosimile in base ai modelli generali di diffusione del PM10, e specialmente in base ai dati
del monitoraggio, le emissioni dalla zona industriale non sembrano influire molto sulla qualità dell’aria delle
zone abitate più vicine, queste contribuiscono comunque ad innalzare il livello di PM10 di un’area più vasta d è
quindi opportuno ridurle il più possibile, possibilmente con interventi integrati.
I modelli di dispersione specifici per l’area potrebbero evidenziare una ricaduta diretta delle emissioni su
un’area più vasta, comprendente anche i centri abitati limitrofi, in particolare nei quadranti dove i venti sono
prevalenti. In ogni caso sulla base dei dati del monitoraggio le concentrazioni negli abitati in cui questo è stato
effettuato risultano relativamente bassi (simili ai valori di fondo regionali).
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Moimacco
c) Modelli di dispersione degli inquinanti
1) Come è già stato detto i dati del catasto delle emissioni hanno il limite di essere stime, mentre i dati di
monitoraggio sono misure effettive delle concentrazioni in aria, ma hanno il limite di essere puntuali nello
spazio, ovvero rappresentative di un’area limitata. Per cercare di integrare i due tipi di dati, si fa ricorso ai
modelli di dispersione degli inquinanti, con i quali si possono stimare le diverse concentrazioni di inquinanti in
diverse aree, considerando oltre alle emissioni anche le variabili meteorologiche. Oltre alla stima della
diffusione degli inquinanti nello spazio, in alcune città utilizzando i parametri meteorologici vengono effettuate
ad esempio le previsioni dei livelli di PM10 per il giorno successivo; sono naturalmente stime con un margine di
incertezza ancora maggiore delle previsioni del tempo, dovendo tener conto anche della variabile emissioni e
della formazione di inquinanti secondari. Integrando le stime orarie e giornaliere della dispersione delle
emissioni industriali in un intero anno si può avere una mappa della stima delle concentrazioni medie in un
anno in diverse aree. Nei punti dove è stato effettuato il monitoraggio si può verificare se c’è congruità fra le
concentrazioni stimate nel modello di dispersione e le concentrazioni misurate.
Altri modelli per stimare le concentrazioni su tutto il territorio basandosi su poche misurazioni e le
caratteristiche dell’utilizzo del territorio (distanza da strade, flussi di traffico, altezza del terreno, destinazione
d’uso residenziale delle aree, e altre caratteristiche) sono i Land Use Regression Models, ma possono essere
utilizzati solo in ambito urbano.
Lo schema dei modelli di dispersione è il seguente:
Schema della catena modellistica
(figura tratta da “Dispersione in atmosfera di inquinanti emessi da impianti di trattamento rifiuti: approccio
modellistico Ing. Gianluca Antonacci, Ph.D. CISMA srl, c/o TIS innovation park – Bolzano - Bolzano, 27.05.2009
Convegno “Società, ambiente e salute”)
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Moimacco
Per la scelta e l’utilizzo dei modelli di dispersione da utilizzare esistono linee guida validate ad esempio:
● Norma UNI 10796: Valutazione della dispersione in atmosfera di reflui aeriformi - Guida ai criteri di selezione
dei modelli matematici
● Norma UNI 10964: Guida alla selezione dei modelli matematici per la previsione di impatto sulla qualità
dell'aria
● Norma UNI 10742: Impatto ambientale - Finalità e requisiti di uno studio di impatto ambientale
● Norma UNI 10745: Studi di Impatto ambientale - Terminologia
● APAT - CTN-ACE - 09.02.03a: Linee guida per la scelta e l’uso dei modelli - Rapporto 2004. I modelli per la
valutazione e gestione della qualità dell’aria: normativa, strumenti, applicazioni.
2) Recentemente, sono state realizzate dal Centro Regionale di Modellistica Ambientale dell’ARPA-FVG alcune
mappe di dispersione degli inquinanti in tutta la regione che comprendono anche l’area circostante la Zona
Industriale di Cividale del Friuli Moimacco nell’ambito della “Proposta di piano regionale di miglioramento della
qualità dell’aria”.
Nelle pagine successive prenderemo spunto dai modelli realizzati per fare alcune considerazioni, tendo
presente però che i modelli in questione hanno una risoluzione di alcuni chilometri, e non distinguono
variazioni delle concentrazioni su piccola scala. In ogni caso restano valide le considerazioni generali fatte sulla
diffusione del PM10 nel precedente capitolo anche per i seguenti motivi:
- Lo studio riguarda anche effetti per esposizioni passate (effetti a lungo termine dell’inquinamento), per
le quali non ci sono dati di monitoraggio, né possono essere realizzati modelli di dispersione degli
inquinanti,
- ed effetti per esposizioni ad inquinanti non misurati e dei quali sono poco note le modalità di
dispersione (ad esempio le particelle ultrafini).
Per descrivere i risultati riportiamo integralmente il paragrafo intitolato “ Le concentrazioni spaziali dei
principali inquinanti rilevati sul territorio regionale” tratto dalla già citata “Proposta di piano regionale di
miglioramento della qualità dell’aria”.
“La misura in continuo delle immissioni degli inquinanti in atmosfera viene solitamente condotta in un limitato
insieme di postazioni (sia per motivi logistici che economici). Al fine di poter valutare in maniera omogenea ed
esaustiva le concentrazioni degli inquinanti su tutto il territorio regionale, è quindi indispensabile poter
interpolare spazialmente i dati locali. La difficoltà nel conseguire questo risultato nasce dal fatto che,
contrariamente a quanto accade per i costituenti principali dell'atmosfera (O2, N2) gli inquinanti presentano
delle sorgenti (industrie, vie di trasporto, foreste, ecc.) e dei pozzi (deposizione secca ed umida) e vengono
dispersi e trasformati dalle forzanti meteorologiche. Per poter conoscere le concentrazioni atmosferiche dei
principali inquinanti, quindi, vengono adottati dei modelli che tengano conto, oltre che della distribuzione
spaziale e tipologia delle sorgenti (inventario delle emissioni), anche delle forzanti meteo-climatiche necessarie
per la dispersione-trasformazione. I risultati di seguito presentati mostrano la distribuzione spaziale della
concentrazione media annua degli inquinanti per i quali si evidenziano criticità dall’analisi dei dati più recenti
dalla rete di monitoraggio e per i quali si necessita quindi una zonizzazione del territorio regionale. Seguono
quindi le mappe sulle concentrazioni del biossido di azoto (NO2), delle polveri sottili (PM10) e della massima
concentrazione annua di ozono (O3). Per quanto riguarda gli IPA, la loro distribuzione nelle zone di interesse
equivale a quella relativa al PM10. Va osservato come queste mappe rappresentino l’input necessario per la
zonizzazione del territorio, ma da sole non sono sufficienti. Per ottenere la zonizzazione vanno operate ulteriori
elaborazioni di carattere modellistico e geografico”
Per la spiegazione dei modelli utilizzati rimandiamo alla già citata “Proposta di piano regionale di
miglioramento della qualità dell’aria” Allegato 1 alla delibera n. 1783 d.d. 30 luglio 2009 (pag 289-294;
paragrafo
3.3.4
intitolato
“La
modellistica”),
reperibile
al
seguente
indirizzo
http://www.regione.fvg.it/rafvg/export/sites/default/RAFVG/AT9/GEN2/allegati/DGR1783ALL1.pdf.
Al termine del capitolo si riporta comunque, a titolo informativo, il paragrafo in questione.
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Moimacco
Per approfondimenti è utile la “Guida ipertestuale alla scelta dei modelli di dispersione nella valutazione della
qualità dell’aria” dell’APAT all’indirizzo http://www.smr.arpa.emr.it/ctn/
- Mappe di dispersione del PM10
Mappa delle concentrazioni medie annuali del PM10 (nel 2005) in tutta la regione, e nelle regioni e stati
adiacenti (Veneto, Trentino Alto Adige, Slovenia, Austria). Nella pianura friulana i livelli sono abbastanza
omogenei, decrescenti man mano che ci si avvicina alle aree di montagna, e con valori più elevati nel Friuli
occidentale per l’influenza delle sorgenti presenti in Veneto (specie la Zona Industriale di Mestre Marghera) E'
stata eseguita una simulazione della qualità dell'aria per l'intero anno 2005 utilizzando il modello FARM. La
simulazione è stata eseguita sui calcolatori della ditta ARIANET, fornitrice del modello. I dati meteo in ingresso
sono stati ricavati dalla base dati del progetto MINNI, relativa all’anno 2005 ed all’intero territorio nazionale.
All’interno di questo progetto sono prodotte analisi meteorologiche a scala nazionale, con risoluzione di 20 km,
ed a scala “macroregionale” con risoluzione di 4 km. La meteorologia a scala nazionale è ricostruita mediante il
modello meteorologico prognostico RAMS. I dati di emissione sono stati ottenuti dall'Inventario Regionale delle
Emissioni in Atmosfera del Friuli Venezia Giulia, integrati con i dati dell'Inventario Nazionale e di quello europeo
per i territori extra-regionali nel dominio di simulazione.
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Moimacco
Nel dettaglio si evidenziano le concentrazioni nell’area tra Udine e Cividale; le concentrazioni decrescono man
mano che ci si allontana da Udine e dal centro dell’area Udinese; valori leggermente più elevati si rilevano
verso Manzano. Va comunque sottolineato che la mappa sopra riportata non ha un grado di dettaglio elevato e
differenze su pochi chilometri non sono visibili;
-
Mappe di dispersione degli ossidi di azoto
Mappa delle concentrazioni medie annuali degli ossidi di azoto (nel 2005) in tutta la regione, e nelle regioni e
stati adiacenti (Veneto, Trentino Alto Adige, Slovenia, Austria) Anche per questo inquinante i livelli sono
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Moimacco
abbastanza omogenei, ma con concentrazioni più elevate nei centri urbani o vicino ad alcune fonti industriali
(ad esempio la Zona Industriale Udinese, la zona industriale di Buja e Osoppo, Monfalcone, la zona dell’Aussa
Corno) o strade ad alto traffico. I valori sono leggermente più elevati vicino al centro urbano di Cividale del
Friuli. Valori molto più bassi si rilevano in montagna e nell’area vicino al Tagliamento.
-
Mappe di dispersione dell’ozono
Mappa delle concentrazioni medie annuali dell’ozono (nel 2005) . Per completezza riportiamo anche la
mappa delle concentrazioni di ozono, le cui concentrazioni sono più alte in aree diverse da dove vi sono le
maggiori fonti di emissioni di ossidi di azoto.
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Moimacco
3) Integrazione tra modelli di dispersione e dati di monitoraggio.
Per l’identificazione e la caratteristiche delle zone critiche, di risanamento e di mantenimento nell’ambito del
citato Piano di miglioramento di qualità dell’aria i dati ricavati dalla modellistica riportati nel paragrafo
precedente (basati su dati di emissioni e dati meteorologici) sono stati integrati con i dati di monitoraggio; più
precisamente, come è spiegato a pag. 306 del della proposta di Piano, “la valutazione su tutto il territorio
regionale è stata effettuata basandosi in primo luogo sui risultati del monitoraggio della qualità dell’aria
integrando questi ultimi con una metodologia che sulla base di elaborazioni statistiche e modellistiche porta ad
una stima delle concentrazioni di inquinanti dell’aria su tutto il territorio della Regione. Ai sensi del Decreto
Legislativo 351 del 4 agosto 1999 la valutazione delle zone è stata svolta relativamente ai seguenti inquinanti:
ossidi di zolfo, ossidi di azoto, particelle sospese con diametro inferiore ai 10 micron e monossido di carbonio,
piombo, ozono, benzene, idrocarburi policiclici aromatici e metalli (cadmio, arsenico nichel e mercurio). A
seguito dell’analisi sui dati raccolti a monitoraggio della qualità dell’aria sono state individuate zone in cui è
necessario un intervento a miglioramento della qualità dell’aria per i seguenti inquinanti: ozono, ossidi di azoto
e particelle sospese con diametro inferiore ai dieci micron (PM10). Per quanto riguarda gli IPA la zona urbana di
Pordenone risulta l’unica zona da tenere sotto controllo. Considerata altresì la stretta correlazione tra la
presenza degli IPA ed il PM10, si considerano sufficienti, per affrontare la problematica nella zona
pordenonese, la zonizzazione e le misure relative alle polveri. Per il resto degli inquinanti il cui monitoraggio è
previsto dalla legislazione, in tutto il territorio regionale non si registrano zone a rischio di superamento delle
soglie o dei valori obiettivo indicati dalla legislazione, per cui l’intero territorio regionale in questo ambito può
essere classificato come zona di mantenimento della qualità dell’aria.” In questo paragrafo accenniamo ai
risultati dell’integrazione dei dati di monitoraggio, con dati modellistici o di altre fonti, nella regione e nell’area
attorno alla Zona Industriale di Cividale del Friuli e Moimacco, per gli inquinanti PM10, ossidi di azoto. Per la
classificazione delle zone del territorio regionale con inquinamento da PM10 e da ossidi di azoto “ci si è basati
su:
- dati di concentrazione oraria rilevati dalle Centraline della Rete di rilevamento
- dati provenienti da specifiche campagne di rilevamento
- simulazioni effettuate con il modello FARM, relative all'anno 2005
- inventario delle emissioni in atmosfera INEMAR
- informazioni sulle caratteristiche meteoclimatiche del territorio regionale
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Moimacco
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E’ stata quindi effettuata una interpolazione tra i risultati delle simulazioni effettuate con il modello FARM 40 e i
dati di concentrazione delle centraline di monitoraggio. In particolare per gli ossidi di azoto, come si afferma
nel più volte citato documento “Proposta di piano regionale di miglioramento della qualità dell’aria” “ i dati
disponibili richiedono processi di interpolazione spaziale, con riguardo ai dati delle centraline disponibili solo in
corrispondenza dei siti di misura, e temporale, con riguardo ai dati risultanti dalla simulazione modellistica
relativa attualmente al solo anno 2005 Il metodo adottato è quello del Kriging 41 universale (UK), o Kriging con
deriva esterna (Cressie, 1993; Pebesma, 2004). Per l'interpolazione spaziale della media annuale del NO2,
rilevata dalle centraline, sono stati utilizzati come variabile ausiliaria (deriva esterna, o drift) i relativi campi
predetti dal modello numerico FARM per l'anno 2005. La griglia finale, risultante da tale processo, ha
risoluzione di 1 km x 1 km; in ciascun comune ricade almeno un punto di griglia. Successivamente, per ciascun
punto della griglia considerata per l'interpolazione, si è scelto di considerare il maggiore fra i 4 valori annuali
ottenuti (2005-2008)”. Riportiamo nelle successive figure un confronto tra i superamenti e le medie del PM10
stimate dal modello FARM e i superamenti e le medie annuali rilevate con il monitoraggio.
40
Il FARM Flexible Air qualità Regional Model è un modello euleriano a griglia per dispersione,trasformazione e deposizione di
inquinanti reattivi (fotochimica e particolato).
“I principali modelli utilizzabili per studiare la dispersione degli inquinanti sono i modelli gaussiani, euleriani e langrangiani. I modelli
gaussiani sono modelli stazionari analitici di semplice applicazione; l’approssimazione di un processo evolutivo nel tempo può essere
fatta solo tramite una successione di stati stazionari.; Tra essi vi sono i modellichiamati a “puff” che prevedono l'immissione degli
inquinanti con discontinuità. I modelli gaussiani danno buoni risultati specie nel caso di sorgenti semplici e il modello è adatto
specialmente in siti pianeggianti, ma con opportune modifiche può essere adattato a siti con orografia complessa, tenendo conto che
l’approssimazione determina un minor grado di accuratezza. L’allargamento della nuvola di inquinante è funzione della stabilità
atmosferica, della distanza sottovento e dalla traiettoria principale del vento medio. Alcuni esempi di modelli gaussiani sono: VIM,
ADMS, ISC3, CALINE. I modelli euleriani sono modelli tridimensionali non stazionari; richiedono un preprocessore meteorologico che
calcola il campo di moto. L'immissione dell'inquinante in atmosfera e la sua evoluzione vengono descritte eseguendo la dispersione
attraverso delle celle elementari che sono mantenute fisse e solidali con il sistema
di riferimento utilizzato per lo spazio in cui si svolge la simulazione.. Sono adatti sia per terreni pianeggianti che per orografie complesse
e tengono conto anche delle reazioni chimiche e dei processi fotochimici responsabili della trasformazione degli inquinanti; ad esempio
il modello FARM tiene conto delle trasformazioni chimiche in fase gassosa, in fase acquosa, nelle fasi condensate in nubi, e da dati dei
flussi di deposizione degli inquinanti al suolo (secca e umida). Anche i modelli lagrangiani sono modelli tridimensionali non stazionari .
La diffusione degli inquinanti viene simulata tramite l’integrazione della traiettoria di un gran numero di particelle e la concentrazione
viene calcolata sttatisticamente attraverso il computo del numero di particelle presenti all’interno di celle in cui lo spazio studiato (o il
dominio di studio) viene suddiviso. I fenomeni di assorbimento o riflessione vengono simulati rispettivamente tramite l’arresto o la
riflessione geometrica delle particelle in corrispondenza del suolo o delle pareti. Le particelle possono essere assoggettate a una
velocità verticale verso il basso per simulare le polveri pesanti. I coefficienti di diffusione sono simulati attraverso un algoritmo che
genera funzioni statistiche legate alle classi di stabilità. Esempi di questi modelli sono: SPRAY, FLEXTRA.” (tratto da “Guida alla scelta dei
modelli matematici per la valutazione della dispersione di inquinanti in atmosfera” Marco Tubino, Gianluca Antonacci – Dipartimento di
Ingegneria Civile e Ambientale – Università di Trento – e da “Introduzione ai modelli numerici di dispersione inquinanti in atmosfera.”
Dario Giaiotti CRMA – ARPA-FVG, Agosto 2009.
41
Il kriging è un metodo di regressione usato nell'ambito dell'analisi spaziale (geostatistica) che permette di interpolare una grandezza
nello spazio, minimizzando l’errore quadratico medio. Conoscendo il valore di una grandezza in alcuni punti nello spazio (per esempio la
temperatura misurata in ogni città di una regione), possiamo determinare il valore della grandezza in altri punti per i quali non esistono
misure, per esempio una località di campagna sprovvista di termometri. Nel kriging, questa interpolazione spaziale si basa
sull'autocorrelazione della grandezza, cioè l’assunto che la grandezza in oggetto vari nello spazio con continuità; detto in parole più
semplici le cose più vicine sono più simili rispetto alle cose più lontane (Legge di Tobler). Il valore incognito in un punto viene calcolato
con una media pesata dei valori noti. I pesi che vengono dati alle misure note (cioè alle temperature misurate nelle città) dipendono
dalla relazione spaziale tra i valori misurati nell'intorno del punto incognito (cioè il punto in campagna). Per calcolare i pesi si usa il
semivariogramma, un grafico che mette in relazione la distanza tra due punti e il valore di semivarianza tra quantitativa, il grado di
dipendenza spaziale, che altro non è che l’autocorrelazione vista prima.le misure effettuate in questi due punti. Il semivariogramma
espone, sia in maniera qualitativa che quantitativa, il grado di dipendenza spaziale, che altro non è che l’autocorrelazione vista prima.
89
90
Moimacco
e la spazializzazione dei superamenti rilevati dalle stazioni sul campo previsto dal modello.
Sulla base di tutte le elaborazioni effettuate (utilizzo di diversi modelli di dispersione e trasformazione in
atmosfera degli inquinanti basati su inventari delle emissioni e dati e stime meteorologiche, dati di
monitoraggio integrati nelle aree prive di centraline con analisi geostatistiche, e interpolazione dei dati misurati
90
91
Moimacco
con le stime dei modelli) sono stati identificati Comuni e le zone da classificare come aree di risanamento, sono
state fatte considerazioni sulla distribuzione spaziali degli inquinanti e sulle possibili tecniche per affinare le
possibilità di stima delle distribuzioni spaziali, ed infine sugli scenari futuri.
Numero superamenti anno del PM10 nei Comuni in Regione FVG (dati stimati – anno 2005)
Comuni da classificare in aree di risanamento per il PM10
91
92
Moimacco
Per quanto riguarda gli ossidi di azoto i redattori della proposta di piano di miglioramento della qualità dell’aria
osservano che l’inquinamento da NO2 “appare fortemente localizzato nei pressi delle sorgenti, a causa dei
tempi relativamente brevi di permanenza degli ossidi di azoto in atmosfera”. Sottolineano la necessità di
rendere la catena modellistica operativa anche in modalità di previsione giornaliera di qualità dell’aria (anche ai
sensi della Direttiva Europea 2005/50 CE), e di utilizzare anche modelli a risoluzione più elevata per descrivere
meglio gli hot spot (ovvero le aree localizzate a più elevate concentrazioni) presso le arterie di traffico, i centri
urbani, alcune zone industriali, ed anche per escludere un’eccessiva sensibilità del modello FARM o
dell’inventario INEMAR ad alcune tipologie di emissioni (ovvero una sovrastima).
Comuni da classificare in aree di risanamento per gli ossidi di azoto
92
93
Moimacco
4) Nel mese di agosto 2009, sono state realizzate dal Centro Regionale di Modellistica Ambientale
dell’ARPA-FVG, e ci sono state fornite alcune mappe di dispersione degli inquinanti basate sempre sui
modelli realizzati per la “Proposta di piano regionale di miglioramento della qualità dell’aria” ma focalizzati
anche sull’area circostante la Zona Industriale di Cividale del Friuli
Prima di descrivere alcuni risultati dei modelli di dispersione realizzati dal CRMA è bene premettere alcune
caratteristiche individuate dal CRMA che è necessario conoscere:
“- la regione è caratterizzata da una orografia complessa e da una conseguente meteorologia e
climatologia disomogenee;
- la regione presenta sorgenti di inquinanti che sono sia di origine industriale che civile;
- in regione sono presenti sorgenti di inquinanti sia di origine antropica che biogenica;
- il numero ed il tipo di emissione esistenti sul territorio regionale varia nel tempo;
- la geometria, la posizione e la durata delle sorgenti emissive varia molto passando da quelle puntuali e
permanentemente localizzate a quelle estese e variabili, fino a quelle solo ipotizzabili in quanto di origine
accidentale;
- la regione presenta aree ad alta concentrazione di emissione, gli hot spot, e zone di fondo, ovvero aree
prive di emissioni antropogeniche;
- alla modellistica numerica viene richiesta la descrizione della qualità dell'aria in luoghi ed aree regionali
sprovvisti di sistemi di rilevamento in situ;
- alla modellistica numerica viene richiesta la previsione della dispersione degli inquinanti emessi dalle
sorgenti per periodi di tempo che vanno da alcune ore dal momento dell'immissione in atmosfera fino alle
proiezioni sulla qualità dell'aria per gli anni futuri;
- le simulazioni numeriche sulla dispersione degli inquinanti sono soggette ad incertezze che sono dipendenti
anche dal tipo di modello usato per la simulazione. Tali incertezze sono rilevanti quanto il risultato stesso
della simulazione.”
Le mappe di dispersioni degli inquinanti, realizzate per fornire una adeguata descrizione della dispersione
degli inquinanti atmosferici sul territorio regionale e a livello locale, forniteci dal CRMA, sono
principalmente di due tipi e si basano su diversi modelli.
A) Le prime, riportate nelle prossime pagine, come spiegato nella relazione allegata alle stesse sono
“ottenute usando un algoritmo che esegue una combinazione tra le simulazioni numeriche realizzate
tramite il modello FARM (di cui si è già parlato in precedenza) e le misure raccolte dalle stazioni di qualità
dell'aria gestite dall'ARPA FVG. La tecnica usata è quella del Kriging (di cui si è già parlato in precedenza). Il
modello FARM è un modello euleriano, che simula la dispersione degli inquinati a livello regionale e
contempla anche le principali reazioni chimiche tra gli inquinanti immessi nell'atmosfera. Nella sua
applicazione sul Friuli Venezia Giulia è stata utilizzata l'informazione meteorologica oraria dell'intero anno
2005 e il catasto delle emissioni censite nel catasto del Centro Regionale di Modellistica Ambientale (CRMA).
Sono state considerate tutte le emissioni censite, ovvero quelle puntuali, prettamente afferenti alle attività
industriali, quelle lineari associate alla viabilità e quelle diffuse associate al resto delle attività antropiche.
La risoluzione spaziale del modello è 4 km mentre quella temporale è un'ora. La tecnica usata, per la sua
complessità, permette di ottenere dei risultati significativi per alcuni inquinati solamente”.
Riportiamo quindi le mappe che rappresentano:
a) Il numero annuale di superamenti giornalieri del PM10 ottenuto tramite output del modello e il numero
mediano, in termini di misure di superamenti annuali, degli ultimi quattro anni (2005, 2006, 2007, 2008).
b) Il numero annuale di superamenti giornalieri del PM10 ottenuto tramite output del modello e il numero
massimo, in termini di misure di superamenti annuali, degli ultimi quattro anni (2005, 2006, 2007, 2008).
c) La concentrazione media annuale ottenuta tramite output del modello e la mediana, in termini di misure
di concentrazione media annuale, degli ultimi quattro anni (2005, 2006, 2007, 2008).
d) La concentrazione media annuale di NO2 (biossido di azoto) ottenuta tramite output del modello e il
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Moimacco
peggiore, in termini di misure di concentrazione media annuale, degli ultimi quattro anni (2005, 2006, 2007,
2008)-
a) Il numero annuale di superamenti del PM10 giornalieri ottenuto tramite output del modello e il numero
mediano, in termini di misure di superamenti annuali, degli ultimi quattro anni (2005, 2006, 2007, 2008).
Secondo la nostra interpretazione della mappa nei Comuni di Cividale del Friuli e Moimacco il PM10,
misurato come numero annuale di superamenti giornalieri è omogeneo alle aree circostanti. E’ più elevato
attorno a Udine e in particolare a sud est di Udine. Va comunque tenuto presente che la risoluzione
spaziale della mappa è di 4 Km.
94
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Moimacco
b) Il numero annuale di superamenti giornalieri del PM10 ottenuto tramite output del modello e il numero
massimo, in termini di misure di superamenti annuali, degli ultimi quattro anni (2005, 2006, 2007, 2008).
Anche per questa mappa si possono fare le considerazioni fatte per la precedente; i Comuni di Moimacco e
Cividale del Friuli hanno valori simili a quelli degli altri Comuni attorno ad Udine; una buona parte del
Comune di Cividale ha valori più bassi simili a quelli dei Comuni più distanti da Udine.
95
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Moimacco
c) La concentrazione media annuale di NO2 (biossido di azoto) ottenuta tramite output del modello e la
mediana, in termini di misure di concentrazione media annuale, degli ultimi quattro anni (2005, 2006,
2007, 2008). Gli ossidi di azoto che contribuiscono all’inquinamento atmosferico sono il monossido di
azoto (NO) e il biossido di azoto (NO2). La principale sorgente di emissione è la combustione nei motori
degli autoveicoli e, in ordine decrescente, da diesel pesanti, autoveicoli a benzina, diesel leggeri e
autoveicoli catalizzati. Altre fonti riconducibili ad attività umane sono gli impianti di riscaldamento e gli
impianti industriali. Gli ossidi di azoto sono inoltre molto importanti in quanto sono precursori delle
polveri. Per questo inquinante c’è una concentrazione leggermente maggiore rispetto alle aree circostanti
in una parte del Comune di Cividale corrispondente circa al centro storico, ma ha comunque valori
piuttosto bassi anche in questa zona tra i 25 e i 30 μg/m3. Il Decreto 2.4.2002 n. 60 fissa nuovi limiti per gli
inquinanti atmosferici da rispettare in modo graduale. A partire dal 1.1.2010 per il biossido di azoto il
valore limite da non superare più di 18 volte in un anno civile è 200 mg/m3 come media oraria. Mentre la
media annuale da non superare è 40 mg/m3. La normativa impone anche un limite, già in vigore, per la
protezione della vegetazione. Tale limite è 30 mg/m3 come media annuale da rispettarsi nelle cabine
dislocate in aree rurali. Le concentrazioni di fondo in ambiente rurale nei paesi industrializzati variano tra
15 e 30 μg/m3. Nelle aree urbane superano i 40 μg/m3 come concentrazione media annua (WHO’s 2000
Air Quality Guidelines).
96
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Moimacco
d) La concentrazione media annuale di NO2 (biossido di azoto) ottenuta tramite output del modello e il
peggiore, in termini di misure di concentrazione media annuale, degli ultimi quattro anni (2005, 2006,
2007, 2008). La mappa è simile alla precedente con le concentrazioni di biossido d’azoto variabili tra 20 e i
30 μg/m3, simili alle aree circostanti Udine, tranne una piccola area in Comune di Cividale del Friuli nella
quale sono tra 30 e 35 μg/m3.
B) “Il CRMA ha realizzato anche mappe di dispersioni degli inquinanti ottenute con simulazioni numeriche
realizzate tramite il modello CALPUFF Il modello CALPUFF è un modello gaussiano che simula la dispersione
degli inquinati in atmosfera considerando le sostanze immesse come degli inerti. Le mappe presentano una
sintesi dei risultati di una simulazione numerica della dispersione dei principali inquinati emessi nell'atmosfera
dalle 200 maggiori sorgenti puntuali censite nel catasto CRMA. Tra le sorgenti puntuali considerate vi sono
anche quelle afferenti alla zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco. La simulazione ha coperto il
periodo di un intero anno con la risoluzione temporale dell'ora e spaziale di 2 km. Le grandezze meteorologiche
utilizzate si riferiscono all'anno 2005, data alla quale è attualmente aggiornato il catasto usato.
97
Moimacco
98
Ogni mappa mostra le concentrazioni nell'aria degli inquinati trattati nella simulazione. Le concentrazioni sono
tutte espresse in espresse in microgrammi al metro cubo. Gli inquinati a cui si riferiscono le mappe sono tre:
NOx, SO2 e PM10. L'enorme mole di dati prodotti è stata sintetizzata facendo uso di alcuni stimatori statistici;
nella fattispecie:
- Medie annuali delle concentrazioni orarie
- Medie mensili delle concentrazioni orarie
- Deviazione standard annuale delle concentrazioni orarie
- Deviazione standard mensile delle concentrazioni orarie
- Mediane annuali delle concentrazioni orarie
- Mediane mensili delle concentrazioni orarie
- Valore minimo associato al 5% delle più elevate medie giornaliere, sul periodo di un anno
- Valore minimo associato al 5% delle più elevate medie giornaliere, sul periodo di un mese
Le mappe sono state suddivisi in tre gruppi ciascuna delle quali presenta un diverso dettaglio sullaì zona di
interesse. In particolare sono state realizzate delle mappe sull'intero dominio regionale, su quello subregionale e
su quello intercomunale, questi ultimi centrati sulla zona di Moimacco”.42
Nelle pagine seguenti riporteremo le mappe medie mensili delle concentrazioni orarie del PM10, che è dal
punto di vista sanitario di maggior importanza, e alcune considerazioni sulle simulazioni effettuate.
42
Dal documento esplicativo delle mappe di dispersione degli inquinanti – redatto da Dario Giaiotti – CRMA ARPA-FVG – Agosto 2009
98
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Moimacco
Mappa 1
Mappa 2
Le mappe qui riportate rappresentano la
dispersione del PM10 in tutto il territorio regionale
(mappa 1), nella parte nord della provincia di Udine
(mappa 2), e in un’area vasta attorno alla zona
industriale di Cividale del Friuli e Moimacco (mappa
3) nel mese di gennaio 2005. Nell’area vasta
attorno alla Zona Industriale di Cividale e Moimacco
le concentrazioni sono abbastanza omogenee e
simili a quelle presenti in tutta la pianura friulana, in
accordo con quanto detto nei paragrafi precedenti
sulla modalità di dispersione del particolato. Vi sono
poi delle aree di elevate concentrazioni in
particolare attorno alla città di Udine e in misura
minore attorno alla zona industriale di Buja – Rivoli
di Osoppo. In questo caso la risoluzione spaziale
della mappa è 2 Km. Nelle pagine successive
saranno riportate le mappe relative agli altri mesi,
che varieranno in funzione delle diverse
caratteristiche meteorologiche del mese.
Mappa 3
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Moimacco
Febbraio 2005
100
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Moimacco
Marzo 2005
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Aprile 2005
102
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Moimacco
Maggio 2005
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Giugno 2005
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Luglio 2005
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Agosto 2005
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Moimacco
Settembre 2005
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Ottobre 2005
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Novembre 2005
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Moimacco
Dicembre 2005
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Moimacco
111
5) Conclusioni sui modelli di dispersione.
Nell’area allo studio sono stati realizzati diversi modelli di dispersione a scala piuttosto grande; manca un
modello a piccola scala che tenga conto di tutte le fonti emissive presenti nell’area (industriali, da traffico e
altre) o del maggior numero delle più significative. Considerare solo le fonti industriali principali può portare
ad errori di valutazione, come dimostrano le due mappe che riportiamo qui, e che riguardano la dispersione
degli ossidi di azoto e i metalli pesanti presenti nel PM10 tratte dallo studio MONITER e riguardante
l’inceneritore di Modena: nella prima figura si stima la dispersione solo dall’inceneritore, nella seconda è
stimata anche la dispersione da un tratto autostradale presente nell’area.
Le mappe di dispersione realizzate sulla base della stima delle emissioni puntuali sembrano evidenziare che
l’inquinamento derivato dalla zona industriale per caratteristiche meteorologiche della zona si disperde
maggiormente nell’area tra Premariacco e Remanzacco dove non sono presenti centri abitati.
Per dati di maggior dettaglio sarebbe necessario un modello di dispersione su piccola scala.
Una analisi della dispersione degli inquinanti su scala locale è possibile: è stata infatti effettuata sempre
nell’ambito della già citata “Proposta di piano di miglioramento di qualità dell’aria” per Trieste, dove in una
centralina posta in città vicino allo stabilimento siderurgico di Servola nel 2008 si sono rilevati 115 superamenti
del limite di 50 µg/m3 (contro i 35 massimi previsti dalla normativa) con una media annua di poco superiore al
limite previsto dalla normativa (41 µg/m3 contro 40 µg/m3 previsti dalla normativa. La relazione completa è
contenuta nel seguente documento “La qualità dell’aria della città di Trieste con particolare riferimento alla
zona di Servola – ARPA-FVG, maggio 2009” e costituisce l’Allegato 2 del DGR. 1783/2009 43
Per la costruzione del modello di dispersione sono state utilizzate i dati che vanno ad implementare il
precedentemente citato Catasto delle emissioni, e che sono state utilizzate anche nei modelli di dispersione
nell’area di Cividale del Friuli e Moimacco riportati nelle pagine precedenti: per gli ossidi di azoto e gli ossidi di
zolfo sono stati utilizzati il preprocessore meteorologico CALMET, con la risoluzione spaziale di 2 km e la
risoluzione temporale di un'ora, e il modello di dispersione CALPUFF, gli stessi utilizzati nell’area attorno alla
Zona Industriale di Cividale del Friuli e Moimacco. I risultati di questa applicazione sono riportati nelle pagine
precedenti (pagg. 99-110)
43
http://www.regione.fvg.it/rafvg/export/sites/default/RAFVG/AT9/GEN2/allegati/DGR1783ALL2.pdf
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Moimacco
112
Per il PM10 è stata effettuata l’interpolazione dei dati delle 10 centraline presenti a Trieste; I dati interpolati
hanno riguardato, oltre alla stima degli andamenti medi per l'intero periodo considerato, la distribuzione media
giornaliera per tre giornate nel 2007 considerate indicative di condizioni meteo climatiche particolari.
Nello studio effettuato in tutta la regione “Proposta di piano di miglioramento di qualità dell’aria”
è’ stata invece effettuata una interpolazione tra i risultati delle simulazioni effettuate con il modello FARM e i
dati di concentrazione delle centraline di monitoraggio.
Un problema nella applicazione dei modelli di dispersione è dovuto al fatto che talvolta in questi non viene
considerato l’apporto delle emissioni diffuse e/o fuggitive 44 che per talune attività possono essere superiori per
alcuni inquinanti alle emissioni convogliate o a camino. Inoltre “non sempre i sistemi di misurazione
(centraline), realizzati per monitorare a distanza gli effetti delle emissioni ai camini, possano raccogliere anche
informazioni relative alle emissioni diffuse e fuggitive provenienti da diverse sorgenti, in relazione ai loro
diversi regimi di diffusione”.
Nei catasti delle emissioni, che sono utilizzati per la costruzione dei modelli di dispersione, tuttavia vengono
considerate anche queste emissioni: nella costruzione dei catasti si utilizzano sia le emissioni puntuali
misurate 45, che le emissioni puntuali stimate. 46 Fra i fattori di emissione utilizzati per la stima in alcune attività
vi è anche una quota di emissioni fuggitive. Oltre a queste emissioni puntuali stimate sulla base di fattori di
emissione che comportano una incertezza anche quantificabile 47, possono essere effettuate stime ad hoc sullo
specifico impianto produttivo, identificando anche i punti da cui possono essere emesse all’esterno le emissioni
fuggitive. Nello studio sulla qualità dell’aria della città di Trieste con particolare riferimento alla zona di Servola,
queste stime sono state effettuate. Solo a titolo esemplificativo, dato che gli impianti siderurgici e di altro
genere presenti nella Z.I. di Cividale del Friuli e Moimacco non sono paragonabili come tipologia alla Ferriera di
Servola, riportiamo nella tabella nella prossima tabella il quantitativo di emissioni fuggitive e/o diffuse che è
44
“Le emissioni diffuse sono emissioni derivanti dal contatto diretto delle sostanze con l’ambiente in condizioni di funzionamento
normali e che derivano dalle caratteristiche intrinseche delle apparecchiature (es. filtri, essiccatoi, ecc.); dalle condizioni operative o
dalle operazioni stesse (es. perdite di materiale durante travasi o operazioni di manutenzioni e pulizia) o dalle modalità di gestione.
Le emissioni fuggitive sono invece il risultato di perdite di tenuta che si verificano a causa dell’usura, lungo le linee di circolazione, di un
fluido ( es. perdite da flange, pompe ecc.)
Le Emissioni Eccezionali sono quelle che si verificano nel corso di eventi anomali, e che fanno discostare il funzionamento dell’impianto
dalle normali condizioni di esercizio. Possono derivare da situazioni transitorie, insite nella gestione del processo, come nel caso di
arresti o avvii di impianto pianificati e interventi di manutenzione ordinaria su parti di impianto, oppure da normali condizioni di
discontinuità del processo, dovuti ad esempio a variazioni delle caratteristiche delle materie prime lavorate o a inevitabili afflussi di
composizione anomala, tali da innescare un processo a catena, con una riduzione dei livelli di efficienza. Possono derivare anche da
difetti di impianto, rotture o da incidenti o da errori nell’esecuzione di normali operazioni di funzionamento”. Da Metodologie per
l’analisi ambientale dei cicli produttivi - Gruppo di lavoro nazionale APAT-ARPA - febbraio 2006- Analisi ambientale per comparto
produttivo - Graziano Busani ARPA Emilia Romagna; Rossana Cintoli ARPA; Lazio Yuri Fabbri ARPAT Toscana; Giorgio Grimaldi APAT Dipartimento nucleare, rischio tecnologico e industriale; Cristina Merlassino ARPA Piemonte; Giovanni Pino APAT - Dipartimento
nucleare, rischio tecnologico e industriale; Giovanni Sardella ARPA Molise; Danila Scala ARPAT Toscana;M Paola Sestili APAT - Servizio
per le attività relative ai rapporti istituzionali dell’Agenzia con l’Istituto europeo di Statistica Eurostat; Valerio Vecchiè ARPA Piemonte
Alessia Bianchi stagista APAT - Dipartimento nucleare, rischio tecnologico e industriale;Fabio Bonanni stagista APAT - Dipartimento
nucleare, rischio tecnologico e industriale.
45
“PUNTUALI MISURATE (PM): è l’emissione (ton/anno) calcolata dall’utente in base ai dati che derivano dalle campagne di misura che
l’azienda è tenuta ad esperire, per ogni camino autorizzato (emissione convogliata), e a presentare con cadenza generalmente annuale,
alla P.A..
46
PUNTUALI STIMATE (PS): è l’emissione (t/anno) calcolata dal software Inemar come prodotto tra i fattori di emissione presenti nel
software stesso, per una data attività SNAP97, e l’indicatore di attività dichiarato dall’azienda per quella stessa attività SNAP97. Questa
emissione, che può essere stimata dal software solo se l’azienda ha dichiarato un indicatore di attività prestabilito, viene calcolata per
tutti gli inquinati associati ad una certa attività SNAP97 non considerati fra gli inquinanti monitorati”. “La qualità dell’aria della città di
Trieste con particolare riferimento alla zona di Servola – ARPA-FVG, maggio 2009” - Allegato 2 del DGR. 1783/2009.
47
Come previsto dalla normativa (D.M. 261/02, allegato 2).
112
Moimacco
113
stato stimato in quest’ultima e il quantitativo di emissioni convogliate dai diversi camini per i diversi
inquinanti. 48
Attività
Emissioni convogliate
Emissioni fuggitive
CH4
Mg
293,8
76,2
CO
Mg
888,6
0
CO2
Gg
103,9
0
COV
Mg
278,4
9,3
NOX
Mg
287,0
0
PM10
Mg
13,8
25,8
PM2,5
Mg
1,0
12,9
PTS
Mg
53,4
160,4
SO2
Mg
469,9
0
Diossine
mg
818,7
0
IPA
kg
6,6
60,0
Anche in altre acciaierie presenti in Friuli Venezia Giulia sono state misurate le emissioni diffuse. Nel
documento dell’Istituto Superiore per la Prevenzione e la Sicurezza sul Lavoro “Profilo di rischio e soluzioni Acciaieria elettrica” maggio 2005, a cura di Angelo Borroni -Dipartimento di Chimica, Materiali e Ingegneria
Chimica, Politecnico di Milano (le realtà territoriali coinvolte nel gruppo di ricerca sono state le ASL Provincia di
Brescia, ASL Valle Camonica Sebino , ASS Medio Friuli, ASS Alto Friuli) sono state misurate le emissioni diffuse e
le emissioni convogliate in una acciaieria con forno elettrico. 49 Nella prossima tabella riportiamo i quantitativi
misurati per le polveri in un acciaieria con forno elettrico segregato parzialmente e completamente.
48
Attività
Camino
Caldaie con potenza termica < 50 MW
Fonderie di ghisa ed acciaio
Forni da coke (perdite dalle porte e spegnimento)
E31
E9
E2
E3
E35
Fuggitive coke
Forni di cokeria
Impianti di sinterizzazione e pelettizzazione
E1
E5
Impianti di sinterizzazione e pelettizzazione (eccetto 3.1.1.)
E36
Impianti di sinterizzazione e pelettizzazione (eccetto 3.1.1.)
E7
Operazioni di carico degli altiforni
Fuggitive forno
Spillatura della ghisa di prima fusione
E12
E38
Fuggitive colata
Altro
Altro
E4
Fuggitive mezzi
Totale complessivo
CH4
Mg
0,2
CO
Mg
1,2
10,3
CO2
Gg
3,4
59,2
126,3
COV
Mg
0,2
38,1
126,3
82,4
82,4
NOX
Mg
23,6
4,9
PM10
Mg
0,5
1,0
1,6
PTS
Mg
0,5
2,4
3,1
1,8
2,1
4,2
5,9
13,2
4,6
2,1
10,7
10,0
1,0
437,0
1,5
2,8
0,8
85,1
4,4
872,7
41,3
31,5
158,0
89,2
SO2
Mg
Diossine
mg
0,3
533,2
IPA
kg
0,2
5,9
60,0
0,5
285,6
7,0
76,2
8,5
3,1
0,1
8,0
121,0
2,1
370
889
104
288
1,6
9,2
0,7
25,8
2,5
30,4
16,8
287
40
214
470
819
67
49
“Per potere quantificare in termini più concreti i fattori di impatto e la loro suddivisione nelle emissioni primarie, nelle emissioni
secondarie e nelle emissioni diffuse, in corrispondenza a due tipici forni EAF sono stati effettuati rilievi nei condotti a monte e a valle
degli impianti di abbattimento, considerando le fasi di lavoro a volta aperta e le fasi a volta chiusa, distinguendo le diverse lavorazioni:
carica, fusione, affinazione, spillaggio e ripristino. Gli impianti considerati sono due forni elettrici, collocati a terra a centro campata, il
primo inserito in una struttura di confinamento non integrale, il secondo in un reparto completamente segregato; entrambe le strutture
sono dotate di portelloni mobili per consentire il transito dei flussi di rottame, scoria e acciaio. Le concentrazioni misurate ai camini dei
due forni indicano un’efficienza di abbattimento del 99,7%: in presenza di impianti di abbattimento in linea con le prestazioni correnti, si
evidenzia il modesto carico di polveri immesso nell’ambiente dai flussi di emissioni primarie e secondarie canalizzate e trattate. Questi
valori, confrontati con quelli delle emissioni diffuse stimabili in 1,0 e 0,2 kg/t, incidono per una quota che varia fra il 3 % e il 12 % delle
emissioni totali” tratto da Profilo di rischio e soluzioni - Acciaieria elettrica” ISPESL -“ maggio 2005, a cura di Angelo Borroni Dipartimento di Chimica, Materiali e Ingegneria Chimica, Politecnico di Milano.
113
Moimacco
114
Polveri prodotte
Obiettivo di emissione IPPC (2% delle
polveri prodotte)
Emissione totale
- di cui canalizzate
- di cui diffuse
Forno parzialmente segregato
1700 kg/ h
0,34 kg polveri/ t acciaio
Forno totalmente segregato
1000 kg/ h
0,03 kg/ t
1,00 kg/ t
0,02 kg/ t
0,20 kg/ t
Nell’ultimo CORINAIR EMEP/EEA Air Pollutant Inventory Guidebook del 2009 50 sono riportati i fattori di
emissione di diversi inquinanti in base al tipo di impianto produttivo siderurgico e alla tipologia dell’acciaieria,
fase di lavorazione e sistemi di abbattimento; per alcune lavorazioni sono indicate le emissioni fuggitive e
l’efficacia dei sistemi di abbattimento. Nella stessa guida è presente anche un capitolo sulle industrie che
utilizzano alluminio 51; anche in questo documento viene trattato l’argomento delle emissioni fuggitive.
In generale riguardo alle emissioni fuggitive nella guida si precisa al Paragrafo 3 “Data Collection” che le
emissioni diffuse o fuggitive da impianti industriali, da strade o sorgenti areali possono essere stimate a partire
dai dati di monitoraggio in atmosfera, utilizzando i modelli di dispersione per ricavare la stima dell’entità delle
sorgenti di emissione. Ad esempio la norma tecnica EN 15445:2007 'Fugitive and diffuse emissions of common
concern to industry sectors — Fugitive dust emission rate estimates by Reverse Dispersion Modelling' (recepita
in Italia nel 2008: UNI EN 15445:2008 Emissioni da fughe e diffuse relative ai settori industriali Determinazione di sorgenti di polveri da fughe mediante metodo RDM (modello di dispersione inversa); questa
norma tecnica indica un metodo di modellazione inversa della dispersione per stimare le emissioni fuggitive di
di polveri grossolane e fini da sorgenti diffuse in impianti industriali o aree. L'applicazione necessita della
definizione di dati locali, come il numero, l'altezza e la larghezza delle fonti diffuse di polveri, le distanze del
campionamento e informazioni meteorologiche.
Sia nel caso dell’acciaieria di Servola, che dell’accieria studiata nel documento dell’ISPESL 52 le emissioni diffuse
con modifiche impiantistiche sono state drasticamente abbattute, per cui se con le modifiche impiantistiche
previste in ambito AIA anche per le Acciaierie Fonderie Cividalesi queste venissero abbattute un modello
diffusionale che comprenda anche queste emissioni sarebbe inutile. In questo caso i dati della centralina presso
la COOP avrebbero la funzione di monitorare l’efficacia degli interventi adottati.
50
(http://www.eea.europa.eu/publications/emep-eea-emission-inventory-guidebook-2009/part-b-sectoral-guidance-chapters/2industrial-processes/2-c-metal-industry/2-c-1-iron-and-steel-production-tfeip-endorsed-draft.pdf)
51
http://www.eea.europa.eu/publications/emep-eea-emission-inventory-guidebook-2009/part-b-sectoral-guidance-chapters/2industrial-processes/2-c-metal-industry/2-c-3-aluminium-production.pdf/view
52
“Una ulteriore valutazione è stata condotta con riferimento all’evoluzione produttiva e impiantistica di un forno EAF inserito nella
medesima struttura per individuare l’efficacia degli interventi di contenimento dell’impatto, in particolare dell’incremento della portata
dell’aspirazione secondaria e del miglioramento dell’efficienza di captazione dei fumi secondari
“Polveri prodotte”
Emissione canalizzata
Emissione diffusa
Emissione totale
Obiettivo IPPC (2% delle polveri prodotte)
1996
1500 kg/ h
12 + 2 kg/h
71 kg/h
85 kg/h 0,85 kg polveri/ t acciaio
2004
1800 kg/ h
15 + 3 kg/h
68 kg/h
2005
1800 kg/ h
15 + 3 kg/h
17 kg/h
Questi risultati indicano la possibilità di perseguire, nei sistemi attualmente in esercizio, risultati in linea con le “migliori tecnologie
disponibili” indicate dal IPPC, dove si ritengono accettabili fattori di emissione pari al 2% delle polveri prodotte”. tratto da Profilo di
rischio e soluzioni - Acciaieria elettrica” ISPESL -“ maggio 2005, a cura di Angelo Borroni -Dipartimento di Chimica, Materiali e
Ingegneria Chimica, Politecnico di Milano.
114
115
Moimacco
In appendice riportiamo integralmente un paragrafo realizzato dal CRMA dell’ARPA-FVG, per il già citato
documento di “Proposta di piano regionale di miglioramento della qualità dell’aria” nel quale è spiegato
dettagliatamente in cosa consiste la modellistica.
La modellistica
La dispersione di sostanze inquinanti nell'aria è un tema di notevole complessità. Infatti alla difficile
realizzazione di una descrizione unitaria dell'evoluzione dell'atmosfera terrestre a tutte le scale spaziali e
temporali, si aggiunge la difficoltà di riprodurre adeguatamente il gran numero di effetti macroscopici e
microscopici che caratterizzano il trasporto e la trasformazione delle sostanze inquinanti, le quali hanno
principalmente dimensioni microscopiche. Tale complessità viene attualmente affrontata facendo un uso
intensivo del calcolo numerico, cioè per mezzo della realizzazione di modelli fisico-chimici, i quali sono
tradotti in opportune equazioni matematiche che a loro volta sono risolte, sempre approssimativamente,
con metodi numerici al calcolatore. Questo approccio viene sintetizzato con il concetto di modello
numerico. Nell'affrontare la descrizione quantitativa dell'evoluzione dell'inquinamento atmosferico
emerge la necessità di rappresentare al meglio le caratteristiche dinamiche del mezzo nel quale gli
inquinanti sono immessi, ovvero l'aria. Da ciò si deduce il ruolo di primaria importanza delle variabili
meteorologiche, o climatiche a seconda del caso, dell'area geografica in cui avviene lo studio della
dispersione. Tale evidenza implica che i modelli numerici utilizzati per la simulazione della dispersione
degli inquinanti in atmosfera contemplano sempre una parte dedicata ai moti e alle proprietà
termodinamiche dell'aria. A partire da questa considerazione, i modelli di dispersione possono essere
distinti in due classi fondamentali:
• i modelli off-line;
• i modelli on-line.
La sostanziale differenza tra le due classi sta nel fatto che i modelli off-line usano i dati meteorologi,
ottenuti tramite una simulazione, come uno degli input per il calcolo della dispersione, quindi non ci sono
effetti degli inquinanti dispersi sui campi meteorologici usati. Nei modelli on-line, invece, la simulazione
meteorologica viene usata come input per quella dispersiva, ma essa stessa riceve degli input da quella
dispersiva. In quest'ultimo caso, tra le due simulazioni esiste accoppiamento (vedi figura seguente).
Come conseguenza pratica rilevante, per i modelli off-line si deve prima eseguire la simulazione
meteorologica o climatica e poi usarne i risultati per simulare la dispersione degli inquinanti. Inoltre la
stessa simulazione meteorologica può essere impiegata per eseguire altre simulazioni di dispersione
caratterizzate da diverse sorgenti. I tempi computazionali per l'esecuzione di una simulazione di
dispersione off-line sono distinguibili in due parti indipendenti: quella meteorologica e quella dispersiva.
Nei modelli on-line la simulazione meteorologica è svolta assieme a quella dispersiva. Ogni simulazione di
dispersione necessita anche l'esecuzione di quella meteorologica e il tempo computazionale delle due
componenti non è facilmente scorporabile. I modelli off-line sono computazionalmente meno esigenti e
complessi di quelli on-line, ma sono, in principio, meno aderenti alla realtà che intendono simulare. I
115
116
Moimacco
modelli on-line sono di più recente realizzazione rispetto a quelli off-line e sono meno diffusi. Tramite i
modelli on-line è possibile eseguire simulazioni che comprendono le delicate, ma importanti, interazioni
tra radiazione e materia ed in particolare il contributo che queste hanno sul bilancio energetico
atmosferico, al quale è intimamente legata la dinamica dell'aria. Dal punto di vista delle tecniche di
risoluzione delle equazioni fondamentali della dispersione, i modelli numerici sono classificabili secondo
tre tipi fondamentali:
• modelli gaussiani;
• modelli lagrangiani;
• modelli euleriani.
I modelli gaussiani hanno una lunga storia che ha origine parecchi decenni or sono, ma sono ancora tra i
più comuni. Il loro frequente impiego deriva dalla facilità di implementazione e dalla buona qualità dei
risultati che essi producono nel caso di sorgenti di inquinanti semplici e di dispersione su aree
caratterizzate da una orografia non articolata. Tra essi vi sono i modelli chiamati a “puff” che prevedono
l'immissione degli inquinanti con discontinuità. I modelli gaussiani simulano la turbolenza atmosferica
facendo uso di distribuzioni statistiche che disperdono l'inquinante rispetto alla traiettoria principale
individuata dal vento medio. I modelli lagrangiani descrivono la dispersione dell'inquinante immesso
nell'atmosfera seguendo l'evoluzione cinematica di volumi elementari d'aria. Computazionalmente ogni
volume elementare viene seguito nella sua traiettoria. In ciascun volume la concentrazione dei diversi
inquinanti viene descritta simulando la dispersione tramite dei processi stocastici. I modelli euleriani
adottano un approccio descrittivo complementare a quello lagrangiano. L'immissione dell'inquinante in
atmosfera e la sua evoluzione vengono descritte eseguendo la dispersione attraverso delle celle
elementari che sono mantenute fisse e solidali con il sistema di riferimento utilizzato per lo spazio in cui si
svolge la simulazione. Per quanto riguarda le reazioni chimiche e i processi fotochimici responsabili della
trasformazione degli inquinanti, l'attuale modellistica numerica si è fortemente concentrata sui modelli
euleriani. Tali modelli, pur essendo limitati nel raggiungere elevate risoluzioni spaziali e temporali, offrono
particolari vantaggi numerici per l'implementazione dei processi di trasformazione degli inquinanti. Tali
modelli sono essenziali per la descrizione dell'inquinamento su domini aventi l'estensione della nostra
Regione e per trattare contemporaneamente tutte le sorgenti d'inquinamento presenti sul territorio.
Alcuni modelli gaussiani e lagrangiani contemplano anche semplici trasformazioni degli inquinanti durante
la simulazione della dispersione. Lo studio dell'immissione in atmosfera da sorgenti localizzate, o di gruppi
di sorgenti collocate in una ristretta area geografica, sono esaurientemente trattabili con modelli del tipo
lagrangiano o gaussiano a puff. Le applicazioni più frequenti riguardano singoli impianti industriali o aree
industriali ad altra concentrazione, che in gergo vengono chiamate “hot spot”. I modelli euleriani, quelli
lagrangiani, e quelli gaussiani a puff, sono complementari, quindi essenziali per una verosimile descrizione
della dispersione degli inquinanti sul territorio della Regione Friuli Venezia Giulia, con la risoluzione
spaziale e temporale richieste da una realistica valutazione della qualità dell'aria e della sua evoluzione
futura.
Il Centro Regionale di Modellistica Ambientale, istituito presso l’ARPA con decreto del Direttore Generale
n. 274 del 16/11/2007 in base all’art. 5, della LR 16/07, qui di seguito indicato con il suo acronimo CRMA,
ha eseguito un approfondito studio sul numero e il tipo di modelli numerici necessari ad una adeguata
descrizione della dispersione degli inquinanti atmosferici sul territorio regionale. Durante lo studio sono
stati individuati i seguenti elementi imprescindibili a partire dai quali è stata programmata l'attività
modellistica del CRMA:
• la Regione è caratterizzata da una orografia complessa e da una conseguente meteorologia e
climatologia disomogenee;
• la Regione presenta sorgenti di inquinanti che sono sia di origine industriale che civile;
• in Regione sono presenti sorgenti di inquinanti sia di origine antropica che biogenica;
• il numero ed il tipo di emissione esistenti sul territorio regionale varia nel tempo;
• la geometria, la posizione e la durata delle sorgenti emissive varia molto passando da quelle puntuali e
116
117
Moimacco
permanentemente localizzate a quelle estese e variabili, fino a quelle solo ipotizzabili in quanto di origine
accidentale;
• la Regione presenta aree ad alta concentrazione di emissione, gli hot spot, e zone di fondo, ovvero aree
prive di emissioni antropogeniche;
• alla modellistica numerica viene richiesta la descrizione della qualità dell'aria in luoghi ed aree regionali
sprovvisti di sistemi di rilevamento in situ;
• alla modellistica numerica viene richiesta la previsione della dispersione degli inquinanti emessi dalle
sorgenti per periodi di tempo che vanno da alcune ore dal momento dell'immissione in atmosfera fino alle
proiezioni sulla qualità dell'aria per gli anni futuri;
• le simulazioni numeriche sulla dispersione degli inquinanti sono soggette ad incertezze che sono
dipendenti anche dal tipo di modello usato per la simulazione. Tali incertezze sono rilevanti quanto il
risultato stesso della simulazione.
A seguito dello studio preliminare, l'attività del CRMA si è focalizzata sull'implementazione e la validazione
di un insieme di modelli numerici che coprono tutte le classi qui sopra descritte. In estrema sintesi essi
sono:
• la catena modellistica CALMET-CALPUFF che appartiene al gruppo dei modelli off-line gaussiani a puff.
Tale catena simula gli effetti sul trasporto, la trasformazione e la rimozione degli inquinanti delle variazioni
spaziali e temporali delle condizioni meteorologiche. La catena viene applicata per simulazioni in terreno
non particolarmente complesso e a lungo raggio. Specifiche applicazioni riguardano gli hot spot,
l'installazione di nuove sorgenti, oltre ai rilasci accidentali;
• la catena modellistica MINERVE-SPRAY, afferente alla classe di modelli off-line di tipo lagrangiano, la
quale viene applicata allo studio della dispersione di inquinanti inerti su terreni molto complessi in cui
risiedono poche sorgenti localizzate. La catena è utile per lo studio ad alta risoluzione dell'impatto
ambientale di nuove sorgenti estremamente localizzate o di sorgenti già esistenti;
• la catena modellistica MINERVE-FARM, appartiene al tipo di modelli off-line euleariani. Il modello è
adatto agli studi sulla qualità dell'area sull'intero dominio regionale. L'applicabilità del modello anche in
modalità prognostica oltre che diagnostica lo rende utile anche per fornire elementi decisionali sul breve
periodo, per esempio alcuni giorni;
• il modello CAMx, il quale è un modello off-line euleriano utile alla valutazione della qualità dell'aria. La
sua applicazione fornisce un termine di paragone per le simulazioni della catena MINERVE-FARM. La sua
implementazione riguarda l'intero dominio regionale;
• il modello WRF, in particolare la sua estensione WRFchem, completano la suite di modelli. WRFChem è
un modello on-line comprendente complessi moduli per la simulazione della dispersione delle emissioni
biogeniche e di quelle antropogeniche. Molto avanzati sono i moduli per la simulazione di effetti
fotochimici. Ovviamente considera anche la dispersione di inquinanti inerti e può essere impiegato sia su
domini regionali che ad area limitata.
Come si può facilmente evincere dal numero e dalla tipologia di modelli individuati dal CRMA, la
simulazione riguardante la qualità dell'aria viene affrontata da tutti i punti di vista, a partire dalle
problematiche tipiche degli hot spot e dei siti industriali inseriti in contesti orografici complessi oppure
urbanizzati, proseguendo attraverso le sorgenti lineari ed areali dovute al traffico e alle attività
prettamente civili, fino alle tematiche dalle caratteristiche areali comparabili con quelle della nostra
Regione. La ricchezza dei modelli è uno degli elementi necessari alla valutazione dell'incertezza sulle
simulazioni realizzate ed il confronto tra le simulazioni fornisce la possibilità di quantificare l'errore della
previsione o della diagnosi eseguita tramite il modello. Certamente l'applicazione delle procedure utili ad
una quantificazione della qualità della simulazioni dipende dai tempi imposti all'esecuzione delle
simulazioni, dei loro confronti con le misure in situ e alle risorse computazionali disponibili.
Si deve ricordare che l'applicazione di una catena modellistica richiede tante più informazioni in ingresso
quanto più si desidera essa risulti aderente alla realtà che si vuole simulare. A titolo di esempio si consideri
in breve la catena modellistica CALMET-CALPUFF attualmente operativamente applicata al CRMA. Tale
117
118
Moimacco
catena, sintetizzata nella figura seguente mostra la complessità delle interazioni esistenti tra le diverse
sorgenti di dati e la loro provenienza. Alcune fonti di informazioni risiedono presso ARPA FVG, altre invece
sono acquisite esternamente attraverso la rete internet.
Il preprocessore meteorologico riceve in ingresso informazioni meteorologiche provenienti sia dalla
banche dati dell'ARPA sia da enti esterni che sono aggiornate quotidianamente. Al termine della
simulazione meteorologica i dati del catasto delle emissioni in atmosfera vengono assimilati dal modello
CALPUFF assieme ai risultati della simulazione meteorologica; successivamente viene simulata la
dispersione degli inquinanti. Degli opportuni post processori sintetizzano la notevole mole di dati prodotti
in mappe, grafici e tabelle.
Per studiare gli effetti dell’inquinamento sulla salute della popolazione si possono utilizzare metodi indiretti o
metodi diretti. Con i metodi indiretti si stima il rischio (o l’assenza di rischio) di effetti avversi sulla salute sulla
118
119
Moimacco
popolazione esposta correlati all’esposizione agli inquinanti misurati nell’area di residenza della stessa o si
stima il numero di malattie (incidenza di determinate malattie e mortalità per determinate cause correlabili
con gli inquinanti presenti) prevedibili teoricamente nella popolazione esposta ai livelli di inquinamento
misurati. Con i metodi diretti si misurano le variazioni del numero di malattie (incidenza di determinate
malattie e mortalità per determinate cause correlabili con gli inquinanti presenti) nella popolazione in base al
diverso grado di esposizione all’inquinamento della stessa; il diverso grado di inquinamento può essere
misurato o stimato in base alla distanza dalla fonte dell’inquinamento. I due metodi sono in una certa misura
complementari.
119
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Moimacco
Metodi indiretti
Con i metodi indiretti si è stimato il rischio ( o l’assenza di rischio) a cui è esposta la popolazione residente
nell’area attorno alla zona industriale, ai livelli di inquinamento rilevati dall’ARPA-FVG con il “Programma di
gestione ambientale”. Questa stima viene generalmente effettuata con il Risk Assessment o valutazione del
rischio che comporta diverse fasi: l’identificazione del rischio, la definizione dell’esposizione, la valutazione
dose-risposta e la caratterizzazione del rischio.
Per quanto riguarda l’identificazione del rischio sono stati scelti tutti gli inquinanti misurati dall’ARPA-FVG nel
corso del monitoraggio per i quali esistono valori guida tossicologici per la valutazione dose risposta. La via di
esposizione degli inquinanti attraverso le acque sotterranee non è stata considerata completa (cioè capace di
raggiungere bersagli umani) non essendoci nell’area pozzi di acquedotto o per uso potabile. La via attraverso il
suolo potrebbe essere completa, ma essendo le concentrazioni misurate dall’ARPA sempre inferiori alle
concentrazioni soglia di contaminazione (tranne in un punto su suolo ad uso industriale dove la concentrazione
di zinco ha superato la soglia più bassa per uso residenziale), anche questa via di esposizione non è stata
considerata. Si è quindi effettuata una valutazione di tossicità e una valutazione dose risposta con approccio
tossicologico per gli inquinanti monitorati in atmosfera. Avendo presente i limiti del calcolo che ha riguardato
solo i metalli pesanti (arsenico, cadmio, nichel, cromo, piombo, zinco) e il benzene, etilbenzene, toluene e
xileni, e che da comunque stime basate su un periodo limitato di misure (la stima considera che l’esposizione
misurata sia costante per tutta la vita della popolazione esposta), per questi inquinanti non si è rilevato un
superamento dei livelli di rischio cumulativo tossicologico e di rischio cancerogeno cumulativo come indicato
dall’Istituto Superiore di Sanità. In ogni caso per essere ancora più cautelativi nella stima si sono considerate
sempre le medie di concentrazioni più elevate, e il cromo è stato considerato tutto come esavalente (la forma
cancerogena) mentre è stato misurato come cromo totale e in atmosfera è in buona parte in forma trivalente
(non cancerogeno e meno tossico). Per il PM10 la valutazione del rischio può essere fatta solo con approccio
epidemiologico, impossibile con dati di monitoraggio per un periodo così limitato. Deve essere tenuto presente
che per il PM10 i livelli stabiliti come valore guida dall’Organizzazione Mondiale della Sanità nel 2005 sono 20
µg/m3 come media annua e i valori medi (in 2 mesi) rilevati in zona scolastica a Moimacco sono stati di 12
µg/m3. Le concentrazioni rilevate in campagne di monitoraggio successive a Grupignano e in Comune di
Moimacco sono risultate più elevate, inferiori di quelle riscontrate a Udine e simili ad altre aree di pianura. Le
concentrazioni rilevate dalla centralina in zona industriale sono ancora più elevate, ma sono misurate in
un’area senza residenti stabili e non direttamente utilizzabili in una valutazione del rischio con approccio
epidemiologico. Vanno comunque sottolineati i limiti della valutazione effettuata, che ha valore solo
orientativo.
Valutazione del rischio – Risk Assessment
Un metodo di studio indiretto degli effetti dell’inquinamento sulla salute è la valutazione del rischio o il risk
assessment. Il risk assessment può essere definito come “la caratterizzazione dei potenziali effetti negativi per
l’ambiente e la salute umana a seguito dell’esposizione ai pericoli ambientali”
Nelle pagine che seguono verranno illustrate le fasi di questo processo e l’applicazione dello stesso all’area
nella quale l’ARPA ha effettuato il monitoraggio.
L’analisi di rischio ambientale sanitario può essere qualitativa, semiquantitativa e quantitativa: quest’ultima
parte dall’ipotesi di identificare quantità e caratteristiche di contaminanti assunti dagli individui a seguito
dell’esposizione in modo da poter stimare il rischio nella popolazione di determinate malattie.
120
121
Moimacco
In linea generale questo tipo di analisi si sviluppa in quattro fasi:
Figura tratta da “Linee guida per la valutazione del rischio sanitario da fonti di inquinamento ambientale”- G.Blengio, S.
Falcone, R. Vangelista, A. Menegozzo. Regione Veneto Assessorato alle Politiche Sanitarie – Direzione per la Prevenzione;
Centro Tematico regionale di Epidemiologia Ambientale; Servizio Valutazioni esposizioni Ambientali – ARPA Veneto; ASL n.
22 Servizio di Epidemiologia.
La valutazione del rischio in generale segue lo schema riportato sopra; le varie fasi sono interconnesse e non
strettamente applicabili in sequenza.
Alcune agenzie ambientali e sanitarie come l’US-EPA (United States Environment Protection Agency) l’ATSDR
(Agency for Toxic Substances and Disease Registry) degli Stati Uniti e in Italia APAT (l’Agenzia per la Protezione
dell’Ambiente e i Servizi Tecnici nazionale) per i siti contaminati, hanno poi formalizzato nel dettaglio il
processo che è sintetizzato nella figura sopra riportata. Poiché nelle pagine seguenti si farà riferimento a valori
di tossicità e specifiche procedure indicate dall’US-EPA (Risk Assessment), dall’ATSDR (Public Health
Assessment) e dall’APAT-ISS (Analisi di rischio sanitario ambientale), anche se lo schema di base della
valutazione del rischio è quello riportato nella figura precedente devono essere messe in evidenza le differenze
tra questi processi di valutazione del rischio. Tra il processo di public health assessment dell’ATSDR e il risk
assessment dell’EPA vi sono delle deliberate differenze in quanto le due agenzie hanno scopi distinti che
richiedono obiettivi diversi per le loro valutazioni.L’EPA (Environmental Protection Agency) è l’agenzia della
protezione dell’ambiente degli Stati Uniti ed ha come obiettivo ad esempio definire i livelli accettabili di
inquinamento o obiettivi di bonifica in siti contaminati o i limiti ammissibili di scarichi di reflui industriali;
l’ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry) agenzia per le sostanze tossiche e il registro di
malattie, è un’ agenzia del Ministero della Salute degli Stati Uniti ed ha come obiettivo una valutazione dello
stato di salute della popolazione Il public health assessment dell’ATSDR è un processo per ottenere le
informazioni sui rischi per la salute di una popolazione esposta a inquinanti. La valutazione dello stato di salute
può prevedere anche raccomandazioni per le azioni necessarie per tutelare la salute pubblica.
121
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Moimacco
L’analisi di rischio sanitario ambientale definita dall’APAT (l’Agenzia per la Protezione dell’Ambiente e i Servizi
Tecnici nazionale) con l’ISS (Istituto Superiore di Sanità), l’ISPESL (Istituto Superiore Prevenzione e Sicurezza sul
Lavoro) e le ARPA regionali, pur seguendo anch’essa lo schema di base riportato nella figura alla pagina
precedente, differisce dai procedimenti cui si è accennato prima ed è finalizzata all’analisi dei siti contaminati
(definisce appunto degli obiettivi di bonifica di siti contaminati nella matrice suolo). Le indicazioni tecniche per
l’applicazione dell’analisi di rischio sono ricavate dalla procedura RBCA (“Risk Based Corrective Action”)
descritta negli standard ASTM E-1739-95, PS-104-98, E 2081-00, sia in modalità diretta (forward), ovvero per il
calcolo del rischio per l’uomo associato alla presenza di contaminanti nelle matrici ambientali, sia in modalità
inversa (backward), ovvero per il calcolo degli obiettivi di bonifica sito-specifici. Come viene precisato nella
guida per applicare questo metodo (“Criteri metodologici per l’applicazione dell’analisi assoluta di rischio ai siti
contaminati” -revisione 2, marzo 2008) la procedura non è tecnicamente applicabile alle seguenti situazioni:
• valutazione dell’efficienza/efficacia di interventi di messa in sicurezza d’emergenza e/o di interventi che
implicano esposizione a breve termine;
• valutazione del rischio per l’uomo associato a situazioni di contaminazione diffusa (sorgente/i non
identificabili e delimitabili, ad es.: contaminazione derivante da pratiche agricole);
• valutazione della sicurezza nei cantieri di lavoro;
• valutazione del rischio potenziale per l’uomo associato alla presenza di valori di background diffuso.
Nelle pagine seguenti descriveremo in sintesi le 4 fasi del processo di valutazione del rischio:
1)
2)
3)
4)
l’identificazione del rischio;
la definizione dell’esposizione
e la valutazione dose-risposta;
la caratterizzazione del rischio.
1) Identificazione del rischio
L’individuazione del rischio ha come obiettivo la definizione delle caratteristiche della contaminazione in
termini di tipologia di inquinanti, distribuzione spaziale e livelli di concentrazione degli stessi ed ha come
risultati la definizione dei contaminanti indice o indicatori di esposizione; per sviluppare questa fase occorre
raccogliere informazioni sulle attività presenti e passate che si svolgono nell’area di studio, correlazione tra
attività e tipo, localizzazione ed estensione della contaminazione, livelli di contaminazione nelle diverse matrici
ambientali, caratteristiche ambientali del sito (idrogeologiche, meteoclimatiche, ecc.). E’ necessario inoltre
esaminare la letteratura scientifica su casi simili a quello in studio.
La fase di identificazione del rischio può comportare anche una selezione dei contaminanti misurati con le
analisi ambientali nelle diverse matrici (aria, acque superficiali e sotterranee, sedimenti, suolo, alimenti) e per
individuare quelli che hanno un significativo effetto sulla salute.
Questa azione è però strettamente connessa con altre fasi successive del processo di valutazione del rischio.
I contaminanti indice (COC – Chemical of Concern) sono set di sostanze che costituiscono la maggior fonte di
rischio di un sito. I criteri di scelta dei COC sono: a) tossicità, persistenza, mobilità; b) prevalenza (come
distribuzione e concentrazione media e massima nello spazio); c) coinvolgimento nelle esposizioni più
significative ;d) frequenza di determinazione; e) legame con le attività che interessano ed hanno interessato il
sito; f) trattabilità.
- Il criterio US-EPA – United States Environmental protection Agency – (1989) per la scelta dei COC è quello di
escludere: a) le sostanze che, al termine dell’indagine sul sito, risultino presenti con una frequenza minore o
uguale al 5%; b) le sostanze il cui contributo al rischio totale, per ciascun comparto, risulta inferiore a un limite
percentuale dell’1%.
- L’ATSDR utilizza invece una analisi di screening nella quale le concentrazioni di inquinanti rilevate vengono
confrontate con dei valori guida specifici per le diverse matrici ambientali (acqua, suolo, sedimenti, aria,
122
123
Moimacco
alimenti) dette EMEGs o CREGs per sostanze cancerogene (se mancano questi valori guida per alcune sostanze
si utilizzano in seconda scelta altri valori, ad esempio MREGs o valori determinati da altre agenzie ambientali,
secondo una ben definita gerarchia di opzioni). Se i valori guida ambientali vengono superati (e se la via di
esposizione è completa, cioè in sintesi se gli inquinanti raggiungono effettivamente i bersagli umani attraverso
le matrici ambientali) si passa alla valutazione sanitaria degli inquinanti.
- Anche in Italia nei siti contaminati (come previsto nel DLgs 152/06 e con i metodi formalizzati dall’APAT) si
confrontano i valori misurati nelle matrici ambientali con dei valori definiti CSC o Concentrazioni Soglia di
Contaminazione nelle matrici ambientali (terreni per uso residenziale o commerciale, acque sotterranee); se le
CSC vengono superate si procede nell’analisi di rischio sito specifica se non sono superate si considera il sito
non contaminato. Dell’analisi di screening e del significato di EMEGs, CREGs e altri valori guida, si parlerà più
ampiamente nel paragrafo successivo 4.”Caratterizzazione del rischio”; l’analisi di screening è una fase del
processo di Public Health Assessment come definito dall’ATSDR ed è applicato a migliaia di siti inquinati (nelle
diverse matrici ambientali) negli Stati Uniti; i risultati di tali studi sono reperibili al sito:
http://gis.cdc.gov/ncehatsdrwebmaps/Main2.aspx.
2) Definizione dell’esposizione
2.1) La definizione dell’esposizione consiste nell’individuazione delle sorgenti dell’inquinamento (puntuali,
areali, ecc.), delle matrici contaminate (aria, acqua, suolo, alimenti), dei punti di esposizione (ovvero i punti nei
quali la popolazione o i bersagli umani entrano in contatto con gli inquinanti), delle modalità di esposizione
(ovvero come gli inquinanti entrano nell’organismo – inalazione, ingestione, contatto-) e dei ricettori (ovvero
qual è la popolazione che entra in contatto con gli inquinanti). In base a questi dati si deve determinare se la via
di esposizione è completa o incompleta (o solo potenziale) e se l’esposizione è passata presente (o futura). Se
la via di esposizione non è completa va eliminata dalla valutazione.
Nome del
percorso di
esposizione
Elementi del percorso di esposizione
Punto di esposizione
Popolazione potenzialmente
esposta
Matrice o mezzo
ambientale
Via di
esposizione
Aria ambiente
Aria
Aria
Residenti
Inalazione
Aria indoor
Aria
Aria indoor
Residenti
Inalazione
Suolo
superficiale
Suolo
Bambini e Residenti
Ingestione
Suolo profondo
Suolo
Acquedotto
pubblico
Acque di acquedotto
(sotterranee e/ o
superficiali, trattate o
non trattate)
Terreni per uso Residenziale
Ricreazionale Industriale e
commerciale Agricolo
Pozzi privati
Acque sotterranee
Acque
superficiali
Catena
alimentare
(Biota)
Alimenti
Tempo
dell’esposizione
Passato, Presente,
Futuro
Passato, Presente,
Futuro
Passato, Presente,
Futuro
Ingestione
Passato, Presente,
Futuro
Utenti dell’acquedotto
Ingestione
Passato, Presente,
Futuro
Utenti di pozzi privati
Ingestione
Inalazione
Contatto
dermico
Passato, Presente,
Futuro
Alimenti
Consumatori di prodotti
coltivati o animali allevati
nell’area
Ingestione
Passato, Presente,
Futuro
123
124
Moimacco
2.2) Nella definizione dell’esposizione deve essere calcolata la concentrazione al punto di esposizione (CPOE) e
la dose dei contaminanti ai recettori (espressa anche come assunzione cronica giornaliera del contaminante:
CDI) attraverso percorsi definiti. Per i motivi sopraccitati, nella situazione esaminata nella Zona Industriale di
Cividale e Moimacco, come verrà spiegato nei paragrafi successivi, escludiamo il percorso attraverso suolo e
acque sotterranee e/o superficiale e quindi l’esposizione per ingestione e contatto dermico e i rispettivi RfD e
SL; (l’ingestione comprenderebbe anche l’ingestione di cibo contaminato attraverso suolo e acqua a loro volta
contaminate – l’analisi di questo rischio è molto complessa, ma al momento non è stata considerata dato che il
monitoraggio ARPA non ha rilevato contaminazione di suolo e acque).
Per definire la portata effettiva di esposizione da inalazione di polveri contaminate o di contaminanti in fase di
vapore outdoor si utilizza la seguente formula:
m³
EM [
Bo X EFg X EF X ED
]=
Kg X giorno
BW x AT x 365
giorni
anno
Dove EM è la portata effettiva di esposizione per via inalatoria in ambiente outdoor (in m³/(kg·giorno);
Bo il tasso di inalazione outdoor (in m³/ora);
EFg la frequenza giornaliera di esposizione outdoor (in ore/giorno);
EF la frequenza di esposizione (in giorni/anno)
ED rappresenta la durata dell’esposizione (in anni);
BW il peso corporeo (in kg);
AT il tempo medio di esposizione (in anni);
Sono riportati i fattori di esposizioni utilizzati dall’ATSDR:
124
125
Moimacco
Nella tabella seguente sono evidenziati i fattori di esposizione per inalazione di aria esterna (Aria outdoor o AO)
tratta da “Criteri metodologici per l’applicazione dell’analisi assoluta di rischio ai siti contaminati” APAT – Rev. 2
Agosto 2008.
FATTORI DI ESPOSIZIONE (EF)
Simbolo
Fattori comuni a tutte le modalità di esposizione
Peso corporeo
BW
Tempo medio di esposizione per le
ATc
sostanze cancerogene
Tempo medio di esposizione per le
ATh
sostanze non cancerogene
Inalazione di Aria Outdoor (AO)
Durata di esposizione
ED
Frequenza di esposizione
EF
Frequenza giornaliera di
EFgo
esposizione outdoor
Inalazione outdoor
Bo
Frazione di particelle di suolo nella
Fsd
polvere
Inalazione di Aria Indoor (AI)
ED
EF
Frequenza giornaliera di esposizione EFgi
indoor
Inalazione indoor
Bi
Frazione indoor di polvere
Fi
Ingestione di Suolo (SS)
ED
EF
Frazione di suolo ingerita
FI
Tasso di ingestione di suolo
IR
Unità di
Misura
Residenziale
Adulto Bambino
Ricreativo
Adulto Bambino
Commerciale/Industriale
Adulto
Kg
anni
70
70
15
70
70
70
15
70
70
70
anni
ED
ED
ED
ED
ED
anni
giorni/anno
ore/giorno
24
350
24
6
350
24
24
350
3
6
350
3
25
250
8
0,9 (a)
1
0,7(a)
1
3,2
1
1,9
1
2,5 (b)
1
anni
giorni/anno
ore/giorno
24
350
24
6
350
24
-
-
25
250
8
m³/ora
adimensionale
0,9
1
0,7
1
-
-
0,9 (b)
1
anni
Giorni/anno
adimensionale
Mg/giorno
24
350
1
100
6
350
1
200
24
350
1
100
6
350
1
200
25
250
1
50
m³/ora
adimensionale
(a) )In caso di intensa attività fisica, in ambienti residenziali outdoor, si consiglia l’utilizzo di un valore
maggiormente conservativo, pari a 1,5 m3 /ora per gli adulti, e di 1,0 m3 /ora per i bambini.
(b)Il tasso di inalazione pari a 2,5 m3 /ora è da utilizzare nel caso di dura attività fisica; mentre, nel caso di
attività moderata e sedentaria è più opportuno utilizzare un valore rispettivamente pari a 1,5 e 0,9 m3 /ora
(*) Tale parametro è una proprietà specifica della specie chimica esaminata. Nonostante ciò, alcuni testi come
anche il Manuale Unichim, propongono di associare a tale parametro un valore pari a 0,1 per le sostanze
organiche e pari a 0,01 per le sostanze inorganiche.
La portata effettiva di esposizione (EM) deve essere moltiplicata per la concentrazione dell’inquinante calcolata
in corrispondenza del punto di esposizione (Cpoe), (nel nostro caso la concentrazione in atmosfera).
Per calcolare l’effettiva esposizione (E), rappresentata come assunzione cronica giornaliera del contaminante (o
CDI) si deve moltiplicare la portata effettiva di esposizione per la concentrazione del contaminante calcolata in
corrispondenza del punto di esposizione con la seguente formula:
E = Cpoe X EM
Dove EM è la portata effettiva di esposizione per via inalatoria in ambiente outdoor (in m³/(kg·giorno); Cpoe la
concentrazione dell’inquinante calcolata in corrispondenza del punto di esposizione.
125
Moimacco
126
3) Valutazione dose risposta
La valutazione dose risposta dei contaminanti scelti come indicatori di esposizione, dopo aver determinato
l’esposizione effettiva della popolazione ai contaminanti serve per stimare il rischio sulla popolazione di
contrarre malattie correlabili alle specifiche esposizioni misurate ovvero per effettuare la caratterizzazione del
rischio. Queste fasi sono legate tra loro. I valori tossicologici da prendere in considerazione per l’analisi del
rischio sanitario ambientale sono:
a) per gli effetti non cancerogeni gli MRLs (minimum risk levels) e per le sostanze cancerogene i CSF (Cancer
Slope Factor) dell’ATSDR. sono i valori tossicologici utilizzati nel processo di Public Health Assessment per il
confronto con le concentrazioni in corrispondenza dei punti di esposizione. In una fase preliminare del
processo l’ATSDR propone dei valori di confronto ambientali derivati dagli MRL e dai CSF, dei quali si è
accennato nel paragrafo sull’’”Identificazione del rischio” in quanto sono utilizzati con funzione di screening per
eliminare dalla valutazione gli inquinanti che hanno concentrazioni inferiori ad essi (e sono quindi considerati
preliminarmente sicuri per la salute pubblica): questi valori sono gli EMEGs (Environmental media guidance)
per gli effetti non cancerogeni e i CREGs per gli effetti cancerogeni. Del loro utilizzo si parlerà nel prossimo
paragrafo “Caratterizzazione del rischio”, ma è opportuno anticipare che gli EMEG per via inalatoria sono uguali
ai corrispettivi MRL. 53, e si può derogare alla regola di eliminare dalla valutazione gli inquinanti sotto questi
valori soglia. L’ATSDR ha definito una ben precisa gerarchia di opzioni nell’utilizzo di valori di confronto
alternativi a quelli sopraccitati, se i valori sopraccitati sono mancanti per determinate sostanze.
b) Le RfD (Reference Dose) per gli effetti non cancerogeni o RfC (Reference Concentration) per l’esposizione
per via inalatoria e per le sostanze cancerogene i CSF (Cancer Slope Factor) o gli UCR (Unit Cancer Risk) o IUR
53
Le linee guida ambientali (EMEG e CREGs) sono derivate dalle linee guida sanitarie e rappresentano concentrazioni di una sostanza (in
acqua, suolo ed aria) a cui gli esseri umani possono essere esposti attraverso una particolare modalità di esposizione durante uno
specifico intervallo di tempo senza sperimentare effetti nocivi per la salute. Esposizioni acute sono definite quelle di 14 giorni o meno;
esposizioni intermedie sono quelle che durano da 15 giorni ad un anno; esposizioni croniche sono quelle che durano più di un anno. Le
linee guida ambientali dell’ ATSDR includono “Environmental Media Evaluation Guides” (EMEGs) e “Cancer Risk Evaluation Guides”
(CREGs).
Il valore guida ambientale nella matrice acqua è definito dalla seguente formula
EMEGw = (MRL *BW)/IR
Dove EMEGw = water evaluation guide o valore guida per la valutazione della concentrazione in acqua della sostanza considerate in
(mg/L); MRL = minimal risk level (mg/kg/die); BW = peso corporeo (kg) (per i bambini l’ATSDR definisce un peso corporeo di riferimento
di 10 kg, per gli adulti 70 kg); IR = quantità di acqua ingerita in un giorno (L/die) (per i bambini l’ATSDR definisce una quantità di
riferimento di 1 litro al giorno, per gli adulti 2 litri al giorno) I valori di BW e di IR sono analoghi ai fattori di esposizione di cui si è trattato
nel paragrafo precedente.
I valori Air EMEG (EMEG per l’esposizione per via inalatoria) di sostanze contaminanti presenti in aria deriva dai valori di MRL riportati
nei profili tossicologi del ATSDR o nella banca dati dell’ATSDR HazDat. I MRLs inalatori cronici sono espressi in microgrammi per metro
3
cubo (µg/m ) o parti per miliardo (ppb) I valori Air Emegs per le sostanze chimiche sono identici agli MRL, e non è richiesta alcun calcolo
matematico per ottenerli dagli MRL. Lo stesso valore di EMEG è utilizzato per tutte le fasce di popolazione
Per le sostaze cancerogene invece i valori guida ambientali definiti dall’ATSDR sono i CREG; questi sono valori di confronto matrice
specifici usati per identificare le concentrazioni di sostanze cancerogene alle quali è improbabile che si evidenzi in aumento dei tassi di
cancro in una popolazione esposta La formula dalla quale deriva il l CREG nella matrice acqua è
CREGw/s = (TR * BW)/(IR * CSF)
Dove CREGw/s = cancer risk evaluation guide in (mg/L o mg/kg); TR = target risk level o livello di rischio stimato sul quale si calcola il
CREG (dato che per l’esposizione alle sostanze cancerogene teoricamente non mai c’è un rischio zero); è un equivalente del rischio
-6
accettabile ovvero un caso di tumore su un milione di esposti per tutta la vita (10 ); BW = peso corporeo (kg) (per i bambini l’ATSDR
definisce un peso corporeo di riferimento di 10 kg, per gli adulti 70 kg); IR = quantità di acqua ingerita in un giorno (L/die) (per i bambini
l’ATSDR definisce una quantità di riferimento di 1 litro al giorno, per gli adulti 2 litri al giorno)
I valori di Air CREGs (o CREGs per via inalatoria sono derivati dalla seguente formula:
CREG= TR/IUR dove CREG Air= cancer risk evaluation guide in aria (µg/metro cubo) TR = target risk level o livello di rischio stimato sul
quale si calcola il CREG (dato che per l’esposizione alle sostanze cancerogene teoricamente non mai c’è un rischio zero); è un
equivalente del rischio accettabile ovvero un caso di tumore su un milione di esposti per tutta la vita e IUR e l’inalation unit risk
3 -1
ovvero l’unità di rischio cancerogeno aggiuntivo ricavata dal data base tossicologico IRIS dell’US-EPA (si esprime in (µg/m )
126
Moimacco
127
(Inhalation Unit Risk) in genere per l’esposizione per via inalatoria, valori definiti dall’US-EPA. I CSF e IUR sono
utilizzati anche dall’ATSDR.
c) Vanno poi considerati anche altri valori di confronto come le Air Quality Guidelines
dell’OMS, o i valori della banca dati tossicologica ISS ISPESL (che sono comunque sempre RfD o Rfc e SF
ricavati dall’analisi di diverse banche dati tossicologiche).
3.1) I MRLs (minimum risk levels) sono i valori tossicologici utilizzati nel processo di Public Health Assessment
per il confronto con le concentrazioni in corrispondenza dei punti di esposizione.
Questi livelli di concentrazioni sono definibili come una stima dell’esposizione giornaliera a sostanze pericolose
che si ritiene priva di un rischio apprezzabile di effetti sulla salute di tipo non cancerogeno per un determinato
periodo di esposizione.
Questi valori sono calcolati secondo la seguente formula:
NOAEL (LOAEL)
MRL = --------------------------(MFxUF)
Dove NOAEL (No Observable Adverse Effect Level) è una concentrazione soglia sotto la quale non danno effetti
sanitari indesiderati LOAEL (Lowest-Observed-Adverse-Effect Level, - il più basso livello di esposizione al quale
ci sono effetti sanitari avversi osservabili nella popolazione esposta rispetto al gruppo di controllo. UF e il
fattore di incertezza e MF il fattore modificatore
.Il fattore di incertezza (UF) è simile a quello utilizzato dall’US-EPA per definire le RfD (e anche dall’OMS per
calcolare i valori delle Air Qualità Guidelines). Nella stima del valore di MRL tengono conto dell’incertezza
dovuta a: a) variazioni all’interno di una popolazione umana; generalmente è un fattore 10, ma se è basato su
studi epidemiologici su una popolazione numerosa può essere ridotto a 3 o a 1 se su studi su una
sottopopolazione particolarmente suscettibile; b) incertezza nell’estrapolazione di dati da animali all’uomo; in
genere un fattore 10 ma può essere ridotto a 3 o ad 1 se gli effetti su animali sono simili a quelli sull’uomo alle
stesse concentrazioni c) incertezza nell’estrapolazione dei dati ottenuti da estrapolazione da esposizioni acute,
intermedie o croniche; il fattore è variabile sulla base di giudizi scientifici; d) incertezza nell’estrapolazione da
LOAEL (Lowest-Observed-Adverse-Effect Level, - il più basso livello di esposizione al quale ci sono effetti sanitari
avversi osservabili nella popolazione esposta rispetto al gruppo di controllo) anziché da NOAEL; quando i dati
sono incompleti a differenza dell’EPA non viene utilizzato il fattore di incertezza.
Non vengono inoltre effettuate estrapolazioni da diverse vie di esposizione (mentre l’US-EPA quando le
informazioni su una via specifica di esposizione ricava i RfD da estrapolazioni da un'altra via, ad esempio utilizza
dati per esposizioni per via inalatoria in esposizioni per ingestione). 54
Viene infine anche utilizzato un fattore di modificazione che riflette le incertezze scientifiche degli studi o dei
dati non esplicitamente considerati nel UF.
Per le sostanze chimiche che si trovano in forma di vapore alla temperatura e pressione standard (definita STP)
i valori sono espressi in parti per miliardo (ppb) per le sostanze chimiche che si trovano allo stato solido alla
stessa temperatura e pressione sono espressi in (µg/m3) Il fattore di conversione da µg/m3 a ppb è il seguente:
C µg/m3 = Cppb x (MW/24,45)
Dove C µg/m3 è la concentrazione in µg/m3, Cppb è la concentrazione in ppb e MW è il peso molecolare della
sostanza in grammi/mole.
54
“Minimal risk levels (MRLs) for hazardous substances” – C.-H. Selene J. Chou, James Holler and Christopher T. De Rosa – J Clean
Technol. Toxicol. & Occup. Med Vol. 7 No. 1 1998.
127
128
Moimacco
A differenza dei valori dell’EPA (i RfD) che sono generalmente sempre per esposizioni croniche (da 7 a 70 anni)
gli MRLs inoltre sono calcolati per esposizione cronica (più di 365 giorni), intermedia (15 – 364 giorni) e acuta
(1-15 giorni).
3.2) La RfD o Reference Dose (o RfC Reference Concentration per gli inquinanti areodispersi) è la dose di
sostanza tossica per la quale non vengono riportati effetti avversi per la popolazione esposta alla sostanza
stessa per tutta la vita; è utilizzata per sostanze che hanno una concentrazione soglia sotto la quale non danno
effetti sanitari indesiderati che viene definita NOAEL (No Observable Adverse Effect Level). Il NOAEL è ricavato
da studi tossicologici su animali o più raramente studi su lavoratori esposti per periodi di tempo limitati (effetti
sub-cronici). Anche le RfD come gli MRL sono calcolate dividendo il NOAEL per un fattore di incertezza (UF) a
sua volta moltiplicato per un fattore di modificazione (MF); i fattori di incertezza, generalmente con valore 10,
tengono conto di: a) variazioni nella suscettibilità tra membri di una popolazione umana (ad esempio variabilità
intraspecifica o individuale; b) incertezza nell’estrapolazione di dati da animali all’uomo; c) incertezza
nell’estrapolazione dei dati ottenuti da studi nei quali la durata dell’esposizione non era tutta la vita (ovvero
estrapolazione da esposizioni subcroniche ad esposizioni croniche); d) incertezza nell’estrapolazione da LOAEL
(Lowest-Observed-Adverse-Effect Level, - il più basso livello di esposizione al quale ci sono effetti sanitari
avversi osservabili nella popolazione esposta rispetto al gruppo di controllo) anziché da NOAEL; incertezza
nell’estrapolazione quando i dati sono incompleti. Il Fattore di modificazione (MF – Modifying Factor) riflette le
incertezze scientifiche degli studi o dei dati non esplicitamente considerati nell'UF; il Fattore di Modificazione
va da 1 a 10 e il valore di default è 1; l’utilizzo di questo fattore nella definizione di RfC o RdC è stato comunque
interrotto dal 2004. (da IRIS – Integrated Risk Information System dell’US – EPA)
Il concetto di RfD è volto soprattutto a proteggere l’uomo da esposizioni a lungo termine (da 7 a 70 anni) nei
confronti di una sostanza tossica. Recentemente è stato sviluppato anche il concetto di RfD subcronica che vale
per esposizioni di più breve termine (da 2 settimane a 7 anni) .
Per la via di esposizione inalazione, è possibile esprimere la tossicità della sostanza anche in termini di RfC,
Reference Concentration [mg/m3], stima dell’esposizione continua a cui è sottoposto l’uomo che non produce
effetti avversi durante tutto il corso della vita. Ognuno dei due parametri (RfD e RfC) è perfettamente
derivabile dall’altro, infatti, si ha che:
20 m³/giorno
RfC = RfD
70 kg
Curva di correlazione dose-risposta: A - contaminante non cancerogeno; B - contaminante cancerogeno;SF: Slope Factor;
RfD Reference Dose; UF Uncertainty Factor; MF Modifying Factor. Tratto da “Fondamenti teorici dell’analisi di rischio in
rapporto al contesto normativo” Eleonora Boccaloni – Istituto Superiore di sanità Reparto Suolo e Rifiuti.
Lo SL o Slope Factor o Cancer Slope Factor (CSF) definisce la dose risposta di sostanze cancerogene ed è
precisamente la tangente del tratto rettilineo, estrapolata a basse dosi nella relazione dose-risposta per le
sostanze cancerogene, che rappresenta il rischio di cancro riferito ad una dose unitaria della sostanza per tutta
la vita. Con la Slope Factor viene definito il rischio cancerogeno o meglio l'incremento di probabilità di
128
Moimacco
129
contrarre un tumore nel corso della vita a causa dell'esposizione ad una singola sostanza, dato dal prodotto
della dose media giornaliera (calcolata per la durata della vita e per una specifica via di esposizione) per la
tangente SF della correlazione dose-risposta. E’ una probabilità e degli intervalli di confidenza di questa
probabilità vengono considerati i limiti di confidenza superiori al 95% (cioè i più cautelativi).
L’Unit Risk: è l’unità di rischio cancerogeno aggiuntiva ovvero la stima di casi aggiuntivi di cancro in una
popolazione esposta per tutta la vita alla concentrazione di una sostanza cancerogena di 1 µg/L in acqua, o 1
µg/m3 in aria. L’ unit risk si interpreta nel seguente modo: se l’unit risk = 2 x 10-6 per µg/L, significa che sono
attesi 2 casi di tumore (come limite di confidenza superiore della stima, e quindi il più cautelativo) ogni
1.000.000 di persone esposte ogni giorno per tutta la vita a 1 µg della sostanza cancerogena litro di acqua
potabile.
3.3) Altri valori guida definiti da organismi internazionali o normative si fondano su questi dati come ad
esempio le Air Quality Guidelines dell’OMS
Nell’analisi di rischio sanitario ambientale dell’APAT lo strumento per identificare le proprietà tossicologiche
degli inquinanti monitorati è la banca dati ISS-ISPESL; questa banca dati è stata realizzata per l’analisi di rischio
sanitaria ambientale basandosi su 4 criteri e su 4 banche dati. 55
Anche in questo caso abbiamo RfD per ingestione, RfD inalatori e SF Slope Factor per ingestione e per
inalazione Nella banca dati ISPESL-ISS sono riportati i valori della RfD per inalazione e ingestione.
Per quanto riguarda il valore della RfD dermica essa si è posta pari alla RfD per ingestione.
55
Per la predisposizione della banca dati ISPESL (Istituto Studi Prevenzione e Sicurezza sul Lavoro)- ISS (Istituto Superiore di Sanità) sono
state presi come riferimento di base i valori delle proprietà chimico fisiche e tossicologiche dei software per l’analisi del rischio
sanitario-ambientale RBCA Tool Kit ver.1.2, BP-RISC ver. 4.0, ROME ver 2.1, Giuditta ver. 3.0 e del documento “Soil Screening Guidance
Background Document” (U.S. Environmental Protection Agency, 1996) . Sono inoltre state esaminate le banche dati IRIS (U.S.EPA),
HEAST (U.S. EPA) RAIS (RISk Assesment Information System che utilizza dati U.S. EPA). I quattro criteri adottati per selezionare i valori
sono i seguenti: 1) se i valori proposti dalle 5 banche dati sono risultati tutti concordi il valore è stato riportato nella banca dati ISSISPESL; 2) Se i valori proposti dalle cinque banche dati non sono risultati concordi, pur facendo riferimento alla stessa fonte bibliografica,
è stata consultata quest’ultima per selezionare il valore fornito dalla fonte stessa; 3) se i valori delle cinque banche dati non sono
risultati concordi in quanto estratti da diverse fi bibliografiche sono state consultate queste, in modo da selezionare il valore proposto
dalla fonte più attendibile in termini di riconoscimento internazionale ed aggiornamento del database; 4) Nei restanti casi è stato
selezionato il valore più conservativo in termini di rischio per la salute umana (tratto da Appendice O – proprietà chimico-fisiche e
tossicologiche – “Criteri metodologici per l’applicazione dell’analisi assoluta di rischio ai siti contaminati” - APAT - Agenzia per la
Protezione dell’Ambiente e per i Servizi Tecnici – Revisione 1 – Luglio 2006).
129
130
Moimacco
4) Caratterizzazione del rischio
La caratterizzazione del rischio può essere effettuata con
a) un approccio tossicologico
b) un approccio epidemiologico
a) Approccio tossicologico
L’approccio tossicologico può consistere in una prima fase nel il semplice confronto delle concentrazioni
misurate con valori guida In particolare nella procedura di risk assessment definita dall’ATSDR ed applicata in
tutti i casi di inquinamento negli Stati Uniti, questa fase è definita come valutazione degli effetti di salute e
comprende una prima analisi di screening ed una eventuale analisi approfondita. L’analisi di screening (Public
Health Assessment Guidance Manual- Chapter 7: Health Effects Evaluation: Screening Analysis) comprende due
fasi.
1) Nella prima si effettua un confronto con le linee guida ambientali ovvero si confrontano le concentrazioni
delle sostanze individuate con valori matrice-specifici derivati da valori di esposizione standard. (per l’ATSDR gli
EMEGs e CREGs per sostanze cancerogene; gli EMEGs per via inalatoria sono identici agli MRLs cronici inalatori
corrispettivi).
2) Nella seconda fase si effettua un confronto con le linee guida sanitarie; ciò implica una stima delle dosi di
esposizione e il confronto di queste con valori guida basati sulla dose. Se nell’analisi di screening le sostanze
non superano i valori di confronto non è necessaria una ulteriore analisi, se li superano è necessaria una analisi
approfondita.
I valori di confronto non vanno però utilizzati per predire effetti avversi per la salute. Questi valori servono
solamente come linee guida per fornire uno screening iniziale della esposizione umana alle sostanze. Anche se
le concentrazioni che sono uguali o inferiori al valore di riferimento possono essere considerate sicure, ciò non
significa che ogni concentrazione ambientale che supera il valore di confronto produca effetti negativi per la
salute.
Gli MRL dell’ATSDR sono derivati da calcoli per esposizioni continue di 24 ore al giorno esposizioni. In molti casi,
l'esposizione per inalazione in un sito può essere minore di 24 ore al giorno. Pertanto, l'uso di EMEGs inalatori
basato sui MRL per valutare queste situazioni può fornire un approccio conservativo nell'identificazione di
contaminanti con un potenziale effetto sulla salute.
Relativamente ad alcune sostanze chimiche, ci possono essere dei dati di tossicità sperimentale per la sostanza
somministrata per via orale, ma non i dati di tossicità per la sostanza somministrata per inalazione. Nella
tossicità dei prodotti chimici per l'ingestione orale rispetto a inalazione ci possono essere differenze
significative a causa delle differenze di assorbimento, metabolismo, distribuzione, e tossicità specifica della
sostanza chimica. Pertanto, un EMEG per via inalatoria deriva solo da un MRL che si basa su studi di tossicità
per inalazione. Mancando valori dell’ATSDR o dell’US-EPA anche il confronto con i valori di riferimento sanitari
di organismi internazionali quali l’OMS può quindi essere utilizzato. I valori di riferimento definiti nelle Air
Quality Guidelines dell’OMS espressi in microgrammi o nanogrammi per metro cubo d’aria tengono già conto
sia dei fattori di esposizione tipici, in precedenza illustrati, sia dei fattori di incertezza utilizzati per calcolare RfD
e Sf. Per le sostanze che superano i valori guida ambientali è necessaria una ulteriore valutazione; la fase
successiva consiste nell’accertare se le persone vengono in contatto con le sostanze chimiche in un modo che
può essere nocivo. Si deve quindi:
- calcolare dosi sito-specifiche;
- selezionare le linee guida sanitarie;
- confrontare le dosi sito-specifiche con le linee guida sanitarie;
- valutare altri fattori sostanza-specifici;
- valutare i dati degli effetti di salute sito-specifici;
130
131
Moimacco
Le linee guida sanitarie dell’ATSDR sono definite, come i valori di RfD, RfC e SF dell’EPA, basandosi su dati tratti
dalla letteratura epidemiologica e tossicologica ed applicando anche in questo caso molti fattori di incertezza o
di sicurezza per assicurare che siano ampiamente protettivi della salute umana. Le linee guida sanitarie dell’
ATSDR includono principalmente, i MRL ; per gli effetti cancerogeni si utilizzano i Cancer Slope Factors e gli
Inhalation Unit Risk dell’US-EPA.
In conclusione la caratterizzazione del rischio con l’approccio tossicologico si effettua applicando le seguenti
formule:
Per sostanze non cancerogene:
HQ = E / RfD o MRL
Dove E è l’esposizione espressa come assunzione cronica giornaliera del contaminante (o CDI) e RfD è la
Reference Dose del contaminante e MRL è la minimum risk level; HQ (Hazard Quotient) è un indice di pericolo
che esprime di quanto l’esposizione supera la dose di riferimento (RfD). L’indice così calcolato non deve essere
superiore ad 1.
Nel caso di esposizione a più contaminanti o per esposizioni attraverso matrici diverse (Acqua, aria, suolo) gli
indici devono essere sommati.
Per sostanze cancerogene:
R = E X CSf
o
R= C X IUR
Dove E è l’esposizione come sopra espressa, C la concentrazione in aria, CSf è il Cancer Slope Factor. R
rappresenta la probabilità di casi aggiuntivi di tumore nel corso della vita (o di un periodo di esposizione pari a
70 anni), l’IUR è l’Unit Risk per via inalatoria..
Con il metodo della valutazione quantitativa sito specifica del rischio le dosi (assunzione cronica giornaliera) e
le concentrazioni vengono moltiplicate rispettivamente per i Slope Factors e per gli Inhalation Unit Risk
dell’EPA. Con questo calcolo si stima il rischio cancerogeno teorico espresso come proporzione di una
popolazione che può ammalarsi di tumore durante una esposizione per tutta la vita. Date le incertezze e i dati
conservativi utilizzati per ricavare i valori di CSF e IUR questa va considerata solo una stima del rischio, mentre
il rischio reale è sconosciuto e può anche essere zero (EPA 2003). L’ATSDR anche se riconosce l’utilità di stime
numeriche del rischio nell’analisi del rischio, considera queste stime come variabili in un più ampio contesto
che comprende opinioni mediche, fattori particolari delle popolazioni esposte e condizioni attuali
dell’esposizione. (ATSDR 1993).
131
132
Moimacco
b) Approccio epidemiologico
Nell’approccio epidemiologico si valuta l’impatto sanitario dell’esposizione ad inquinanti si ricava la funzione
esposizione-risposta da studi epidemiologici; in particolare da tale funzione deriva un valore di rischio relativo
(RR) per una determinata esposizione. Conoscendo il Rischio Relativo per un determinato effetto ad un
determinato livello di esposizione (RRc) e la proporzione di popolazione in quella determinata categoria di
esposizione (Pc) è possibile ricavare il Rischio attribuibile per la popolazione (RAP):
RAP =
Σ (RRc - 1) X Pc
_________________
1 + Σ (RRc - 1) X Pc
Conoscendo la frequenza con cui si manifesta il determinato effetto nella popolazione generale (o incidenza
dello stesso) si può calcolare l’incidenza attribuibile alla esposizione (IATT), e conoscendo la numerosità della
popolazione (N), il numero di casi attribuibile all’esposizione (NATT)
IATT = I X RAP
NATT = IATT X N
Figura tratta da Air Quality Guidelines: a global update 2005 – Particulate matter, ozone, nitrogen dioxide and sulphur
dioxide – World Health Organization – Regional Office for Europe, Copenhagen, 2006
Questo approccio viene utilizzato in particolare per alcuni inquinanti per i quali non vi è un definito RfD; questi
non sono singole sostanze ma miscele di inquinanti e costituiscono degli indicatori di esposizione anziché
singoli inquinanti. L’esempio più rappresentativo di tali indicatori è il PM 10 che è costituito da una miscela di
132
133
Moimacco
particelle con differenti caratteristiche fisiche, chimiche e tossicologiche e con in comune solo la caratteristiche
di avere un diametro aerodinamico inferiore a 10 micron. Anche gli ossidi di azoto (NOX) e di zolfo (SOX) sono
miscele.
Per il PM 10 (e l’ozono) esiste un software specifico realizzato dall’Organizzazione Mondiale della Sanità (AirQ)
che permette di stimare tramite una simulazione il numero di morti attribuibili all’esposizione a PM10 (per
cause naturali, cardiovascolari e respiratorie) e all’ozono sia a breve sia a lungo termine, il numero di ricoveri
ospedalieri, ed il numero di morti e ricoveri evitabili riducendo le concentrazioni degli inquinanti considerati.
Per la valutazione degli effetti a breve termine con questo programma è necessario immettere nello stesso i
seguenti dati: la statistica descrittiva dell’inquinante considerato – PM 10 o ozono (media annuale, valori medi
e valori massimi del periodo invernale e di quello estivo, valore del 98° percentile) e la distribuzione di
frequenza dell’esposizione della popolazione interessata, corrispondente alla distribuzione di frequenza delle
giornate dell’anno considerato in relazione all’entità delle concentrazioni riscontrate. Per la valutazione degli
effetti a lungo termine occorre immettere nel programma i dati di base relativi alla qualità dell’aria (valore
medio e massimo dell’inquinante considerato nell’anno in studio), il numero della popolazione residente, la
distribuzione di frequenza per età della stessa e i dati di mortalità o di morbosità per ogni fascia di età
considerata nell’anno in studio.
La stima con il software AirQ comprende anche la maggior parte dei decessi a breve termine dovuti al PM10 e
che pertanto non possono essere sommati ai decessi dovuti all’esposizione a lungo termine.
E’ opportuno ricordare che non si possono sommare gli effetti conseguenti all’esposizione a CO, NO2 e SO2 a
causa della stretta correlazione di questi inquinanti con il PM10.
Agli effetti cronici del PM10 vanno invece aggiunti i decessi attribuibili all’esposizione a breve termine
all’ozono.
Pertanto una stima globale della mortalità dovuta all’inquinamento atmosferico può essere effettuata
sommando i decessi attribuibili all’esposizione prolungata al PM10 con quelli a breve termine dovuti all’ozono.
E’ necessario ricordare che le stime suddette devono essere interpretate nel senso letterale del termine: esse
non rappresentano la certezza, ma la probabilità che si manifesti un determinato evento che nel caso specifico
è la mortalità per cause naturali dovuta all’inquinamento atmosferico.
I risultati ottenuti devono essere interpretati con una certa cautela perché potrebbero sottostimare o
sovrastimare l’effetto reale in misura non trascurabile. Del resto l’incertezza della stima è in qualche modo
definita dai limiti di confidenza.
Nell’area in questione i dati di monitoraggio effettuati dall’ARPA non sono completi, essendo state effettuate
solo alcune campagne di misurazione e quindi non si può stabilire un valore medio e un valore massimo, e
tanto meno un valore medio e massimo estivo e invernale e un valore del 98° percentile.
Un metodo analogo per la stima degli effetti cronici è quello proposto da Bar Ostro nelle Air Quality Guidelines,
Global update 2005.W.H.O.
La formula per il calcolo degli effetti a breve termine correlati con l’esposizione al PM10 (considerato come si
diceva prima indicatore di inquinamento atmosferico più che singola sostanza) è la seguente:
E = beta x B x P x C
dove
E = numero atteso di morti premature all’anno dovute all’esposizione a breve termine
Beta = aumento percentuale della mortalità per incremento di 10 µg/m3 di PM10 = 0,006 (valore indicato da
Ostro)
B = incidenza di un determinato effetto sanitario (nel caso specifico mortalità per cause naturali).
P = popolazione esposta per l’effetto sanitario.
C = differenza tra il valore di PM10 scelto come valore di riferimento e il livello medio annuo di PM10
(µg/m3 * 0,1).
133
134
Moimacco
Per gli effetti a lungo termine viene invece utilizzata la seguente formula:
E = M(30) * beta * (X-X0)
Dove:
E = numero atteso di decessi all’anno per cause naturali di persone, con età superiore a 30 anni, dovuto ad un
esposizione a lungo termine a livelli di PM2,5 (PM 10) superiori al livello di reference.
P(30) = popolazione residente con età superiore a 30 anni.
P = popolazione residente.
E(30) per106 = E/P(30)* 106 numero atteso di decessi all’anno per cause naturali di persone con etàsuperiore a
30 anni per 1.000.000 abitanti di età superiore a 30 anni, dovuto ad un esposizione a lungo termine a livelli di
PM 2,5 (PM 10) superiori al livello di reference.
E per106 = E/P*106 numero atteso di decessi all’anno per cause naturali di persone con età superiore a 30 anni
per 1000000 abitanti, dovuto ad un esposizione a lungo termine a livelli di PM 2,5(PM 10) superiori al livello di
reference.
M(30) = numero di decessi all’anno per cause naturali nella popolazione residente con età superiorea 30 anni.
M = numero di decessi all’anno per cause naturali nella popolazione residente.
Beta = 0,006 = aumento dell’effetto (mortalità nei residenti con età > 30 anni) per un aumento di PM2,5 pari a
1 µg/m3; deriva dai risultati ottenuti da studi epidemiologici effettuati da Pope.
beta * (X-X0) = aumento del rischio di mortalità
FC = fattore di conversione; si utilizza per stimare i valori del PM2,5 da quelli del PM 10; PM 2,5 = PM 10*FC
PM10 = valore medio annuo di PM 10
PM10 (RF) = reference level di PM 10
X = PM10 * FC = valore medio annuo di PM 2,5
X0 = reference level di PM 2,5
Per l’applicazione di tale formula è tuttavia necessaria la media annua delle concentrazioni di PM 10 mentre la
misure dell’ARPA sono di alcune settimane.
Date le concentrazioni di PM10 rilevati, e specialmente la mancanza di dati completi di monitoraggio e la bassa
numerosità della popolazione esposta una applicazione del software (e della formula in questione) non sarebbe
valida nell’area studiata.
134
135
Moimacco
Risultati della valutazione del rischio nella zona industriale Cividale del Friuli e
Moimacco
1)-Identificazione del rischio
Nel caso dell’area oggetto di studio, gli indicatori di esposizione sono già stati individuati e monitorati nei vari
comparti ambientali (aria, acque sotterranee di falda, suolo) nel corso del “Programma di gestione ambientale”
effettuato dall’A.R.P.A. FVG nel corso del 2005; tali indicatori sono stati scelti sulla base dei criteri generali
sopraccitati e in particolare delle caratteristiche delle attività produttive presenti nella Zona Industriale di
Moimacco e Cividale del Friuli, nonché delle caratteristiche di tossicità degli stessi; la scelta è avvenuta
nell’ambito di un tavolo di lavoro al quale ha partecipato anche il Dipartimento di Prevenzione dell’Azienda per
i Servizi Sanitari n° 4 “Medio Friuli”. Una breve descrizione delle caratteristiche ambientali dei contaminanti
monitorati è contenuto nel precedente paragrafo “Analisi dei dati ambientali”; una sintesi delle caratteristiche
tossicologiche degli inquinanti monitorati, della letteratura sull’inquinamento da aree, ed un confronto con gli
EMEGs, CREGs ed altri valori guida verrà effettuata nei paragrafi successivi dove verranno applicate (in maniera
semplificata) le tecniche di valutazione del rischio qui illustrate all’area studiata, in particolare la procedura di
risk assessment definita dall’ATSDR.
Area del monitoraggio ambientale dell’ARPA
135
136
Moimacco
Punti di monitoraggio in aria dell’ARPA
136
Moimacco
137
I punti di monitoraggio riportati nella figura precedente sono i seguenti:
CP1: Cividale del Friuli - abitato di Grupignano
CP2: Moimacco – abitato di Bottenicco
CP3: Moimacco – abitato di Moimacco- Via dell’Ancona
CP4: Zona Industriale Coop Consumatori Nord Est
Sito RAD1: Moimacco - incrocio Via Cividale – Via Tecco
Sito RAD2: Moimacco - Rotonda Via Cividale- Via Soravilla
Sito RAD3: Moimacco - Zona Industriale – Via Soravilla
MM2: Cividale del Friuli – Zona Industriale Coop Consumatori Nord Est
MM3: Moimacco – Area scolastica
Nella tabella seguente riportiamo gli inquinanti monitorati dall’ARPA nei differenti comparti ambientali
Inquinanti
Arsenico
Cadmio
Cromo totale
Manganese
Ferro
Nichel
Piombo
Vanadio
Zinco
Benzene
Etilbenzene
Toluene
Xileni
Mercurio
Cobalto
Rame
Solfati, Nitrati, Fosfati, Cloruri
Ammoniaca
Bicarbonati
Fluoruri
Composti alifatici alogenati 56
Prodotti fitosanitari triazinici 57
aria
suolo
acque sotterranee
Tabella inquinanti monitorati nei diversi comparti ambientali
2) Valutazione delle vie di esposizione
56
Triclorometano, tricloroetilene, tetracloroetilene, tribromometano, dibromoclorometano, bromodiclorometano, 1,1,1-tricloroetano,
tetracloruro di carbonio.
57
Desetilatrazina, desetilterbutilazina, simazina, atrazina, terbutilazina, alachlor, terbutrina, cianazina, metolachlor, pendimetalin.
137
138
Moimacco
a) Nel nostro caso la via di esposizione attraverso le acque sotterranee possiamo considerarla non completa,
in quanto non vi sono pozzi di attingimento di acquedotto (e non ci risultano pozzi privati per consumo umano)
a valle idrologica della falda sotterranea nell’area dove sono state effettuate le misurazioni dell’ARPA. Pozzi di
acquedotto di un certo rilievo sono a monte. Eventuali pozzi privati potrebbero essere a valle ma a una
distanza tale da non rendere applicabile i metodi qui utilizzati. La fase di definizione dell’esposizione è inoltre
strettamente connessa con la fase della valutazione dose risposta: infatti, anche se a valle ci fossero pozzi, le
concentrazioni di inquinanti rilevate dall’ARPA sono già nei limiti stabiliti per l’uso potabile dell’acqua, limiti
definiti in base ai parametri tossicologici dose risposta e al fattore di esposizione più cautelativo ovvero alla
massima assunzione giornaliera di acqua (tranne in un pozzo ad uso agricolo posto a monte della Zona
Industriale dove si sono rilevati il superamento dei limiti per alcuni erbicidi).
b) La via di esposizione attraverso la matrice suolo superficiale potrebbe essere considerata completa
In caso di sorgenti di contaminazione che interessino il comparto ambientale del suolo (nella sua zona insatura
– suolo superficiale fino a 1 metro di profondità e suolo profondo ad oltre un metro di profondità- e satura – o
acque sotterranee -) la valutazione del rischio è formalizzata anche nella normativa italiana (D.Lgs 152/06).
Qualora vengano superate determinate concentrazioni dei contaminanti, definite come CSC (Concentrazioni
Soglia di Contaminazione) il sito viene definito potenzialmente contaminato e si deve effettuare una analisi del
rischio sanitario ambientale, per determinare se il sito è effettivamente contaminato. Il sito risulterà
contaminato se si superano le CSR (Concentrazioni Soglia di Rischio.) Le CSR vengono calcolate con un metodo
di valutazione del rischio i cui criteri metodologici sono stati definiti dall’APAT, ma che in definitiva si basano
sempre sullo schema generale riportato in questo paragrafo.
Anche le CSC sono state comunque calcolate applicando ai fattori di esposizione (cioè la massima esposizione
possibile per via inalatoria di vapori o polveri, da contatto dermico o da ingestione) e ai parametri di trasporto
più cautelativi (cioè le caratteristiche chimico fisiche del suolo alle quali si può avere il trasporto maggiore dal
suolo stesso alla falda acquifera o sempre dal suolo per sostanze volatili l’evaporazione in aria esterna o interna
ad ambienti confinati o infine per sostanze non volatili, sollevamento di polveri in aria indoor o outdoor) la
massima concentrazione di contaminante alla quale non si ha alcun effetto sui bersagli umani in base ai
parametri tossicologici di dose risposta.
Nel nostro caso in corso di monitoraggio del suolo non si è riscontrato alcun significativo superamento di CSC,
tranne che in un punto di campionamento in zona industriale un superamento per lo zinco delle CSC per zone
residenziali.
c) Sugli alimenti non sono state effettuate misurazioni delle concentrazioni di contaminanti. In ogni caso la via
di esposizione non è caratterizzabile completamente dato che non si sa da chi vengono mangiati i vegetali
coltivati in zona e la quantità giornaliera assunta dai consumatori di questi vegetali; ancora più difficili
sarebbero queste stime per alimenti di origine animale, in caso di animali allevati nell’area o alimentati con
vegetali coltivati nell’area. Esistono comunque dei limiti o valori guida calcolati con metodi analoghi alle
Concentrazioni Soglia di Contaminazioni per i suoli, o i limiti per le acque potabili; come fattore di esposizione si
considera il massimo introito medio giornaliero di determinati alimenti e la massima concentrazione alla quale
non si ha alcun effetto sulla salute (divisa per un fattore di incertezza di più ordini di grandezza). Questi valori
guida sono definiti TDI o ADI e in nota riportiamo alcuni di essi. Dato che i contaminanti possono essere
assorbiti dai vegetali o dal suolo o dalle acque, (o per deposizione degli inquinanti presenti in atmosfera, ma
questo meccanismo è comune anche al suolo che comunque non risulta contaminato) e il suolo e le acque non
sono risultate particolarmente contaminate, anche gli alimenti è abbastanza probabile che non lo siano. Va
tenuto conto che in alcuni vegetali e per determinati contaminanti si ha il fenomeno del bioaccumulo o della
biomagnificazione, e questo è ancora maggior in animali che si trovano ad un gradino superiore della catena
alimentare. Va però considerato che le concentrazioni nel suolo sono sotto le CSC per uso residenziale.
Nella valutazione del rischio quindi non considereremo tuttavia gli alimenti, per i motivi riferiti in precedenza.
d) La via di esposizione attraverso la matrice aria è sicuramente completa. Anche in questo caso abbiamo dei
valori guida (o anche dei limiti di legge) calcolati come le CSC o i limiti e/o valori guida per l’acqua o gli alimenti
da confrontare con i valori misurati nel corso del monitoraggio (per molti contaminanti e per concentrazioni
138
Moimacco
139
medie giornaliere, o annuali o misurate in altro modo). Questi valori sono stati riportati nei paragrafi
precedenti e un confronto diretto verrà riportato prima di illustrare i risultati della valutazione del rischio. Dato
che alcuni inquinanti monitorati sono cancerogeni (Cadmio, Cromo esavalente, Nichel, Arsenico, Benzene) e
quindi pur essendoci dei valori guida non ci sono valori soglia, e per considerare anche l’effetto della miscela di
inquinanti (solo come effetto additivo) si è ritenuto di continuare la valutazione del rischio per la matrice aria.
3)-Dati tossicologici e risultati del confronto con valori di linee guida ATSDR, e valori IRIS-EPA e OMS
Nelle pagine seguenti verranno brevemente illustrate le caratteristiche in particolare tossicologiche degli
inquinanti considerati per il confronto, caratteristiche alle quali si è accennato anche nei paragrafi precedenti.
Riguardo al PM 10 è utile richiamare alcune informazioni sulle caratteristiche fisico chimiche e tossicologiche,
già in parte illustrate nei paragrafi precedenti.
1) “Il PM 10 è un inquinante costituito da particelle con diametro aerodinamico uguale o inferiore a 10 micron.
La composizione e le dimensioni di queste particelle sono varie, e di conseguenza anche le caratteristiche
tossicologiche, e le fonti di questo inquinante sono molteplici (traffico, industrie, riscaldamento, e anche origini
naturali da movimentazione ed erosione del suolo, ecc). Esso è in realtà costituito da due componenti. La prima,
di dimensioni più grosse, deriva dalla erosione del suolo e degli edifici. È costituita da materiale inerte e
probabilmente non esercita alcun effetto sulla salute. La seconda, di dimensioni notevolmente inferiori, è invece
costituita dalla condensazione nell'atmosfera, specie a basse temperature, di numerose sostanze che derivano
nelle aree urbane principalmente dai processi di combustione. Dal punto di vista dei meccanismi potenziali di
azione, questa componente del particolato è un buon candidato ad essere un determinante di effetti negativi
sulla salute”.58.
“Per il particolato atmosferico (PM o Particulate Matter) il termine polveri sottili non è corretto in quanto evoca
l’immagine della polvere inerte che si osserva sulle superfici non pulite, mentre è in gran parte costituito da
aerosol, cioè da sostanze liquide che si sono condensate come una nebbia; è quindi un condensato di sostanze
inquinanti e da ciò si può capire perché in inverno, con l’abbassamento delle temperature, la presenza di queste
particelle condensate aumenta”. 59
Anche per quanto riguarda gli effetti sanitari del particolato innanzitutto occorre fare una distinzione in base
alle dimensioni: la frazione di PM10 con diametro uguale o inferiore a 2,5 µ è denominata PM2,5 ed è definita
come la “frazione toracica delle polveri” in quanto tende a depositarsi nella zona tracheobronchiale, ed è
quindi più pericolosa della frazione di particolato con dimensioni maggiori; ancora più pericolosa è la frazione
di PM10 e PM 2,5 di dimensioni inferiori a 1µ che riesce a giungere agli alveoli polmonari; recenti studi sulla
mutagenicità di particelle in aria classificate per dimensione indicano che la parte organica delle particelle più
fini (< 0,5µ) mostrano la più elevata mutagenicità. Va poi distinto un PM 10 primario (emesso direttamente in
atmosfera) e secondario (che si forma attraverso reazioni chimiche e fisiche nell’atmosfera ad esempio da
ossidi di azoto, ossidi di zolfo, composti organici volatili, NH3); entrambi i tipi hanno origini sia naturali che da
attività umane. La frazione di PM10 con diametro superiore a 2 µm è associata in genere a processi meccanici
sia naturali (erosione) che legati ad attività umane (sia industriali che nei trasporti), mentre quelle di
dimensioni inferiori sono più associate a processi di combustione (nei trasporti, nel riscaldamento domestico,
nelle attività industriali), ed altre attività umane ma in parte anche a processi naturali (ad es. PM 10 secondario
da gas emessi dalle piante come i composti organici volatili, o dal suolo come ossidi di azoto). Come
conseguenza delle differenti fonti e diversi meccanismi di formazione la frazione di PM10 con diametro più
grande e quella con diametro piccolo hanno diverse caratteristiche chimiche: le prime sono in genere ricche di
58
Da “Effetti a breve e lungo termine dell’inquinamento atmosferico:ci sono buone notizie” Paolo Crosignani, Andrea Tittarelli – SC
Saluite” Teviso - 2008
59
Ibid
139
140
Moimacco
ossidi di ferro , silicio, alluminio e calcio (originando spesso dall’erosione del suolo), le seconde sono composte
da solfati, nitrati, ammonio, composti carboniosi organici (fra cui anche idrocarburi policiclici aromatici) e
inorganici e metalli pesanti come cadmio e piombo; secondo uno studio della composizione del particolato
nell’aria urbana effettuato dall’ARPA Emilia Romagna a Reggio Emilia anche l’alluminio e il manganese trovati
nella frazione granulometrica più grossa (>3,3µ) derivano da erosione naturale di materiali presenti
nell’ambiente. Dalla composizione chimica quindi, oltre che dalle dimensioni, derivano alcune caratteristiche
tossicologiche (presenza di metalli pesanti, IPA, ecc.) da cui dipendono gli effetti sanitari del PM 10. Infine alle
dimensioni delle particelle che compongono il PM 10 è legato anche il comportamento di queste in relazione
alle condizioni atmosferiche, e la persistenza delle stesse in aria. Le particelle tra 0,1 e 2µ possono rimanere in
atmosfera da giorni a settimane, e con la pioggia vengono rimosse all’80-90%, mentre la particelle di più di 2µ
rimangono in aria da poche ore a pochi giorni. Inoltre si ha anche un andamento stagionale nella variazione di
composizione delle polveri: ad esempio in studi dell’ARPA a Reggio Emilia si è riscontrato un aumento della
parte di polveri più fini,del nitrato, cadmio, piombo e fluoruri nei mesi invernali, e delle parti di polveri più
grosse, del manganese, alluminio, titanio nei mesi estivi.
140
Moimacco
141
La figura rappresenta l’assorbimento delle diverse frazioni di polveri in base al diametro aerodinamico.
Quindi in linea generale più piccole sono le particelle di polvere, maggiori sono gli effetti sanitari di queste, dal
PM10, al PM2,5, PM1 e PM0,1, polveri ultrafini e nanoparticelle. Ciò è dovuto al fatto che: - le particelle più fini
possono raggiungere i vasi sanguigni alveolari e penetrare nel sangue.
- Anche se il volume delle particelle piccole è basso, il numero e soprattutto la superficie di queste è molto
grande, e dato che gli effetti sanitari dipendono dalla superficie delle particelle questi sono maggiori nella
frazione piccola (specie le polveri ultrafini).
- I metalli pesanti (o metalli di transizione) che sono implicati nei meccanismi di tossicità si trovano sulla
superficie delle polveri, superficie che nella frazione fine di polveri è maggiore rispetto a quella della frazione
meno fine.
- Dato che le polveri più fini derivano più spesso da processi di combustione, contengono più idrocarburi
policiclici aromatici (IPA) che sono mutageni; la frazione di PM2,5 e anche le polveri ultrafini sono la frazione di
polveri che ha maggiore attività mutagena.
2) Considerata l’alta correlazione tra il PM10 e gli altri inquinanti, il PM10 è considerato una buona misura del
complesso mix di particelle, polveri e gas che risultano dalla combustione di carburanti per veicoli e dalla
produzione di energia elettrica e termica. Il solo uso del PM10 per una valutazione di impatto sanitario
consente di evitare doppi conteggi: in linea di principio, gli impatti possono essere stimati per molti inquinanti,
ma non sommati, considerata la conoscenza limitata sugli effetti indipendenti dei vari inquinanti sulla salute.
D’altra parte, al più si ha una sottostima dell’impatto totale dell’inquinamento atmosferico sulla salute umana,
in quanto la correlazione tra il PM10 e gli altri inquinanti non è perfetta. Al contrario, l’ozono non è correlato
con il PM10, quindi il suo impatto può essere calcolato separatamente e i due impatti sulla salute possono
essere sommati. Per i motivi sopraelencati il PM2,5, riguardo alla maggiore tossicità delle frazioni più fini delle
polveri, sarebbe ancora più indicato misurare il PM2,5 e l’OMS infatti definisce i valori guida relativi a questa
frazione di polveri; d’altra parte c’è una buona correlazione tra PM10 e PM 2,5: si stima che il PM2,5 costituisca
in genere il 60-80% del PM10. 60 . Le polveri ultrafini hanno secondo molti studi una tossicità ancora maggiore
ma purtroppo difficilmente possono essere misurate nei monitoraggi, perché non possono essere misurate con
gli stessi strumenti utilizzati per misurare le frazioni più grandi, e per la loro permanenza in atmosfera molto
breve (le particelle ultrafini nella fase di enucleazione- 0,001 µm -hanno una sopravvivenza molto limitata, da
minuti a ore; queste poi si trasformano nei nuclei di Aitken -0,01 µm – che hanno una sopravvivenza un po’ più
lunga). Dato che queste polveri ultrafini sono in numero molto grande ma hanno una massa molto piccola,
nelle misure del PM10 o PM2,5 effettuate in µg, il loro peso è bassissimo o trascurabile.
3) Sull’esposizione all’inquinamento atmosferico, del quale il PM10 è un importante fattore ed indicatore,
esistono oggi molti sudi sia sugli effetti acuti (a breve termine), sia sugli effetti cronici (a lungo termine).
Gli effetti a breve termine dell’esposizione al PM10 e ad altri inquinanti in atmosfera, come l’ozono e gli ossidi
di azoto sono stati studiati in numerose indagini che hanno riguardato molti milioni di persone. Fra gli effetti a
breve termine i più studiati sono stati la mortalità totale per cause naturali (escludendo la mortalità per cause
violente), la mortalità per cause respiratorie e per cause cardiovascolari, i ricoveri ospedalieri sia per cause
respiratorie che per cause cardiovascolari. Si usa solitamente il metodo delle serie temporali: si misurano i
livelli degli inquinanti giornalieri e si stima se nei giorni in cui si è verificato un aumento della concentrazione di
inquinanti vi sia anche un incremento degli eventi sanitari (mortalità, ricoveri), lo stesso giorno o con uno o più
giorni di ritardo. Viene tenuto conto anche di altri fattori che possono influire sulla mortalità o i ricoveri a breve
termine come ad esempio la temperatura, l’umidità, le eventuali concomitanti epidemie influenzali, e per i
ricoveri il giorno della settimana (nei giorni festivi i ricoveri diminuiscono, per motivi organizzativi degli
ospedali).
60
Da “Effetti a breve e lungo termine dell’inquinamento atmosferico:ci sono buone notizie” Paolo Crosignani, Andrea Tittarelli – SC
Saluite” Teviso - 2008
141
Moimacco
142
Si studiano gli effetti del singolo inquinante indipendenti dagli altri inquinanti e dagli altri fattori; si studia
quindi l’effetto di una variabile (inquinante) indipendente dalle altre variabili. Va tenuto conto che più variabili
si prendono in considerazione più sarà difficile rilevare associazioni statisticamente significative tra una
variabile e un effetto (a meno che l’associazione tra la variabile e l’effetto sia fortissima). Non si tiene molto
conto della correlazione di un inquinante (es. il PM10) con gli altri inquinanti, i cui effetti possono essere non
solo additivi (una somma degli effetti dei singoli inquinanti), ma sinergici. È perciò probabile che con un
abbattimento delle sorgenti degli inquinanti (ad esempio del traffico), cosa che comporterebbe una
diminuzione di molti inquinanti insieme, gli effetti del miglioramento di salute sarebbero probabilmente
superiori a quelli stimati dalla riduzione di un solo inquinante.
In Italia sono stati effettuati molti studi sugli effetti a breve termine dell’inquinamento.
I principali sono il MISA-1, pubblicato su Epidemiologia & Prevenzione nel 2001 61, che aveva valutato l’impatto
dell’inquinamento atmosferico in 8 città italiane nel corso degli anni Novanta.
Il MISA-2 62 ha ampliato a 15 il numero delle città (Bologna, Catania, Firenze, Genova, Mestre - Venezia, Milano,
Napoli, Palermo, Pisa, Ravenna, Roma, Taranto, Torino, Trieste, Verona) e ha analizzato le serie giornaliere
degli anni 1996-2002. In questo studio sono ben rappresentate anche le città del Sud (nel MISA-1 era compresa
solo Palermo). Sono coperti dall’indagine 9.100.000 abitanti (censimento 2001). Sono stati analizzati 362.254
decessi e 794.528 ricoveri non programmati. A differenza dello studio precedente, MISA-2 dispone di misure
dirette del PM10 per quasi tutte le città analizzate per almeno un triennio (mediamente 4,3 anni).
Nella raccolta dei dati sanitari, rispetto al MISA-1 è migliorata la completezza e accuratezza delle schede di
dimissione ospedaliera (SDO) con una diminuzione degli errori dal 20% al 5%. Per i certificati di morte
permangono, invece, gli usuali problemi di completezza e accessibilità.
Un altro importante e recente studio italiano è l’EPIAIR 63: il metodo di studio è il case crossover, un tipo di
studio caso controllo in cui il caso e il controllo sono lo stesso individuo in tempi diversi (giorni diversi) ed
esposto quindi a diverse concentrazioni di inquinante. E’ stata studiata la popolazione in studio è costituita dai
soggetti residenti in 10 città (Bologna, Cagliari, Firenze, Mestre - Venezia, Milano, Palermo, Pisa, Roma, Taranto
e Torino) e deceduti per cause naturali o ricoverati nella stessa città di residenza, tra il 2001 ed il 2005. Sono
stati raccolti dati su 276,205 decessi (età superiore a 35 anni) e 685,458 ricoveri urgenti (tutte le età). In questo
studio l’incremento del Rischio Relativo per ogni aumento di 10 µg/m3 di PM 10 è risultato maggiore (0,69%)
rispetto a quello riscontrato nelle principali analisi effettuate in Europa (incremento dello 0.33%), nel Nord
America (incremento dello 0.29%) e nei precedenti studi italiani MISA (incremento dello 0.31%). 64 In un altro
studio dell’OMS 65 che ha interessato la popolazione residente nel periodo 2002-2004 in 13 città italiane pari a
circa 9 milioni di abitanti sono stati stimati gli impatti dell’esposizione ai livelli di PM10 ed ozono misurati nelle
città (impatti calcolati in base a diversi coefficienti di rischio correlati con corrispondenti livelli di concentrazioni
per diversi effetti sanitari a breve e lungo termine ricavati da studi epidemiologici.). Gli effetti a breve termine
(entro una settimana dopo l’esposizione), l’impatto del PM10 superiore ai 20 μg/m3
è di 1372
decessi,
equivalenti all’1.5% della mortalità nell’intera popolazione. L’impatto a breve termine sulla mortalità include le
malattie cardiovascolari (843 casi l’anno) e respiratorie (186).
Va infine citato anche SIDRIA II (che prosegue un precedente studio) condotto in diverse regioni italiane, nel
quale si studiano gli effetti dell’ambiente sulle malattie respiratorie dei bambini.
A livello europeo lo studio più importante è il programma APHEA (Air Pollution and Health - A European
Approach), che ha raccolto gli sforzi di 11 gruppi di ricerca in 10 diversi paesi europei per studiare l’impatto
61
Epid. Prev 2001; 25 (suppl) S 1-72)
Epid. Prev 2004; 28 (4-5) S 1-100)
63
Epid. Prev 2009; (suppl) (6) 1-143)
64
Epidemiol Prev 2009; 33(6) suppl 2: 1-72 –“Inquinamento atmosferico e salute umana ovvero come orientarsi nella lettura e
interpretazione di studi ambientali, tossicologici ed epidemiologici” A cura di: Sandra Baldacci, Sara Maio, Giovanni Viegi a nome del
Gruppo Collaborativo EPIAIR Unità di epidemiologia ambientale polmonare Istituto di fisiologia clinica, CNR.
65
Maria Serinelli (2006). Health impact of PM10 and ozone in 13 Italian cities. Copenhagen, WHO Regional Office for Europe. Marco
Martuzzi, Francesco Mitis, Ivano Iavarone
62
142
Moimacco
143
dell’inquinamento atmosferico sugli oltre 25 milioni di persone che vivono in 15 città europee 66. A questo è
seguito, nel 1998, APHEA-2, che ha esteso le ricerche a 34 città.
Anche l’Organizzazione Mondiale per la Sanità ha effettuato una meta analisi di studi europei: è stato rilevato
un aumento del rischio per ogni aumento di 10 µg/m3 di PM 10 dello 0.6 % (intervalli di confidenza al 95% 0.4–
0.8) per la mortalità generale, dell’1.3 % (l.c. 0.5–2.0) per mortalità da cause respiratorie, 0.9 % (l.c. 0.5–1.3)
per mortalità da cause cardiovascolari e dello 0.7 % (l.c .0.2–1.3) di ricoveri ospedalieri per malattie respiratorie
in ultrasessantacinquenni 67. Uno studio dell’OMS68 ha anche stimato che, se entro il 2020 in tutti i paesi
europei si applicassero le direttive europee che prevedono una riduzione delle attuali concentrazioni di Pm10
fino a un livello inferiore a 20 µg/m3, si avrebbero circa 80000 morti in meno all’anno.
Nel Nord America gli studi più importanti sono il NMMAPS 69 che ha riguardato 95 città negli USA dal 1987 al
2000, e uno studio canadese su 12 città.
Nel 2008 sono stati pubblicati i risultati del progetto APHENA (Air Pollution and Health: A European and North
American Approach): si tratta della metanalisi degli studi canadesi , europei e statunitensi.
Riportiamo qui alcune tabelle di confronto:
MISA-1
(Italia)
Eccesso
mortalità
per
incrementi
3
di 10µg/m
di PM10
Limiti di
confidenza
in % al 95%
Lag
1
considerato
Età
Periodo
studio
di
0,98 %
MISA-2
(Italia)
3
SISTI
(Italia)
EpiAir
(Italia)
APHEA2
(Europa)
21 città
0,4%
NMMAPS
(USA)
90 città
APHENA
(Canada)
12 città
0,2%
0,84%
APHENA
(Europa)
22 città
APHENA
(USA)
90 città
0,33%
0,29%
0,31%
0,60%
0,69%
0,35;1,61
-0,19;0,74
0,31;0,89
0,40;0,98
0,301,40
0,220,44
0,18-0,40
0-1
0-1
0-1
0-1
1
1
1
Tutte le
età
1995-99
Tutte le
età
19962002
Tutte le
età
19972004
> 35 anni
Tutte le
età
Tutte le
età
Tutte
età
20012005
1990-97
le
1987-00
1 Lag è l’intervallo tra l’esposizione e la comparsa degli effetti (in giorni).
E’ importante sottolineare che gli effetti dell’inquinamento atmosferico da PM10 (ma anche da altri inquinanti
come il biossido di azoto) non hanno una soglia 70. Il concetto di soglia non ha quindi alcun senso biologico, e la
66
K Katsouyanni, G Touloumi, C Spix, J Schwartz, F Balducci, S Medina,G Rossi, B Wojtyniak, J Sunyer, L Bacharova, JP Schouten, A
Ponka, H R Anderson,- Short term effects of ambient sulphur dioxide and particulate matter on mortality in 12 European cities: results
from time series data from the APHEA project. BMJ 1997;314:1658 (7 June)
67
Anderson HR et al. Meta-analysis of time series studies and panel studies of particulate matter (PM) and ozone (O3). Report of a WHO
task group. Copenhagen, WHO Regional Office for Europe, 2004
68
Fact sheet EURO/04/05 – Berlin, Copenhagen, Rome , 14 April 2005. Particulate matter air pollution: how it harms health.
69
A meta-analysis of time-series studies of ozone and mortality with comparison to the national morbidity, mortality, and air pollution
study. Bell ML, Dominici F, Samet JM. - Epidemiology. 2005 Jul;16(4):436-45
70
Va tuttavia tenuto presente che errori nella misura della effettiva esposizione possono mascherare l’esistenza di una soglia. Infatti
ipotizzando l’esistenza di una soglia, per alcune persone esposte a concentrazioni misurate come inferiori al livello soglia potrebbero
essere realmente esposte una concentrazione superiore al livello soglia, e viceversa. Per questo motivo la curva dose risposta potrebbe
apparire lineare mentre invece in realtà ha una soglia. Ciò è dovuto al fatto che l’esposizione misurata come concentrazioni in atmosfera
non sempre riflette bene la reale esposizione personale (che dipende dal tempo trascorso all’esterno, in ambienti chiusi, nei trasporti,
143
144
Moimacco
figura riportata sotto mostra la relazione tra la concentrazione dii PM10 e l'entità degli effetti a breve termine
sulla mortalità generale.
Curva dose-risposta tra la concentrazione di PM10 e la mortalità giornaliera in 10 città degli Stati Uniti; da
Schwartz e Zanobetti, (Epidemiology, 2000).
Dalla figura si evince che la relazione dose risposta è quasi lineare, e che ci sono effetti anche a concentrazioni
molto basse, sui 10-20 µg/m3. Da un altro punto di vista questo indica che anche piccoli miglioramenti nella
concentrazione media del particolato, dovrebbero dare benefici immediati in termini di decessi "risparmiati".
Gli obiettivi di qualità dell’aria previsti dalla normativa europea non sono limiti di sicurezza, ma limiti di
limitazione del danno.
Gli effetti a lungo termine consistono in aumenti della mortalità e morbosità per cause cardiovascolari,
respiratorie e per neoplasie dopo un lungo periodo di latenza.
Dato che l’esposizione a lungo termine al PM 10 danno una sostanziale riduzione dell’aspettativa di vita, gli
effetti a lungo termine hanno chiaramente una maggiore significatività in termini di salute pubblica rispetto agli
effetti a breve termine 71. Gli studi sugli effetti a lungo termine sono studi di coorte nei quali si indaga su grandi
popolazioni rilevando gli effetti dell’esposizione per un lungo periodo (anche decine di anni), e controllando la
presenza nella popolazione anche di altri fattori di rischio, quali ad esempio attività lavorative e abitudine al
fumo. I più importanti studi sono americani; fra questi ad esempio lo studio di Pope (Pope et al., JAMA 2002). 72
nel quale sono stati calcolati i rischi relativi (RR), ovvero l’aumento della probabilità dell’evento sanitario, legati
ad un aumento di 10 µg/m3 di PM 2,5 in atmosfera. Nello studio in questione si è rilevato un RR di 1,06, per
mortalità generale ovvero un aumento della mortalità per tutte le cause del 6% ogni aumento di 10 µg/m3 del
PM 2,5 in atmosfera. Si è poi riscontrato un RR di 1,08, per mortalità da tumore polmonare ovvero un aumento
della mortalità per tumore polmonare dell’8% ogni aumento di 10 µg/m3 del PM 2,5 in atmosfera. Nello studio
sopraccitato il rischio è stato calcolato tenendo conto del fattore confondente dell’abitudine al fumo. E’ stato
stimato anche un aumento della mortalità per cause cardiovascolari ogni 10 µg/m3 di PM 2,5. 73.
dalle rispettive concentrazioni in questi ambienti e dall’attività svolta). Air-pollution and the risk to human health – exposure
assessment - . AIRNET work group 1 – Exposure assessment – L. Bayer-Oglesby, D. Briggs, G. Hoek, K. de Hoogh, N. Janssen, M.
Jantunen, R. Sram, E. Sanderson, J. Urbanus.
71
W.H.O. Fact sheet EURO/04/05. Berlin, Copenhagen, Rome 14 April 2005
72
Pope AC et al. Lung Cancer, cariopulmonary mortality and long term exposure to fine particulate air pollution. Journal of the
American Medical Association, 287: 1132-1141 (2002)
73
Pope AC et al, Cardiovascular mortality and long term exposure to perticulate matter air pollution. Circulation, 109: 71-77(2004)
144
Moimacco
145
Il già citato studio di Marco Martuzzi e altri, dell’Organizzazione Mondiale della Sanità ha stimato oltre agli
effetti a breve termine anche gli effetti a lungo termine dell’esposizione a PM10 ed ozono nella popolazione
urbana di 13 grandi città italiane tra il 2002 e il 2004 con livelli medi di concentrazioni di PM10 tra 26,3 e 61,1
µg/m3: Nello studio 8220 decessi l’anno, in media, sono attribuibili a concentrazioni di PM10 superiori ai 20
μg/m3. Tale valore equivale al 9% della mortalità per tutte le cause, escludendo le cause violente (ICD IX 800999), nella popolazione oltre i 30 anni. L’impatto è stimato considerando i soli effetti a lungo termine sulla
mortalità. L’impatto a lungo termine sulla mortalità include il tumore polmonare (742 casi l’anno), l’infarto
(2562) e l’ictus (329).
Le frazioni più fini del Pm1o originate dai processi di combustione contengono sostanze cancerogene come
alcuni metalli pesanti (cromo esavalente, cadmio, arsenico e nichel), benzene, IPA (idrocarburi policiclici
aromatici) e sono stati riscontrati effetti a lungo termine anche sulla mortalità da altri tumori oltre a quello
polmonare. In uno studio sulla incidenza di leucemie è stata evidenziata un’associazione significativa tra
vicinanza a strade trafficate e insorgenza di leucemie nei bambini - Crosignani et al, Int J Cancer 2004); è stata
rilevata anche una associazione con il tumore alla mammella, in particolare per esposizioni al momento del
menarca (Nie Jet al., Cancer Causes Control, 2007) o nel periodo della prima infanzia (Bonner at al., Cancer
Epidemiol Biomarkers Prev, 2005).
In alcuni studi si è anche evidenziato (Schwartz et al., Environ Health Perspect 2008) 74, che i decessi attribuibili
al particolato si riducano entro pochi anni dalla diminuzione dell’esposizione anche per patologie come il
tumore polmonare: una diminuzione delle concentrazioni di PM 2.5 è correlata a una diminuzione del rischio di
mortalità per neoplasia polmonare già 3 anni dopo il momento in cui l'inquinamento è diminuito mentre per la
mortalità totale il calo è ancora più rapido. Questo significa che interventi per la riduzione delle concentrazioni
di inquinamento può tradursi in risultati sulla salute della popolazione a breve scadenza (oltre che sugli effetti a
breve termine anche su quelli a lungo termine).
Gli effetti a breve e lungo termine sono in parte correlati fra loro: l’esposizione cronica favorisce l’aumento di
patologie respiratorie e cardiovascolari nella popolazione anziana e ne accresce in ultima analisi la suscettibilità
e la fragilità. Gli effetti acuti (respiratori o cardiovascolari) si esplicano più facilmente e sono più gravi in questa
fascia di popolazione causando un accorciamento della vita, anche di alcune settimane. E’ il cosiddetto effetto
harvesting. Tuttavia gli effetti acuti si esplicano anche sulla popolazione sana; si è infatti riscontrato con studi
epidemiologici sulle serie temporali (con i quali si studiano gli effetti dell’esposizione all’inquinamento, nei
giorni successivi all’esposizione). Il meccanismo con il quale sono correlati gli effetti a breve e a lungo termine è
illustrato graficamente nella Fig. 2.
74
J. Schwartz, B. Coull, F. Laden, L. Ryan . The effect of dose and timing of dose pn the association between airborne particles and
survival. Env Health Perspect, 2008, 116: 64-69.
145
Moimacco
146
Figura 2 Grafico della mortalità correlata all’inquinamento atmosferico, comprendente i casi correlati sia ad esposizione a
breve termine che a lungo termine.
(Adattato da un rapporto dell’ UK Department of Health .UK Department of Health, Committee on the Medical Effects of
Air Pollution. “Quantification of the effects of air pollution on health in the United Kingdom”. London, United Kingdom:
The Stationary Office, 1998.
Tratto da “Assessment of Deaths Attributable to Air Pollution: Should We Use Risk Estimates based on Time Series or on
Cohort Studies?” N. Künzli, S. Medina, R. Kaiser , P. Quénel, F. Horak, Jr. and M. Studnicka - American Journal of
Epidemiology Vol. 153, No. 11 : 1050-1055 – 2001)
E’ utile riportare, come sintesi degli effetti sanitari del PM 10, i rischi relativi utilizzati da Martuzzi 75 nello studio
dell’Organizzazione Mondiale della Sanità sulle 13 più grandi città italiane. Gli studi di coorte non hanno
identificato un valore soglia sotto il quale non si hanno effetti sanitari; il rischio persiste al valore più basso
degli intervalli di concentrazione rilevati nelle città con i livelli di inquinamento più bassi (WHO Regional Office
for Europe, 2003). Delle funzioni approssimativamente lineari di dose-risposta sono state trovate negli studi di
coorte, tranne che per il carcinoma polmonare per il quale la linea dose risposta comincia a salire più ripida
sopra i 13 μg/m3 di PM2.5 (una concentrazione media che non è mai stata osservata nelle città italiane
studiate nell’indagine sopraccitata). Anche negli studi sugli effetti a breve termine con le serie temporali è stata
ripetutamente osservata una relazione dose-risposta lineare e senza valore soglia, per gli effetti sanitari del PM
10, sia sulla mortalità che sulla morbosità (incidenza di malattie e/o ricoveri ospedalieri) (Daniels et al., 2000;
Pope, 2000; Schwartz & Zanobetti, 2000; Schwartz et al., 2001; Dominici et al., 2003a; Samoli et al., 2005). A
concentrazioni molto elevate la linea obliqua che rappresenta la funzione potrebbe appiattirsi, ma queste
concentrazioni non erano applicabili nello studio sopraccitato alle città italiane. Per i rischi relativi riportati
nella tabella e utilizzati nello studio quindi si utilizza una funzione dose-risposta lineare. Ciò significa che se il
rischio relativo è di 1,06 per ogni aumento di 10μg/m3 di PM 10, la popolazione esposta a 30μg/m3 di PM 10 ha
il 6% di probabilità di subire gli effetti negativi del PM 10 rispetto alla popolazione esposta 20μg/m3 di PM 10 e
quella esposta a 40μg/m3 il 12% in più.
Per tutti gli effetti cronici il RR è stimato per ogni aumento di 10
μg/m3 di PM 2,5; le concentrazioni di PM 10
76
sono convertite in PM2,5 secondo la seguente formula :
PM2,5 = 0,7 * PM10
Per gli effetti acuti il RR è stimato per ogni aumento di 10μg/m3 di PM10.
75
Marco Martuzzi, Francesco Mitis, Ivano Iavarone Maria Serinelli (2006). Health impact of PM10 and ozone in 13 Italian cities.
Copenhagen, WHO Regional Office for Europe.
76
Tutti gli studi sugli effetti cronici e molte importanti stime del rischio da effetti acuti utilizzati per valutare l’impatto dell’esposizione
a particolato si basano su studi sull’esposizione a PM 2,5. Dato che questo inquinante non è misurato abitualmente nelle città italiane
(tranne alcune come ad esempio Firenze) è necessario utilizzare un fattore di conversione tra PM10 e PM2,5 (il PM 2,5 è infatti in
genere una frazione con dimensioni più piccole - dimensioni aerodinamiche di 2,5µm- del PM10). Le concentrazioni medie annuali del
PM2,5 sono generalmente circa 2/3 di quelle del PM10, ma comunque sono state riportate variazioni sostanziali nel tempo e nello
spazio di questo rapporto, con rapporti da 0,4 a 0,8 (CAFE Working Group on Particular Matter, 2004). In un recente rapporto dell’OMS
(WHO Global Burden of Disease project on comparative quantification of risks to health - Ezzati et al., 2004) è stato utilizzato un
rapporto di 0,5 anche se gli autori sottolineano che sono stati osservati in altri studi valori del rapporto più alti e più bassi (Cohen et al.,
2004). Un fattore di conversione standard di 0,7 è raccomandato nello studio APHEIS: Air Pollution and Health: a European Information
System (Medina et al, 2005. Quest’ultima stima si basa su due recenti studi nei quali nel valore del rapporto si tiene conto dell’errore
standard: il primo studio (CAFE Working Group on Particular Matter, 2004) basato sulle rilevazioni in 72 città europee il rapporto
PM2,5/PM10 è risultato di 0,65 (con un errore standard di 0,09), nel secondo studio (Van Dingenen et al., 2004, basato sulle rilevazioni
di 11 centraline, il rapporto è risultato di 0,73 (con un errore standard di 0,15). In Italia i rapporti di conversione misurati localmente
sono disponibili solo per alcune città e variano tra 0,5 e 0,8: : a Genova 0.65 (Prati e al., 2004),a Milano da 0.62 e 0.84(ARPA Lombardia,
2003, 2004,2005), a Bologna 0.8 (Zanini, 2004), a Firenze da 0.5 to 0.7 (ARPA Toscana, 2005)) e Roma 0.58 (Marconi et al.,2004). Molti
di questi rapporti sono calcolati sulla base dei rilevamenti di centraline di monitoraggio. (tratto da Marco Martuzzi, Francesco Mitis,
Ivano Iavarone Maria Serinelli (2006). Health impact of PM10 and ozone in 13 Italian cities. Copenhagen, WHO Regional Office for
Europe).
146
147
Moimacco
Il rischio relativo è il rapporto tra il rischio di un soggetto esposto al fattore di rischio (nel nostro caso la
concentrazione di un aumento di 10 μg/m3 di PM 10) e quello di un soggetto dello stesso sesso e della stessa
età non esposto a questo aumento. Il rischio relativo e espresso in numeri. Un rischio uguale a 3 di un fumatore
indica, ad esempio, che il soggetto ha un rischio di ammalarsi del triplo (o 300%) rispetto ad un non fumatore
dello stesso sesso ed età. Un rischio relativo di 1,05 di morte per tutte le cause per ogni esposizione ad un
incremento di 10μg/m3 di PM 2,5 nell’aria significa un aumento del rischio del 6%. Il rischio assoluto (o
cumulativo) è invece la probabilità di contrarre una malattia per classe d’età.
Va sottolineato che rispetto ad altri fattori di rischio per alcune malattie (come ad esempio il tumore del
polmone) i fattori di rischio correlati all’inquinamento sono bassi e quindi difficili da indagare (se non si
conosce l’esposizione ai fattori di rischio più forti). Ad esempio il RR per il tumore polmonare è di 11,2 per gli ex
fumatori maschi (e in base all’età di cessazione dell’abitudine al fumo di 5,6 a 30 anni, 4,9 a 40 anni, 8,9 a 50
anni, 12,7 a 60 anni) e 2,7 per le ex fumatrici (e in base all’età di cessazione 2,1 a 30 anni, 1,8 a 40 anni, 2,4 a
50 anni, 2,7 a 60 anni); il RR per il tumore polmonare è di 23,7 per i fumatori maschi (e in base al numero di
sigarette fumate di 3,0 per meno di 5 sigarette, 13,9 tra 5 e 14 sigarette, 26,8 tra 15 e 24 sigarette e 35,9 con
più di 25 sigarette) e 5,1 per le ex fumatrici (e in base al numero di sigarette fumate di 0,7 per meno di 5
sigarette, 4,2 tra 5 e 14 sigarette, 5,5 tra 15 e 24 sigarette e 12 con più di 25 sigarette). Mentre i forti fumatori
con rischio elevato sono una minoranza nella popolazione generale le persone esposte al PM10 con rischio
relativo basso costituiscono una grande percentuale della popolazione generale, e perciò anche l’impatto
dell’esposizione a PM10 diventa significativo.
Effetti sanitari
RR (Rischio Relativo)
Età
1,05
Limiti di confidenza al
95% del RR
1,02-1,11
Mortalità per tutte le
cause
(escluse
accidentali) (b,c)
Carcinoma polmonare
(b,c)
Infarto
miocardico
acuto(d)
Ictus cerebrale (d)
Mortalità
a
breve
termine (escluse cause
accidentali)(e)
Mortalità
a
breve
termine
per
cause
cardiovascolari (e)
Mortalità
a
breve
termine
per
cause
respiratorie (e)
Ricoveri ospedalieri per
cause cardiovascolari (f)
Ricoveri ospedalieri per
cause respiratorie (f)
Bronchiti acute (g)
1,08
1,01-1,16
≥ 30 anni
1,18
1,14-1,23
≥ 30 anni
1,02
1,006
0,95-1,10
1,004-1,008
≥ 30 anni
Tutte le età
1,009
1,005-1,013
Tutte le età
1,013
1,005-1,020
Tutte le età
1,003
1,000-1,005
Tutte le età
1,006
1,002-1,011
Tutte le età
1,306
1,135-1,502
< 15 anni
≥ 30 anni
Stima dei rischi relativi per ogni aumento di 10μg/m3 di PM2,5 o PM10
a)
RR utilizzati nello studio OMS sulla stima dell’impatto dell’inquinamento da PM10 e ozono nelle principali città italiane
(Marco Martuzzi, Francesco Mitis, Ivano Iavarone Maria Serinelli (2006). Health impact of PM10 and ozone in 13
Italian cities. Copenhagen, WHO Regional Office for Europe).
b) RR per incrementi di 10μg/m3 di PM2,5;
c) Pope CA III et al. (2002). Lung cancer, cardiopulmonary mortality, and long-term exposure to fine particulate air
pollution. The Journal of the American Medical Association, 287(9):1132- 1141.
147
Moimacco
148
d) Pope CA III et al. (2004). Cardiovascular mortality and long-term exposure to particulate air pollution: epidemiological
evidence of general pathophysiological pathways of disease. Circulation, 109(1):71–77.
e) Anderson et al. (2004); Anderson HR et al. (2004). Meta-analysis of time-series studies and panel studies of particulate
matter (PM) and ozone (O3): report of a WHO task group. Copenhagen, WHO Regional Office for Europe (document
EUR/04/5042688; http://www.euro.who.int/document/E82792.pdf, accessed 15 April 2006).
f) Biggeri, Bellini & Terracini (2004); Biggeri A, Bellini P, Terracini B (2004). Metanalisi Italiana degli studi sugli effetti a
breve termine dell’inquinamento atmosferico 1996-2002 Epidemiologia e Prevenzione, 28(S4–5):4–100.
g) Martuzzi et al. (2002)
Effetti delle differenti frazioni di PM. Come è stato già detto in precedenza l’esposizione alle frazioni più fini
del particolato ha caratteristiche epidemiologiche diverse rispetto all’esposizione alle più grosse più grosse
In uno studio effettuato per valutare gli effetti a breve termine dell’esposizione alle varie frazioni del
particolato atmosferico (particelle di nucleazione - < 0,03 µm– nuclei di Aitken – 0,03-0,1 µm -, particolato di
accumulazione 0,1-0,29 µm, particolato “corse mode”- 2,5-1 µm e PM 2,5 - <2,5 µm) monitorate ad Helsinki tra
il 1998 e il 2004 sulla popolazione anziana (>65 anni) è risultato che. tutte le frazioni incluse i nuclei di Aitken, il
particolato di accumulazione e il particolato “corse mode” danno effetti avversi sull’apparato respiratorio fra
gli anziani ; l’associazione tra l’esposizione a tutte le frazioni e gli effetti avversi per l’apparato cardiovascolare è
risultata più debole rispetto a quella per l’apparato respiratorio; c’è una associazione tra ricoveri per aritmia e
l’esposizione alla frazione dei nuclei di Aitken e il PM2,5 derivanti da traffico e poche associazioni con le altre
frazioni per ricoveri e mortalità cardiovascolare; una associazione tra l’esposizione a tutte le frazioni e i ricoveri
per polmonite, asma e bronchite cronica ostruttiva, particolarmente forte per la frazione di particolato di
accumulazione; si è riscontrata una associazione anche con la mortalità per cause respiratorie, specie per
quest’ultima frazione. 77
Anche a Roma sono stati effettuati studi sull’effetto dell’esposizione alle frazioni di particolato PM10, PM2,5 e
particolato ultrafine e i ricoveri per cause respiratorie e cardiovascolari dal 2001 al 2005. 78Il particolato
ultrafine è stato misurato come concentrazione del numero di particelle per cm³ (PNC); è stata riscontrata una
correlazione tra il PNC, il PM10 (0,57) e il PM2,5 (0,55). Lo studio epidemiologico è stato effettuato con il
metodo case-crossover (uno studio caso controllo nel quale gli stessi individui sono controlli prima
dell’esposizione – nei giorni selezionati come controllo - e casi dopo l’esposizione, in modo che i fattori
confondenti sono gli stessi per i casi e i controlli); sono stati selezionati i giorni di controllo ed è stato effettuato
un aggiustamento per temperatura, pressione atmosferica, festività e epidemie influenzali. Per poter avere
risultati confrontabili con altri studi, i ricoveri sono espressi come percentuale di aumento dei ricoveri per ogni
aumento di 10 µg/m³ di PM 10, 7 µg/m³ di PM2,5 e 6758 particelle/cm³ di particolato ultrafine; l’analisi è stata
ripetuta in inverno, estate e primavera/autunno. L’esposizione alle tre frazioni di PM è risultata associata, al lag
0, ovvero lo stesso giorno dell’esposizione, con i ricoveri ospedalieri per malattie cardiache; l’associazione più
forte è risultata con il PM 2,5 in particolare per la sindrome coronaria acuta (attacchi ischemici cardiaci aumento dell’1,57% con limiti di confidenza al 95% da 0,43 a 2,72) ed insufficienza cardiaca (1,69% di aumento
con limiti di confidenza al 95% da 0,47 a 2,92); l’aumento dei ricoveri per cause cardiache è risultato
significativo in inverno e primavera autunno, ma non in estate. Per il particolato ultrafine è risultato un effetto
ritardato (dopo 4 giorni e tra 0 e 4 giorni dall’esposizione, solo nei mesi estivi all’intervallo di 2 giorni) per
ricoveri ospedalieri da cause cardiache, che era assente per il PM10 e PM2,5. Per quanto riguarda i ricoveri per
cause respiratorie i ricoveri per asma bronchiale sono risultati associati all’intervallo 0 con l’esposizione a
PM10, mentre il particolato ultrafine è risultato associato ai ricoveri per pneumopatia cronica ostruttiva
all’intervallo 0, e con bronchiti 2 giorni dopo l’esposizione. I maggiori effetti sui ricoveri respiratori del PM 2,5
77
Particulate air pollution and acute cardiorespiratory hospital admissions and mortality among the elderly – Halonen, Jaana i.; Lanki,
Timo; Yli-Tuomi, Taja; Tiittanen, Pekka; Kulmala, Markku; Pekkanen, Juha. Epidemiology: January 2009 – Volume 20 – Issue 1 – Pagg.
143-153
78
Health relevance of particulate matter from various sources – Report on a WHO workshop- Bonn, Germany – 26-27 March 2007 –
“PM size as a health related parameter – Fine and ultrafine particles and hospital admissions for cardiovascular and respiratory diseases
in Rome” – F. Forastiere
148
Moimacco
149
all’intervallo 0 si verificano invece d’estate (6,32% per pneumopatia cronico ostruttiva e addirittura 21,74% per
asma bronchiale). Per il particolato ultrafine si è riscontrata un’associazione con i ricoveri per pneumopatia
cronico ostruttiva in inverno e primavera/autunno.
Questi risultati suggerirebbero che vi siano differenti meccanismi d’azione fra le varie frazioni di PM con effetti
indipendenti.
Sempre riguardo alle frazioni più fini di PM recenti studi hanno evidenziato che le concentrazioni degli
inquinanti da traffico variano tra le diverse zone di una medesima città o area urbana. Nelle aree adiacenti alle
strade principali 79, distanti dalla linea mediana della strada considerata meno di 300 metri, si sono riscontrate
concentrazioni di ossido nitrico, carbonio elementare (black smoke) e di PM 0,1 (particolato ultrafine) molto
più elevate di quelle riscontrate a livello di background urbano. Barbara Hoffmann 80 e altri ricercatori hanno
riscontrato che le persone residenti da molto tempo nelle aree contigue alle strade principali, situate a una
distanza inferiore ai 200 metri dalla linea mediana della strada, andavano incontro all’insorgenza di cardiopatia
ischemica 81 con una frequenza maggiore di circa 85% rispetto a coloro che abitavano nella stessa area urbana
ma lontano dalle strade principali. La stessa ricercatrice evidenziava inoltre che il rischio di cardiopatia
ischemica aumentava con il diminuire della distanza dalla strada, per cui ad esempio le persone che abitavano
a una distanza inferiore a 50 metri avevano un rischio maggiore di quelle che abitavano a meno di 100 metri e
in queste ultime il rischio era maggiore rispetto alle persone la cui residenza era situata tra 100 e 200 metri
dalla strada. I risultati dello studio suddetto erano in accordo con un recente studio di coorte che aveva
evidenziato un aumento del rischio relativo di mortalità per cause cardiopolmonari pari a 1,95 nelle persone
residenti a meno di 150 metri dalle strade principali 82.
Sempre Barbara Hoffmann 83 in un altro studio pubblicato da Circulation nel 2007 ha evidenziato che
l’esposizione a inquinanti da traffico è associata all’insorgenza di arteriosclerosi delle arterie coronarie. Anche
in questo caso l’esposizione a lungo termine è stata stimata utilizzando come utile proxy la distanza delle
residenze delle persone coinvolte nello studio dalla strada principale. Per evidenziare l’arteriosclerosi delle
arterie coronarie i ricercatori hanno utilizzato una tomografia computerizzata a fasci di elettroni (EBTC) con cui
si riesce a misurare la calcificazione delle arterie coronarie, segno attendibile di arteriosclerosi. Rispetto alle
persone che abitavano a una distanza superiore a 200 metri dalla linea mediana di una strada principale, coloro
la cui residenza era situata a meno di 100 metri evidenziavano un rischio di arteriosclerosi coronaria più alto
del 45% (OR = 1,45, l.c. 1.15-1.82). I risultati ottenuti dalla Dr. Barbara Hoffmann concordano con quelli di uno
studio recente effettuato da Nino Kunzli e altri autori 84 che hanno evidenziato un aumento di spessore pari a
5,9% della parete dell’intima media delle carotidi nei soggetti esposti a valori di PM 2.5 superiori di 10 µg/m3
rispetto ai corrispettivi del gruppo di controllo.
Altri autori 85 hanno evidenziato nei bambini che risiedevano nei pressi delle strade principali una frequenza
maggiore di asma bronchiale e una riduzione della funzione polmonare. Negli studi di R. Beelen, G. Hoek e
79
Strade principali: con tale termine ci si riferisce generalmente alle autostrade e alle strade urbane a traffico intenso con una media di
veicoli giornalieri compresa tra le 10000 e le 130000 u
80
Hoffmann B, Moebus S, Stang A, Beck EM, Dragano N, Möhlenkamp S, Schmermund A, Memmesheimer M, Mann K, Erbel R, Jöckel
KH. Residence close to high traffic and prevalence of coronary heart disease. Eur Heart J. 2006;27:2696 –2702.
81
Cardiopatia ischemica: viene definita in base all’insorgenza di almeno uno dei seguenti eventi: infarto del miocardio, applicazione di
uno stent coronario, intervento di angioplastica o di bypass
82
Hoek G, Brunekreef B, Goldbohm S, Fischer P, van den Brandt PA. Association between mortality and indicators of traffic-related air
pollution in the Netherlands: a cohort study. Lancet 2002;360:1203–1209.
83
B. Hoffmann, S. Moebus, S. Möhlenkamp, A. Stang, N. Lehmann, N. Dragano, A. Schmermund, M. Memmesheimer, K. Mann, R. Erbel,
K.-H. Jöckel and for the Heinz Nixdorf Recall Study Investigative Group. Residential Exposure to Traffic Is Associated With Coronary
Atherosclerosis. Circulation 2007;116;489-496.
84
Künzli N, Jerrett M, Mack WJ, Beckermann B, LaBree L, Gilliland F, Thomas D, Peters J, Hodis HN. Ambient air pollution and
atherosclerosis in Los Angeles. Environ Health Perspect. 2005;113:201–206.
85
Doug Brugge, Johon L Durant and Chrisstine Rioux. Near-highway pollutants in motor vehicle exhaust: A review of epidemiologic
evidence of cardiac and pulmonary risks. Environmental Health Perspect. 2007, 6:23.
149
Moimacco
150
altri 86 si è riscontrata un’associazione tra la residenza nei pressi delle strade principali o in zone con un’alta
intensità di traffico e un aumento della mortalità per cause naturali o per cause respiratorie.
Nella maggior parte degli studi relativi a microaree l’associazione tra effetti avversi sulla salute della
popolazione esposta e l’inquinamento da traffico è stata più consistente utilizzando come stima
dell’esposizione la distanza delle residenze dalle strade principali rispetto alla concentrazione del PM2,5. A
questo proposito si ritiene che la concentrazione numerica delle particelle ultrafini (particelle di diametro
inferiore a 0,1 µm) rappresenti un indicatore più efficace dell’esposizione a inquinanti da traffico rispetto alle
concentrazioni del PM2,5. La concentrazione numerica delle particelle ultrafini evidenzia una correlazione più
marcata con l’intensità del traffico e decade in modo esponenziale allontanandosi dalla linea mediana della
strada, raggiungendo i livelli di background all’incirca a 300 metri dalla stessa 87 Il diagramma che rappresenta
la dispersione è rappresentato nella figura sottoriportata 88.
La diminuzione della concentrazione suddetta dipende oltre che dalla distanza anche dalla direzione prevalente
del vento, risultando più rapida se la zona interessata è situata sottovento rispetto all’asse mediano della
strada. Il traffico veicolare, soprattutto quello relativo ai veicoli a gasolio, rappresenta la sorgente più
importante di particelle ultrafini in ambito urbano. La maggior parte degli autori ritiene inoltre che le particelle
ultrafini esercitino una tossicità più marcata rispetto a quelle di dimensioni maggiori in relazione alla loro
maggiore capacità ossidativa e di trasporto di composti tossici.
Gli studi precedenti, che rimangono comunque fondamentali per la stima del rischio 89, avevano stimato il
rischio causato dall’inquinamento atmosferico, prendendo come riferimento la popolazione residente in macro
86
Rob Beelen, Gerard Hoek, Piet van der Brant, R Alexandra Goldbohom, Paul Fisher, Leo J Schouten, Michael Jerret Edward Hughes,
Ben Armstrong, and Bert Brunekreef . Long term Effects of Traffic-Related Air Pollution on Mortality in a Dutch Cohort (NLCS-AIR Study).
Environ Health Perspect. 2008;116:196–202.
87
Zhu Y, Hinds WC, Kim S, Sioutas C. 2002. Concentration and size distribution of ultrafine particles near a major highway. J Air Waste
Manag Assoc 52(9):1032–1042.
88
TNO (2002).HEAVEN-project: report on the measuring and modelling results in 2000 and 2001 for use of development of a new
atmospheric dispersion model. Apeldoorn, Netherlands Organisation for Applied Scientific Research TNO (Report 2002/377).
89
Pope CA III, Burnett RT, Thun MJ, Calle EE, Krewski D, Ito K, Thurston GD. Lung cancer, cardiopulmonary mortality, and long-term
exposure to fine particulate air pollution. JAMA 2002;287:1132–1141.
150
Moimacco
151
aree (intere città o zone comunque molto estese): confrontando gli effetti sanitari riscontrati nei residenti in
città con elevati livelli di inquinamento con quelli evidenziati invece nelle popolazioni esposte a minori
concentrazioni di inquinanti, si era riusciti a stabilire una associazione causale tra aumento della
concentrazione di inquinanti e aumento della mortalità e della morbosità nella popolazione esposta.
Gli ultimi studi invece hanno preso come riferimento le microaree e hanno riscontrato che all’interno di una
determinata macroarea il rischio non è distribuito omogeneamente in tutta la popolazione, ma presenta
differenze importanti in relazione alla distanza tra la residenza e le sorgenti di inquinanti. Nelle popolazioni
residenti nelle aree contigue alle strade principali (a circa 200-300 metri dall’asse centrale) il rischio di effetti
avversi sulla salute causato dalle emissioni da traffico veicolare è risultato superiore rispetto a quello
evidenziato nei residenti nella stessa città ma in zone più distanti dalle strade principali. Il rischio è più elevato
non solo nei residenti, ma anche nelle persone la cui attività lavorativa è situata in aree contigue a strade molto
trafficate e più in generale in tutte le persone che passano molto tempo in zone ad alta intensità di traffico
come ad esempio: gli addetti alle forze dell’ordine e alla polizia municipale, gli addetti alla manutenzione delle
strade e tutti coloro che per lavoro passano gran parte della loro giornata viaggiando su autoveicoli a motore.
Tra i soggetti più suscettibili agli effetti avversi causati dall’inquinamento atmosferico vi sono i soggetti minori,
gli anziani e le persone affette da malattie croniche.
Caratteristiche tossicologiche e meccanismi d’azione del PM. Come è già stato detto sotto l’aspetto scientifico
gli effetti sanitari del PM10 si esplicano già prima dei limiti stabiliti dalla legge. Esistono diversi studi che hanno
investigato sugli effetti biologici degli inquinanti atmosferici e hanno riscontrato che il PM 10 e il PM 2.5
inducono, attraverso l'attivazione macrofagica e il rilascio di citochine, uno stato proinfiammatorio che
favorisce fenomeni di fibrosi polmonare, facilitano l’insorgenza di infezioni polmonari tramite l’inibizione
dell’attività battericida dei macrofagi polmonari, determinano inoltre, un aumento della viscosità, coagulabilità
del sangue e della frequenza cardiaca e hanno un'azione vasocostrittrice, provocata da un aumento del livello
plasmatico di citochine ET-1. Per una rassegna completa e un approfondimento dei meccanismi
etiopatogenetici coinvolti nella correlazione tra eventi cardiovascolari e inquinamento atmosferico (non solo da
PM10 e 2,5, ma anche da ozono, ossidi di azoto, ossidi di zolfo e monossido di carbonio) si rimanda all’articolo
“L’inquinamento atmosferico quale emergente fattore di rischio per le malattie cardiovascolari: una revisione
ragionata della letteratura” Antonio Mafrici, Riccardo Proietti, Silvio Klugmann; G.Ital Cardiol, 2008; 9 (2):90103 (reperibile al sito http://www.giornale-italiano-cardiologia.it/pdf_files/03%2090-103.pdf .)
Anche la composizione chimica delle particelle influisce sulle caratteristiche tossicologiche delle stesse.
In uno studio effettuato a Roma da Forastiere et al 90, “la concentrazione di diversi metalli contenuti nella
frazione fine del particolato atmosferico,in particolare Cr, Fe, Pb e Zn, si è associata nelle persone affette da
broncopneumopatia cronica ostruttiva (BPCO) a significativi decrementi degli indici di funzionalità respiratoria,
a suggerire un loro ruolo nelle caratteristiche biologicamente efficaci del particolato inalabile. Nell’ambito
dell’Harvard Six Cities Studies è stata analizzata la relazione tra mortalità giornaliera e concentrazioni di PM 2.5
attribuibile a diverse sorgenti, sulla base del contenuto di particolari elementi: silice (Si) come indicatore della
componente originata da fenomeni di erosione della crosta terrestre, piombo (Pb) come indicatore del
contributo di sorgenti mobili (autoveicoli) e selenio (Se) come tracciante di processi di combustione del
carbone. In questo studio sono state anche condotte analisi dell’impatto delle variazioni di concentrazione di
singoli metalli sulla mortalità giornaliera e si osservava un significativo incremento nella mortalità totale in
90
Studio degli effetti dell’inquinamento atmosferico sulla funzionalità cardiaca e respiratoria in individui suscettibili Susanna Lagorio (a),
Francesco Forastiere (b), Riccardo Pistelli (c), Ivano Iavarone (d), Giorgio Cattani (d), Giordano Stacchini (d), Giovanni Ziemacki (d),
Achille Marconi (d), Paola Michelozzi (b), Valeria Fano (b), Alessia Trivini (b), Raffaele Antonelli Incalzi (c), Salvatore Basso (c), Raffaella
Tiziana Benedetto (c), Anna Maria Della Corte (c), Leonello Fuso (c), Carmela. Maiolo (c), Sandra Sammarro (c), Maria Serra (c), Salvatore
Spadaro (c), Lorenzo Maria Tramaglino (c), Bart Ostro (e) (a) Laboratorio di Epidemiologia e Biostatistica, Istituto Superiore di Sanità,
Roma (b) Dipartimento di Epidemiologia, ASL RME, Roma (c) Dipartimento di Pneumologia, Università Cattolica del Sacro Cuore, Roma
(d) Laboratorio di Igiene Ambientale, Istituto Superiore di Sanità, Roma (e) California Environmental Protection Agency, Berkeley, CA,
USA - in Rapporti ISTISAN 03/11 ISTITUTO SUPERIORE DI SANITÀ Effetti sulla salute dell’inquinamento atmosferico nelle aree urbane
Risultati di un progetto congiunto Istituto Superiore di Sanità – Ministero dell’Ambiente A cura di Riccardo Crebelli e Angelo Carere
151
Moimacco
152
relazione all’incremento delle concentrazioni di Pb e nichel (Ni), mentre l’effetto del ferro e del vanadio –
osservato nei modelli ad un unico inquinante – scompariva controllando per l’effetto di Pb e Ni. Tra i
partecipanti affetti da angina instabile o pregresso infarto miocardio acuto, invece, nello studio in questione
non viene rilevata alcuna associazione tra funzionalità respiratoria e concentrazioni ambientali degli inquinanti
in studio. Questo contrasto di risultati è di particolare interesse perché sembra indicare che la suscettibilità
individuale agli effetti delle concentrazioni ambientali di inquinati sui parametri respiratori varia in funzione di
preesistenti alterazioni della funzionalità respiratoria”.
Vi sono comunque ancora margini di incertezza, sui meccanismi di azione biologica che determinano i risultati
epidemiologici: l’identificazione dei fattori (dimensioni e/o composizione chimica delle particelle)
maggiormente responsabili degli effetti sanitari riscontrati e la definizione dei gruppi di individui
potenzialmente a maggior rischio. Le ipotesi più recenti attribuiscono un ruolo importante alle particelle
ultrafini (UF) (< 0,1 µm) e ai metalli di transizione associati alle particelle (e in particolare il Fe). 91,92 Le particelle
ultrafini (0,01-0,1 µm) e particelle di accumulazione (0,1-1 µm) hanno un ruolo importante per la loro
elevatissima area superficiale e la maggiore efficienza di deposizione. In particolare si è visto che le particelle
ultrafini stimolano una risposta infiammatoria con l’aggregazione delle piastrine e la formazione di trombi
attraverso un aumento dei livelli plasmatici di sCD40L in soggetti con coronaropatia. 93
Linee guida dell’Organizzazione Mondiale della Sanità. Effetti avversi per la salute sono stati osservati a livelli
non lontani dai valori di concentrazione naturali, cioè a circa 6 μg/m 3. Se esiste un valore soglia per il PM, esso
si trova perciò nell’intervallo inferiore dei valori di concentrazione attualmente osservati nei paesi europei
(WHO Regional Office for Europe, 2003).
Le ultime Air Quality Guidelines dell’OMS nel 2006 hanno comunque stabilito i livelli più bassi (rispettivamente
media annuale di PM 10 di 20 µg/m3 e di PM 2,5 di 10 µg/m3) a partire dei quali si hanno effetti (mortalità
totale, cardiopolmonare e da neoplasie polmonari) per esposizioni a lungo termine al PM 2,5. Tuttavia questi
effetti sono difficili da stimare su una popolazione di poche migliaia di persone e con concentrazioni di PM 10
come quelle riscontrate nell’area in questione.
Air Quality Guidelines OMS per il PM10 e PM2,5 e obiettivi intermedi
PM 10 media
PM 2.5
Effetti sanitari
annua
media
annua
3
Obiettivo
70 µg/m
35 µg/m3
Livelli di PM associati a mortalità cronica superiore
intermedio OMS 1
del 15 % di quella osservata a livello AQG
(IT-1)
Obiettivo
50 µg/m3
25 µg/m3
Rischio di mortalità prematura diminuito di circa il
intermedio OMS 2
6%rispetto al livello IT-1
(IT- 2)
Obiettivo
30 µg/m3
15 µg/m3
Rischio di mortalità prematura diminuito di circa il 6%
intermedio OMS3
rispetto allivello IT-2
(IT- 3)
91
Materiale particellare aerodisperso: definizioni, effetti sanitari, misura e sintesi delle indagini ambientali effettuate a Roma - Achille
MARCONI -Laboratorio di Igiene Ambientale, Istituto Superiore di Sanità, RomaAnn Ist Super Sanità 2003;39(3):329-342
92
39. Oberdöster G. Pulmonary effects of inhaled ultrafine particles. Int Arch Occup Environ Health 2001;74:1-8.
93
Ultrafine particles and platelet activation in patients with coronary hearth diseases – results from a perspective panel study – Regina
Rückerl, Richard P Pipps, Alexandra Shneider, Mark Frampton, Joseph CyrYs, Gunther Oberdöster, H Erich Wichmann, Annette Peters –
Particle and Fibre Toxicology 2007, 4:1
152
Moimacco
153
Air Quality
Guidelines OMS 2005
20 µg/m3
10 µg/m3
I livelli più bassi ai quali si sono
osservati aumenti di mortalità
totale, per tumore polmonare e
per cause cardiopolmonari (Pope
et al., 2002). Si preferisce l’uso
del valore guida del PM 2.5.
In generale però vari studi, come è stato detto in un precedente paragrafo, hanno riscontrato che non c’è un
valore soglia per gli effetti avversi da PM 10.
Va tenuto presente che sotto l’aspetto scientifico gli effetti sanitari del PM 10 si esplicano già prima dei limiti
stabiliti dalla legge. Esistono diversi studi che hanno investigato sugli effetti biologici degli inquinanti
atmosferici e hanno riscontrato che il PM 10 e il PM 2.5 inducono, attraverso l'attivazione macrofagica e il
rilascio di citochine, uno stato proinfiammatorio che favorisce fenomeni di fibrosi polmonare, facilitano
l’insorgenza di infezioni polmonari tramite l’inibizione dell’attività battericida dei macrofagi polmonari,
determinano inoltre, un aumento della viscosità, coagulabilità del sangue e della frequenza cardiaca e hanno
un'azione vasocostrittrice, provocata da un aumento del livello plasmatico di citochine ET-1.
NOX. L’OMS ha stabilito un valore guida per il biossido di azoto di 40 µg/m³ come media annuale; da studi
epidemiologici si sono evidenziati effetti avversi sulla salute anche entro questi livelli, e in studi
sull’inquinamento indoor si sono rilevati sintomi respiratori sui bambini anche a livelli inferiori. Tuttavia, dato
che il biossido di azoto è un importante componente dell’inquinamento generato con i processi di combustione
ed è altamente correlato con altri prodotti della combustione, primari o secondari non è chiaro in che misura
gli effetti sulla salute osservati in studi epidemiologici sono attribuibili al biossido di azoto o ad altri inquinanti
correlati ad esso. Pertanto anche nelle Air Qualità Guidelines dell’OMS 2006 è mantenuto questo valore guida.
Molti studi di tossicologia umana studi sugli effetti a breve termine dell’esposizione a biossido di azoto
dimostrano effetti acuti sulla salute a livelli superiori a 500 μg/m3, e una meta-analisi ha indicato effetti a livelli
superiori a 200 μg/m3. Anche per gli effetti a breve termine nelle Air Quality Guidelines dell’OMS 2005 si è
mantenuto il valore guida la concentrazione di 200 μg/m3 per un’ora.
Come inquinante atmosferico il biossido di azoto ha più ruoli, difficili da separare:
a) Da studi tossicologici umani e animali risulta che il biossido di azoto è di per sé - a breve termine a
concentrazioni superiori a 200 μg/m3 - con un gas tossico con significativi effetti sulla salute.
b) Numerosi studi epidemiologici hanno utilizzato il biossido di azoto come marcatore o indicatore delle
miscele di inquinanti da combustione in particolare traffico o combustione domestica. In questi studi, gli effetti
sulla salute osservati possono anche essere associati ad altri prodotti della combustione, come le particelle
ultrafini, l'ossido di azoto, il PM o il benzene.
c) E’ stata rilevata una relazione dose-risposta lineare tra concentrazioni di biossido di azoto e mortalità nelle
nove città partecipanti allo studio APHEA-2, con curve dose risposta specifiche per ogni città. 94Il ruolo
indipendente del biossido di azoto è stato confermato anche da studi successivi, ma resta da chiarire il suo
ruolo come surrogato di altri inquinanti non misurati. 95
d) La maggior parte del biossido di azoto è emesso come ossido di azoto che viene rapidamente ossidato
dall’ozono. Il biossido di azoto in presenza di idrocarburi e luce ultravioletta è a sua volta la maggiore fonte di
94
. E Samoli, G Touloumi, A Zanobetti, A Le Tertre, C. Schindler, R Atkinson, J Vonk, G Rossi, M Saez, D Rabczenko, J Schwartz, and K
Katsouyanni - Investigating the dose-response relation between air pollution and total mortality in the APHEA-2 multicity project Occup Environ Med. 2003 December; 60(12): 977–982
95
1
E. Samoli, E. Aga, G. Touloumi K. Nisiotis, B. Forsberg, A. Lefranc, J. Pekkanen, B. Wojtyniak, C. Schindler, E. Niciu, R. Brunstein, M.
Dodi Fikfak, J. Schwartz and K. Katsouyanni - Short-term effects of nitrogen dioxide on mortality: an analysis within the APHEA project
Eur Respir J 2006; 27:1129-1138
153
Moimacco
154
ozono troposferico e nitrati, i quali costituiscono una importante frazione del PM 2,5. Il biossido di azoto va
quindi considerato un precursore del PM 10 secondario.
Il valore di 40 μg/m3 è stato stabilito per la protezione della salute umana dagli effetti diretti del biossido di
azoto (sulla base di alcuni studi epidemiologici che hanno evidenziato aumento di sintomi in bambini asmatici
ad esposizioni superiori a tale livello) e considerato come singolo inquinante indipendentemente da coinquinanti; se considerato come indicatore dell’inquinamento da combustione il livello di 40 μg/m3 andrebbe
ulteriormente abbassato.
SOX Da studi sulla funzionalità polmonare e i sintomi respiratori in asmatici si sono riscontrati effetti per
esposizioni a determinate concentrazioni di biossido di zolfo per periodi inferiori a 10 minuti. Sulla base di tali
studi è stato stabilito dall’OMS per le esposizioni a breve termine il valore guida di una concentrazione di 500
μg/m3 come media di 10 minuti. Poiché l'esposizione ai picchi di concentrazione dipende dalla natura delle
fonti locali e dalle condizioni meteorologiche, questo valore non può essere utilizzato per stimare
corrispondenti valori guida per periodi più lunghi, ad esempio di un’ora. Per le esposizioni al biossido di zolfo su
24 ore nelle AQG-OMS 2006 si precisa che i cambiamenti nel tasso di mortalità, morbilità o della funzione
polmonare per esposizioni a concentrazioni di anidride solforosa misurati sulla media di 24 ore sono
necessariamente basate su studi epidemiologici in cui le persone sono esposte ad una miscela di sostanze
inquinanti, per cui è difficile per separare i contributi sugli effetti sulla salute di ciascun inquinante. Per questa
ragione prima del 1987 I valori del biossido di zolfo erano legati a corrispondenti valori del PM. Nelle AQG-OMS
del 2000 sulla base di studi epidemiologici che avevano evidenziato effetti indipendenti sulla salute
dell’esposizione a biossido di zolfo è stato stabilito un valore guida separato per il biossido di zolfo di 125
μg/m3 come media su 24 ore.
A seguito di studi sugli effetti a breve termine dell’inquinamento atmosferico con il metodo delle serie
temporali risono evidenziati effetti sulla salute a soglie molto basse (in uno studio su ricoveri ospedalieri per
cause cardiologiche non c’era un valore soglia tra i 5 e i 40 μg/m3 96; in un altro studio si rilevavano effetti sulla
mortalità giornaliera già a partire dalla concentrazione media di 5μg/m3 97).D’altra parte vi è ancora notevole
incertezza sul fatto che il biossido di azoto sia l'inquinante responsabile degli effetti negativi osservati o,
piuttosto, un surrogato di altri inquinanti quali particelle ultrafini o qualche altra sostanza correlata. L’OMS
tenendo conto sia dell’incertezza nel nesso di causalità, e della difficoltà a raggiungere livelli sufficientemente
bassi da non essere associati ad effetti sanitari sia della necessità di garantire un maggior grado di protezione
rispetto a quello previsto nelle precedenti AQG, ha definito nel 2005 un valore guida di 20 μg/m3 come
concentrazione media delle 24 ore. Non stabilisce un valore per la media annuale in quanto già il livello
stabilito per la media su 24 ore assicura una bassa concentrazione media annuale.
Stabilisce anche dei valori guida intermedi.
Air Quality Guidelines per il biossido di zolfo e obiettivi intermedi
Media 24 ore
Obiettivo intermedio 1 OMS
125 μg/m3
(IT-1) (livelli AQG del 2000)
Obiettivo intermedio 2 OMS(IT-2)
50 μg/m3
Air Quality Guidelines OMS 2005
20 μg/m3
Media 10 minuti
-
500 μg/m3
96
Wong CM et al. A tale of two cities: effects of air pollution on hospital admissions in Hong Kong and London compared. Environmental
Health Perspectives, 2002, 110:67–77.,
97
Burnett RT et al. Associations between short-term changes in nitrogen dioxide and mortality in Canadian cities. Archives of
Environmental Health 2004, 59:228–236.
154
155
Moimacco
CO Approssimativamente l’80-90% del monossido di carbonio (CO) si lega con l’emoglobina (che ha verso il CO
una affinità 200-250 volte maggiore rispetto all’ossigeno, riducendo la capacità di trasporto di ossigeno da
parte del sangue e diminuendo il rilascio dell’ossigeno nei tessuti extravascolari. Questa è la causa principale
dell’ipossia che l’esposizione al monossido di carbonio produce nei tessuti. Per questo motivo gli effetti tossici
si evidenziano nei tessuti con maggior consumo di ossigeno come il cuore, il cervello, i muscoli scheletrici in
esercizio e il feto in sviluppo. L’eliminazione dipende dalla velocità di rilascio del CO dall’emoglobina a cui è
legato (con la quale forma la carbossiemoglobina-COHB) e avviene attraverso l’aria alveolare;esso varia tra 2 e
6,5 ore in rapporto al livello iniziale di COHb e nel feto è comunque maggiore rispetto alla donna in gravidanza.
A dosi più elevate il CO si lega anche ad altre proteine come la mioglobina, , la citocromo-ossidasi e il citocromo
P-450; secondo studi sperimentali il legame alla mioglobina contribuisce alla depressione della funzione
cardiaca e al calo dell’ossigenazione muscolare, e il legame alla citocromo ossidasi ha un azione su cuore e
cervello. Gli effetti sul sistema nervoso centrale vanno dalla cefalea ad un livello di COHb del 10% al coma ad
un livello del 40%, alla morte al 50%. A livelli più bassi si hanno disturbi neurocomportamentali o visivi,
generalmente in giovani adulti sani (sedentari o a riposo) solo oltre il 18% di COHb, ma in studi recenti in alcuni
soggetti gli effetti cominciano al 3-5%. In soggetti sani ad un test al cicloergometro compare una diminuzione
della durata massima di esercizio alla quale questo viene interrotto per affaticamento da una concentrazione
del 4% in poi, mentre in soggetti con cardiopatia ischemica la durata massima dell’esercizio alla quale lo stesso
viene interrotto per comparsa di angina pectoris comincia a diminuire già al 2,5-3% di COHb. In alcuni studi gli
effetti aritmogeni si sono evidenziati anche ad una percentuale di COHb < o uguale al 5%. Sulla base di studi
epidemiologici e dati clinici l’esposizione ambientale o occupazionale o da fumo di sigaretta (in genere più
elevata di quella ambientale) può contribuire alla mortalità cardiovascolare (infarti miocardici acuti); non è ben
chiaro se ciò è dovuto agli effetti aritmogeni del CO o ad effetti a lungo termine.
Per quanto riguarda gli effetti del CO sullo sviluppo del feto, va tenuto conto che la produzione endogena di CO
nella donna gravida può essere tre volte superiore al normale, la concentrazione di emoglobina materna è
spesso ridotta e vi è nelle donne in gravidanza una iperventilazione fisiologica; come risultato di queste
modificazioni la concentrazione in gravidanza di COHb può essere più alta del 20% rispetto ai valori fuori dal
periodo di gravidanza. Il CO diffonde facilmente attraverso la placenta e l’emoglobina fetale ha una affinità per
il CO maggiore dell’emoglobina adulta. Da ciò deriva che i livelli di COHb fetali sono del 10.15% di quelli
materni; gli organi in sviluppo del feto sono particolarmente vulnerabili agli effetti del CO, e il più sensibile degli
organi è il cervello del feto. C’è una relazione chiaramente stabilita tra l’abitudine al fumo della madre in
gravidanza e il basso peso alla nascita a livelli di COHb fetale del 2-10%; il CO è anche uno dei probabili fattori
eziologici, nell’associazione tra fumo in gravidanza e morti perinatali e disturbi comportamentali nei lattanti
In conclusione l’OMS ha indicato i seguenti valori guida per il CO (AQG, 2000)sulla base di queste
considerazioni: in adulti sani la produzione endogena di CO (attraverso il catabolismo dell’emoglobina e di altre
proteine contenenti eme, o in condizioni patologiche per anemia emolitica, metabolismo accelerato , o per
azione di alcuni farmaci) determina una livello ematico di COHb di 0,4-0,7%; durante la gravidanza i livelli
materni salgono a 0,7-2,5% per una maggiore produzione endogena. Nella popolazione generale di non
fumatori i livelli medi so abitualmente di 0,5-1% (per produzione endogena ed esposizione ambientale). Non
fumatori in determinate occupazioni (autisti, vigili urbani, lavoratori in garage, ecc) possono avere livelli di
COHb superiori al 5% e forti fumatori superiori al 10%. In soggetti ben allenati che fanno intensa attività fisica
in ambienti chiusi inquinati da CO (o con scarso ricambio d’aria) i livelli di COHb possono rapidamente salire al
10-20% (in palazzetti del ghiaccio si sono verificate intossicazioni da CO epidemiche). Quindi per garantire una
protezione dei gruppi di popolazione di mezza età o anziana, non fumatori, con documentata o latente
patologia coronaria, dal rischio di attacchi ischemici, e per proteggere i feti da effetti ipossici, non dovrebbe
essere superato un livello di COHb non superiore al 2,5%.
Tenendo conto delle variabili fisiologiche nell’assorbimento del CO (secondo l’equazione esponenziale di
Coburn-Foster-Kane, questa concentrazione di COHb, corrisponde alle seguenti concentrazioni di CO (anche in
caso di leggera o moderata attività fisica in soggetti sani
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•
•
•
•
100 mg/m3 (90 ppm) per 15 minuti
60 mg/m3 (50 ppm) per 30 minuti
30 mg/m3 (25 ppm) per 1 ora
10 mg/m3 (10 ppm) per 8 ore
Ozono Studi sugli effetti sanitari a breve termine dell’inquinamento atmosferico, in particolare studi sulla
mortalità giornaliera con il metodo delle serie temporali, hanno evidenziato una associazione positiva tra
mortalità giornaliera ed esposizione a concentrazioni di ozono inferiori a 120 μg/m3 come media giornaliera su
8 ore, che era il valore guida precedentemente definito dall’OMS, senza . Nelle AQG-OMS del 2005 si stabilisce
perciò un valore guida di 100 μg/m3 come media giornaliera su 8 ore.
E’ possibile che in soggetti suscettibili effetti avversi si verifichino anche sotto questa concentrazione. Sulla
base degli studi sulle serie temporali il numero dei decessi attribuibili può essere stimato dell’1-2% quando
l’ozono raggiunge il livello di 100 μg/m3
L’ozono è rappresentativo anche di altre sostanze ossidanti non misurate in atmosfera. Le concentrazioni di
ozono nella troposfera variano nel tempo e nello spazio ma possono raggiungere un livello medio di 80 μg/m3;
questi valori di fondo derivano da emissioni antropiche (ad esempio ossidi di azoto) o da fonti naturali (ad
esempio composti organici volatili emessi dalla vegetazione) e di precursori dell’ozono e da passaggi di ozono
dalla stratosfera alla troposfera. I valori di fondo dovuti a cause naturali possono quindi occasionalmente
superare i valori guida proposti dall’OMS.
Pur essendoci evidenze di effetti sanitari nell’esposizione a lungo termine, queste non sono state ritenute
sufficienti all’OMS per definire un valore guida. Sono stati invece definiti degli obiettivi intermedi, pur tenendo
conto che quando l’esposizione a breve termine supera i valori guida gli effetti sanitari crescono di numero e
gravità.
Air Quality Guidelines per l’ozono e obiettivi intermedi
Media
massima Effetti sulla salute
giornaliera su 8 ore
Alti livelli
240 μg/m3
Significativi effetti sulla salute e sostanziale parte di popolazione
colpita
3
Obiettivo
160 μg/m
Importanti effetti sulla salute.
intermedio
Questo livello non fornisce una adeguata protezione della salute
1 OMS
pubblica.
(IT-1)
-già a concentrazioni più basse in esposizioni sperimentali per 6,6
ore durante esercizio fisico si sono riscontrati effetti infiammatori
sui polmoni in giovani adulti
- si sono riscontrati effetti sui bambini esposti
- negli studi sulle serie temporali è stato stimato un aumento della
mortalità giornaliera del 3-5%
Air Quality 100 μg/m3
Guidelines
OMS 2005
Questo livello fornisce una adeguata protezione per la salute
pubblica sebbene alcuni effetti possano verificarsi anche sotto
questo livello:
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Riguardo agli altri inquinanti misurati, va premesso che per la maggior parte sono contenuti nel particolato,
in diverse percentuali; (le percentuali sono differenti secondo il luogo di campionamento del particolato, ma
i metalli pesanti e gli IPA sono presenti sia nel particolato campionato in zone industriali, sia in aree urbane o
di traffico auto veicolare, sia in aree rurali). Gli effetti sanitari dell’esposizione al PM10 e alle altre frazioni
più fini descritti in precedenza includevano quindi anche gli effetti delle singole sostanze contenute nel
particolato. Più che una valutazione del rischio con approccio tossicologico per le singole sostanze, sarebbe
stata più opportuna una valutazione del rischio con approccio epidemiologico dell’esposizione al particolato
(cioè il rischio attribuibile all’esposizione stimato sulla base di coefficienti di rischio derivati da studi
epidemiologici). Ciò non è stato possibile per l’insufficienza dei dati di monitoraggio del PM10. Si
esamineranno comunque nelle prossime pagine le caratteristiche tossicologiche delle singole sostanze.
Relativamente ai Metalli pesanti:
in generale i metalli pesanti si trovano nel particolato, al quale sono adsorbiti, in particolare nelle frazioni più
fini (PM10 e PM2,5), 98 con l’eccezione di mercurio, arsenico, cadmio e piombo che hanno una significativa
frazione volatile; di norma i metalli tendono ad evaporare durante la fase di combustione e a ricondensare in
fase di raffreddamento, andando ad adsorbirsi sulle particelle di polveri presenti nei fumi 99.
Esaminando i singoli metalli, possiamo distinguere metalli pesanti cancerogeni e non cancerogeni.
Fra i metalli pesanti cancerogeni:
Cadmio: Il cadmio si trova in genere combinato con altri elementi, come ossigeno (ossido di cadmio), cloro
(cloruro di cadmio), o di zolfo (solfato di cadmio, solfuro di cadmio). Questi composti solubili in acqua. In
generale, i composti del cadmio che si dissolvono facilmente in acqua (ad esempio, cloruro di cadmio), o
nell’organismo (ad esempio, l'ossido di cadmio), tendono ad essere più tossici composti che sono poco solubili
(ad esempio, il cadmio solforato).
L’assorbimento di cadmio in seguito ad esposizione alimentare sia relativamente basso (3-5%), mentre circa dal
30 al 50% di quello che viene inalato, è assorbito. Il cadmio ha una struttura molto simile a quella dello zinco e
buoni livelli di zinco possono proteggere contro i danni causati dal cadmio (da Air Qualità Guidelines 2000 –
OMS). Nell’organismo umano il cadmio si accumula in modo efficiente nel rene e nel fegato, ed ha un tempo di
emivita che varia da 10 a 30 anni. Il cadmio è principalmente tossico per il rene, specialmente per le cellule del
tubulo prossimale, ove progressivamente si accumula portando eventualmente ad alterazioni della funzionalità
renale. Il cadmio può inoltre causare demineralizzazione ossea, agendo sia direttamente sull’osso, sia
indirettamente, quale effetto secondario alla disfunzione renale. In seguito ad esposizione prolungata e/o
elevata il danno renale può progredire alla compromissione della filtrazione glomerulare, e successivamente
all’insufficienza renale. L’Agenzia Internazionale per la Ricerca sul Cancro (IARC) ha classificato il cadmio come
cancerogeno per l’uomo (gruppo 1) sulla base di studi occupazionali. Dati epidemiologici più recenti riferiti alla
popolazione generale hanno evidenziato un’associazione statisticamente significativa tra esposizione a cadmio
e aumento del rischio di cancro, ad esempio, del polmone, dell’endometrio, della vescica e della mammella.
(tratto da parere EFSA Autorità europea per la sicurezza alimentare – gennaio 2009).
98
I metalli pesanti sono in genere adsorbiti alla superficie del particolato; dato che in rapporto al peso la superficie delle particolato è
maggiore nelle frazioni più fini - PM2,5, PM1 - e specialmente nelle ultrafini – PM0,1 -.Le molecole di superficie aumentano
esponenzialmente con il diminuire del diametro delle polveri sotto 0,1 µm; questo fenomeno riflette l’importanza dell’area delle
particelle di polveri nell’aumentata attività chimica e biologica delle particelle tra <0,1 µm - 10 nm - rispetto alle altre polveri
99
Le concentrazioni in aria di alcuni metalli nelle aree urbane e industriali può raggiungere valori 10-100 volte superiori a quelli delle
aree rurali. Nel periodo invernale, quando sono più frequenti le condizioni di ristagno degli inquinanti atmosferici. Le fonti antropiche
responsabili dell'incremento della quantità naturale di metalli sono principalmente l’attività mineraria, le fonderie e le raffinerie, la
produzione energetica, l’incenerimento dei rifiuti e l’attività agricola. I metalli pesanti sono presenti in atmosfera sotto forma di
particolato aerotrasportato; le dimensioni delle particelle a cui sono associati e la loro composizione chimica dipende fortemente dalla
tipologia della sorgente di emissione. da “Gli inquinanti atmosferici” -Agenzia Regionale per la Prevenzione e Protezione Ambientale del
Veneto
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L’OMS non ha stabilito il rischio aggiuntivo unitario per il cancro del polmone (cioè la concentrazione alla quale
con una esposizione per tutta la vita si ha un caso in più di tumore del polmone in una popolazione di 10.000,
100.000 o un milione di abitanti), in quanto negli studi epidemiologici sui quali si basa questa stima si è
riscontrata una influenza controversa dell’esposizione concomitante all’arsenico. Per quanto riguarda gli effetti
renali (proteinuria a basso peso molecolare) l’OMS estrapolando i risultati di studi epidemiologici su lavoratori
esposti ha indicato un valore sotto il quale non si possono avere effetti in caso di esposizione per tutta la vita di
0,3 µg/m³; tenuto conto del lungo tempo di accumulo del cadmio e per prevenire un aumento di deposizioni
di cadmio nei suoli agricoli che può entrare nella catena alimentare, il valore guida è stato ulteriormente
ridotto a 5ng/m³.
L’ Integrated Risk Information System dell’EPA non ha valutato il cadmio per definire un RfC inalatorio, mentre
l’ATSDR ha stabilito un MRL per inalazione cronica di 0.00001 mg/m3
L’ATSDR e l’EPA definiscono un Unit Risk per via inalatoria di 1,8 x10-3 per µg/m3 ; la concentrazione alla quale
con un esposizione per tutta la vita si ha un caso in più di tumore in una popolazione di 10.000, 100.000 o un
milione di abitanti è stata stimata rispettivamente a 0,06 , 0,006 , 0,0006 µg/m³
La forma più comune di Arsenico nell’aria è l’arsenico triossido (As2O3), mentre varie forme di arsenati (AsO4-3)
o arseniti (As O3) si trova nell’acqua, suolo, o alimenti. In diversi studi si sono rilevate differenze nella tossicità
relativa di questi composti, con una maggior tossicità degli arseniti trivalenti rispetto agli arsenati pentavalenti
(Byron et al. 1967; Gaines 1960; Maitani et al. 1987a; Sardana et al. 1981; Willhite 1981). Nella valutazione
della tossicità queste differenze possono essere trascurate Dato che le differenze di tossicità relativa tra un
composto e l’altro sono ragionevolmente piccole (2-3 volte), all’interno dei margini di sicurezza dei livelli
NOAEL (No Obserdved Adverse Effect Level) o LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level) e c’e una
interconversione nell’ambiente e nell’organismo tra una forma e l’altra di arsenico inorganico. Le forme di
arsenico organico sono meno tossiche delle organiche, ma dato che parecchi metil e fenil derivati sono
utilizzati in agricoltura, anche queste forma di arsenico vanno prese in considerazione data la loro tossicità su
specie animali
Il 90% dell’Arsenico trivalente e pentavalente ingerito viene assorbito per via gasrtrointestinale; per via
inalatoria l’assorbito è minore; viene assorbito principalmente l’arsenico contenuto in polveri con diametro
inferiore a 2 µm. La principale fonte di esposizione non lavorativa di As è la dieta, sia in alimenti che in acque
potabili. Trasportato dal sangue l’arsenico si distribuisce in muscoli, ossa, reni e polmoni, ma i tessuti in cui si
concentra di più sono la cute, le unghie, i capelli; l’arsenico triossido che è la forma più comune in atmosfera
raggiunge livelli più elevati nei tessuti (da due a venticinque volte) rispetto alla forma pentavalente. Dopo
l’assorbimento, l’As inorganico viene in parte biotrasformato nel fegato nelle forme metilate (MMA e DMA) ed
in parte escreto tal quale con le urine; analogamente, anche i composti organici sarebbero eliminati in parte tal
quali ed in parte previa biotrasformazione. La contaminazione da As nell’acqua destinata al consumo umano è
associata a un aumentato rischio di sviluppare tumori della pelle, del polmone, della vescica e altri tumori,
diabete di tipo 2 (in quanto l’arsenico è un interferente endocrino), malattie vascolari e cardiovascolari, effetti
sullo sviluppo e sulla riproduzione, effetti neurologici e cognitivi. Un aumento del rischio per la salute può
verificarsi a basse dosi, corrispondenti 10-50 µg/l. (tratto da Interferenti Endocrini - schede monografiche 3
Arsenico- E. Sturchio, C. Minoia, M. Zanellato, A. Masotti, E. Leoni, C. Sottani, G. Biamonti, A. Ronchi, L. Casorri,
S. Signorini, M. Imbriani,G Ital Med Lav Erg 2009; 31:1, 5-32)
Per quanto riguarda l’esposizione cronica ambientale per via inalatoria l’effetto critico da considerare è
l’effetto cancerogeno, in particolare cancro polmonare (Air Quality Guidelines 2000- WHO).
Infatti per quanto riguarda la tossicità cronica per via inalatoria ambientale né l’EPA né l’ATSDR hanno definito
un valore di RfC e di MRL. e l’OMS non stabilisce valori guida per effetti non cancerogeni.
L’Agenzia Internazionale per la Ricerca sul Cancro (IARC) ha classificato l’arsenico come cancerogeno per
l’uomo (gruppo 1). Il rischio aggiuntivo per una esposizione per tutta la vita ad una concentrazione di arsenico
di nell’aria di 1 µg/m3 secondo l’OMS è di di 1,5x10-3. Per l’arsenico la concentrazione alla quale l’OMS stima
con un esposizione per tutta la vita si ha un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un
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milione di abitanti è rispettivamente di 66 ng/m³, 6.6 ng/m³; e 0.66 ng/ m³. L’EPA e l’ATSDR definiscono un
Unit Risk per via inalatoria di 4.3x10-3per µg/m3 ; e la concentrazione alla quale con un esposizione per tutta la
vita si stima un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è
rispettivamente di 2x10-2(µg/m3), 2x10-3(µg/m3) , 2x10-4(µg/m3).
Anche il Nichel, come tutti gli elementi della serie di transizione, forma composti sia inorganici sia organici
corrispondenti a numerosi stati di ossidazione (-1, O, +1, +2, +3, +4); lo stato di ossidazione +2 è nettamente il
più stabile, particolarmente in soluzione acquosa; Diversi composti del nichel (carbonati, solfuri e ossidi) sono
insolubili in acqua ma possono sciogliersi nei fluidi biologici. L’OMS ha stimato un apporto medio giornaliero di
nichel di meno di 300 µg attraverso gli alimenti(del quale meno del 15% assorbito) di meno di 20 µg attraverso
l’acqua potabile (di cui meno del 15% assorbito), di meno di 0,8 µg attraverso l’aria in abitanti in centri urbani
(di cui il 50% assorbito) e di meno di 23 µg attraverso l’aria in fumatori (di cui il 50% assorbito). Il nichel viene
quindi assorbito per inalazione e per ingestione. Gli effetti sanitari più frequenti sono le allergie da contatto, e
per inalazione l’asma per sensibilizzazione o a seguito di inalazione cronica riniti, sinusiti, anosmia e in casi
estremi perforazione del setto nasale. Questi effetti hanno più importanza come patologie occupazionali,
l’effetto critico più importante nell’esposizione a livelli ambientali è il cancro polmonare. L’Agenzia
Internazionale per la Ricerca sul Cancro (IARC) ha classificato li composti del nichel come cancerogeni per
l’uomo (gruppo 1) e il nichel metallico come possibile cancerogeno per l’uomo (gruppo 2B). Il metallo in forma
insolubile viene inalato con il particolato in forma di composti (solfuri), trattenuto dal muco, fagocitato dai
macrofagi e dalle cellule dell’epitelio polmonare e infine rilasciato come nichel bivalente biologicamente attivo.
L’OMS ha calcolato il rischio aggiuntivo per una esposizione per tutta la vita ad una concentrazione di nichel di
nell’aria di 1 µg/m3 di di 3,8x10-4. Per il nichel la concentrazione alla quale l’OMS stima che con un esposizione
per tutta la vita si verifichi un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di
abitanti è rispettivamente di 250 ng/m³, 25 ng/m³; e 2,5 ng/m³. L’ATSDR stabilisce un MRL per effetti non
cancerogeni (effetti sull’apparato respiratorio) di 0.0002 mg/m³. per esposizione intermedia per via inalatoria
e di 0.00009 mg/m³ per esposizione intermedia per via inalatoria.
L’EPA non determina un RfC per gli effetti tossici ma definisce un Unit Risk per via inalatoria di 2,4x 104 per
(µg/m3) per il nichel nella forma di polveri da raffineria e di 4,8x 104r per (µg/m3); per il disolfuro di nichel e la
concentrazione alla quale con un esposizione per tutta la vita si stima un caso in più di tumore in una
popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è rispettivamente di 2x10-2(µg/m3), 2x10-3(µg/m3) , 2x104
(µg/m3); la concentrazione alla quale con un esposizione per tutta la vita l’EPA stima un caso in più di tumore
in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è rispettivamente di 4x10-1 µg/m3, 4x10-2 µg/m3 e
4x10-3 µg/m3per il nichel nella forma di polveri di raffineria e di 2x10-1 µg/m3, 2x10-2 µg/m3 e 2x10-3.
Il Cromo è un elemento di transizione che si trova in ambiente in tre forme stabili: metallico, trivalente (CrIII)
ed esavalente (VI) Il cromo trivalente ha una tossicità relativamente bassa ed è un oligonutriente essenziale,
necessario per il corretto metabolismo degli zuccheri nel corpo umano: una carenza di cromo influenza la
capacità dell'insulina di regolare il livello di glucosio nel sangue. Il Cromo esavalente è invece altamente tossico
e l’Agenzia Internazionale per la Ricerca sul Cancro (IARC) lo ha classificato come cancerogeno per l’uomo
(gruppo 1). L’assorbimento del Cromo esavalente avviene prevalentemente attraverso l’apparato respiratorio;
infatti l’apparato gastrointestinale ha una alta capacità riducente e il Cromo esavalente viene trasformato in
trivalente. Mentre il Cromo III non riesce a superare significativamente le barriere cellulari il CrVI entra nelle
cellule e qui viene ridotto a CrIII da diversi componenti cellulari (cisterna, ascorbato, glutatione) attraverso la
formazione intermedia di forme instabili CrV e specialmente CrIV che sono la causa degli effetti cancerogeni e
tossici (generando specie reattive dell’ossigeno che danneggiano il DNA). La concentrazione alla quale secondo
l’OMS con un esposizione per tutta la vita si ha un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o
un milione di abitanti è rispettivamente di circa 2,5, 0,25 e 0,025 ng/m3 espresso come Cromo Esavalente;
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Per approfondimenti sui meccanismi d’azione dei metalli pesanti cancerogeni e di altri inquinanti cancerogeni
si rimanda a “Contaminanti ambientali e cancerogenesi: esempi di meccanismi d’azione - Gabriele Aquilina”
pagg.76-92, in “Impatto sulla salute dei siti inquinati: metodi e strumenti per la ricerca e le valutazioni” - a cura
di Pietro Comba, Fabrizio Bianchi, Ivano Iavarone e Roberta Pirastu (2007), Rapporti ISTISAN 07/50 http://www.iss.it/binary/publ/cont/07-50.1204799444.pdf
Fra le altre sostanze cancerogene accenniamo a:
Il Benzene è cancerogeno e alla concentrazione alla quale con un esposizione per tutta la vita si ha un caso in
più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è rispettivamente di circa 17, 1,7 e
0,17 µg/m³. L’EPA stima che la concentrazione alla quale con un esposizione per tutta la vita si ha un caso in più
di tumore, 100000 o un milione di abitanti è compresa tra 13.0 a 45.0μg/m 3 in una popolazione di 10000, da
1.3 a 4.5 μg/m3 in una popolazione di 100000 e da 0.13 a 0.45 μg/m3 in una popolazione di un milione di
esposti (il rischio considerato accettabile per esposizione a singole sostanze è variabile; per l’Istituto Superiore
di Sanità è di 1 caso su un milione di esposti). L’USEPA nell’Integrated Risk Information System individua un RfC
(Reference Concentration per via inalatoria) per gli effetti non cancerogeni di 3x10‐2mg/m3 (applicando un
fattore di incertezza di 300). In base al D.M. 2. Aprile 2002 n. 60 a partire dal 1.1.2010 il valore limite da non
superare per il benzene è 5 μg/m3 come media annuale.
Relativamente ai metalli pesanti non cancerogeni:
Piombo: Studi isotopici condotti sulla presenza di piombo nel sangue umano (Lee Roberts et al., 1995) indicano
che questo metallo può avere origini molto diverse. In aree poco contaminate la principale sorgente di piombo
nel sangue è rappresentata dal consumo di alimenti e dall’ingestione di particelle di suolo. Per ciò che concerne
gli effetti osservati, tra i 20 ed i 40 µg/100 ml di piombo nel sangue si evidenzia anemia, mentre al di sopra di
tale soglia si presentano effetti neurotossici ed una correlazione negativa tra la concentrazione di piombo
ematico e quoziente intellettivo (Schwartz, 1994).(da “Sensibilità del territorio italiano alle deposizioni
atmosferiche di cadmio e piombo” Patrizia Bonanni, Armando Buffoni, Roberto Daffinà, Valerio Silli, Mario
Carmelo Cirillo – APAT Miscellanea/2006) Nelle Air Quality Guidelines (AQG)dell’OMS si è stabilito come valore
guida una concentrazione in aria di 0,5 µg/m³ - media annuale; le linee guida delle concentrazioni del piombo
in aria si basano sulle concentrazioni di piombo nel sangue. Come effetti critici si è considerato negli adulti un
aumento di FEP, e nei bambini deficit cognitivi diminuzioni nell’udito e disturbi nel metabolismo della vitamina
D ed è stato proposto un livello critico di 100 µg/l di sangue. Per la definizione del valore guida si è considerato
che: a) i livelli ematici di base da minima esposizione di PB di origine antropogenica sono probabilmente tra 10
e 30 µg/l; b) i primi effetti avversi nei bambini piccoli compaiono tra 100 e 150 µg/l di sangue, e
cautelativamente è stato scelto il valore di 100; c) la via di esposizione per inalazione è significativa negli adulti
(incluse le donne gravide) ma meno nei bambini piccoli dove è più importante l’ingestione; d) una
concentrazione in aria di 1 µg/m³ corrisponde ad una concentrazione ematica, approssimativamente di 19 µg/l
nei bambini e 16 µg/l negli adulti anche se il contributo al livello ematico è minore nei bambini; e) la
concentrazione di Pb in aria contribuisce indirettamente all’assorbimento di PB attraverso altri comparti
ambientali e quindi 1 µg/m³ dovrebbe corrispondere a 50 µg/l di sangue; f) dato che è raccomandabile che
almeno il 98% della popolazione esposta, inclusi i bambini in età prescolare, abbia livelli ematici inferiori a 100
µg/l i livelli ematici mediani dovrebbero essere di 54 µg/l; per mantenere questi livelli la concentrazione media
annuale di Pb nell’aria dovrebbe essere di 0,5 µg/m³.
Per il Vanadio le Air Quality Guidelines (AQG) dell’OMS hanno definito un valore di 1 µg/m³ in atmosfera
(media in 24 ore). Tale valore è stato calcolato sulla base di un LOAEL di 20 µg/m³ ricavato da studi su lavoratori
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esposti; poiché a tale concentrazione gli effetti sulle vie respiratorie superiore osservati sono minimi e non è
stata identificata una sottopopolazione suscettibile è stato scelto un fattore di protezione di 20 (equivalente al
fattore di incertezza).
Per il Manganese le AQG hanno scelto un valore guida di 0,15 µg/m³ in atmosfera (come media annuale). Il
valore è stato definito a partire un NOAEL stimato di 30 µg/m³, ricavato da studi su lavoratori esposti; questo
valore è stato diviso per 4,2 (assumendo che i lavoratori siano esposti per 8 ore su 5 giorni la settimana per
l’anno lavorativo). Il valore ottenuto è stato ulteriormente diviso per un fattore di incertezza (UF) di 50 (10 per
le variazioni di suscettibilità individuale e 5 per effetti neurocomportamentali su bambini; il fattore 5 è stato
scelto in analogia con quanto è stato fatto per il piombo, nel cui caso si è visto che gli effetti
neurocomportamentali apparivano nei bambini piccoli a livelli ematici di piombo 5 volte inferiori che negli
adulti, dato supportato da studi sperimentali su animali. L’aggiustamento per l’esposizione continuativa è stato
considerato valido anche per l’esposizione a lungo termine, considerato il tempo di dimezzamento del
manganese nel cervello.
L’EPA nell’Integrated Risk Information System stabilisce un RfC di 0,05 µg/m³.
Il Data Base ISS-ISPESL (versione agosto 2008) stabilisce un RfC di 0,0143 µg/m³.
Per lo Zinco non sono stati individuati valori guida nelle Air Quality Guidelines 2000 dell’OMS e, né l’US-EPA
determina degli MRL, né l’ATSDR identifica un valore di RfC (esiste solo un RfD per ingestione; lo zinco è
peraltro un minerale il cui apporto è essenziale a determinati livelli per il funzionamento di alcune proteine).
Non viene stabilito un RfC inalatorio in quanto gli unici dati tossicologici disponibili riguardano esposizioni acute
a ossidi di zinco e zinco cloride. Il Data Base ISS-ISPESL (versione agosto 2008) stabilisce un RfD inalatorio di
3,00 E-01 (mg/kg-giorno).
Per il Ferro non è stabilito nessun valore guida; esiste solo un limite in ambito occupazionale per le polveri e i
fumi di ossido di ferro: TWA (Treshold Limit Value) di 5 mg/m³ per il NIOSH e 10 mg/m³ per l’OSHA.
Per quanto riguarda le altre sostanze:
Per l’Etilbenzene, l’OMS non stabilisce valori guida nelle Air Quality Guidelines del 2000. L’ATSDR indica (nel
rapporto provvisorio del settembre 2007) dei valori di MRL (Minimum Risk Level) rispettivamente di 10 parti
per milione (ppm) per esposizione acuta per via inalatoria e di 0,7 ppm per esposizione intermedia per via
inalatoria, basandosi su studi su effetti neurologici (i fattori di incertezza sui quali sono stati costruiti questi
livelli sono rispettivamente di 30 e 300). Per l’esposizione cronica per via inalatoria l’MRL è di 0,3 ppm
(basandosi su studi su effetti renali e con un fattore di incertezza di 300). 1 ppm è uguale a 4,42 mg. L’US-EPA
stabilisce un RfC di 1 mg/m³, con un fattore di incertezza di 300 (basandosi su effetti critici di disturbi dello
sviluppo).
Per il Toluene l’AQG ha stabilito un valore guida di 0,26 mg/m³ (come media settimanale). Il valore è stato
ricavato da un LOAEL (effetti sul sistema nervoso centrale in lavoratori esposti) di 332 mg/m³; questo valore è
stato diviso per 4,2 (assumendo che i lavoratori siano esposti per 8 ore su 5 giorni la settimana per l’anno
lavorativo e ulteriormente diviso per un fattore di incertezza (UF) di 300 (10 per la diversa suscettibilità tra
individui, 10 per essersi basati sul LOAEL anziché il NOAEL, e un ulteriore fattore di 3 per i potenziali effetti sullo
sviluppo del sistema nervoso centrale. Il valore guida è da considerarsi protettivo oltre che per effetti tossici
non cancerogeni, anche per effetti sulla riproduzione (aborti spontanei). Vi sono anche dei valori guida basati
sulla soglia olfattiva: in questo caso non deve verificarsi superamento della concentrazione di 1 mg/m³ per 30
minuti.
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Per gli Xileni l’AQG non stabilisce valori guida. L’ATSDR indica (nel rapporto finale dell’agosto 2007) per gli xileni
(come miscela di orto-, para- e meta-xileni) dei valori di MRL (Minimum Risk Level) rispettivamente di 2 parti
per milione (ppm) per esposizione acuta per via inalatoria e di 0,6 ppm per esposizione intermedia per via
inalatoria, basandosi su studi su effetti neurologici (i fattori di incertezza sui quali sono stati costruiti questi
livelli sono rispettivamente di 30 e 90). Per l’esposizione cronica per via inalatoria il MRL è di 0,05 ppm
(basandosi su studi su effetti neurologici, con un fattore di incertezza di 300, e quindi più cautelativo). L’US-EPA
stabilisce un RfC di 0.1 mg/m3, con un fattore di incertezza di 300, basandosi su effetti critici neurologici
(disturbi della coordinazione motoria).
Interazione tra Arsenico, Cadmio, Cromo e Piombo. Non sono disponibili dati su effetti sulla salute o modelli
PBPK (Physiologically-based pharmacokinetic modeling: i modelli PBPK sono delle tecniche di modellazione
matematica per prevedere l’assorbimento, la distribuzione, il metabolismo e l’escrezione di un composto
nell’uomo e in altre specie animali) sulle miscele di piombo, arsenico, cadmio e cromo esavalente. Gli effetti
critici della miscela possono comprendere effetti critici di singoli componenti; avendo bersagli di tossicità in
comune l’effetto può essere dovuto ad interazioni o additività. Per valutare i potenziali rischi dovuti dall’azione
congiunta di questi metalli deve essere usato l’Hazard Index e i TTD per stimare gli effetti critici specifici della
miscela su organi bersagli: effetti neurologici, renali cardiovascolari, ematologici, effetto cancerogeno e altri
effetti. Questo approccio è da utilizzare quando due o più componenti della miscela superano o sono uguali a
0,1 come HQ (Hazard Quotient) (ATSDR 2001).
L’approccio qualitativo WOE (Weight of Evidence) 100 deve poi essere utilizzato per stimare l’impatto delle
interazioni sugli effetti critici nei singoli apparati bersaglio di tossicità; L’Hazard Quotient per la tossicità
dermatologica (l’effetto critico sul quale si è costruito il MRL per ingestione cronica) e la stima del rischio
cancerogeno dell’arsenico vanno valutati separatamente dagli altri componenti della miscela perché la tossicità
dermatologica per via alimentare e la cancerogenicità per ingestione si ha solo nell’arsenico e non negli altri
componenti della miscela.
Effetti neurologici: gli effetti tossici neurologici nelle interazioni, stimati con il metodo qualitativo WOE, effetti
sul sistema nervoso comuni a tutti e quattro i componenti della miscela, sono più che additivi nell’effetto del
piombo sull’arsenico, (+ 0,23), dell’arsenico sul piombo (+0,50), del cadmio sul piombo (+0,10) e del cromo VI
sull’arsenico (+ 0,10); sono meno che additivi nell’effetto dell’arsenico sul cromo VI (-0.06) e indeterminati (0)
nelle altre interazioni Il punteggio complessivo calcolato con il metodo qualitativo dell’interazione dei quattro
componenti e di + 0,87 ed indica che il potenziale rischio per la salute della miscela dei 4 componenti sul
sistema neurologico è un poco superiore di quello stimato con la somma dei singoli Hazard Index neurologici
dei quattro componenti, specialmente per siti contaminati dove gli Hazard Quotient sono relativamente elevati
per piombo e arsenico e più bassi per gli altri metalli pesanti. Dato che la maggioranza degli effetti
nell’interazione fra i componenti è indeterminata, la possibilità che nelle miscele dove gli Hazard Quotient
neurologici per cromo VI e cadmio sono prevalenti si verifichi un effetto più che additivo è meno probabile.
100
L’US EPA utilizza l’approccio weight of evidence (WOE) per valutare I potenziali effetti di una sostanza sulla salute umana. Le
informazioni per questa valutazione derivano da studi disponibili sull’uomo e su animali da laboratori della sostanza o di sostanze
strutturalmente correlate alla sostanza da valutare, assieme ad altre rilevanti informazioni come proprietà fisiche e chimiche della
sostanza, dati tossicocinetici, risultati di test biochimici, molecolari, genetici, effetti cellulari e altri dati. Questo approccio può essere
utilizzato anche in miscele di più sostanze, ed è stato utilizzato dall’ATSDR: ad ogni tipo di informazione in base all’evidenza scientifica e
all’importanza del dato al fine della valutazione degli effetti sull’uomo viene attribuito un valore in modo da trasformare il dato
qualitativo in un dato quantitativo. M.M. Mumtaz, C.T. De Rosa, J. Groten, V.J. Feron, H. Hansen e RR. Durkin. Estimation of Toxicity of
Chemical Mixtures through Modeling of Chemical Interactions- Env Health Perspect Vol 106, Supplement 6: 1353-1360 (1998)Mumtaz
MM, Durkin PR. A weight-of-evidence approach for assessing interactions in chemical mixtures. Toxicol Ind Health 8(6):377-406. (1992).
162
163
Moimacco
Effetti renali: Il rischio complessivo riguardo alla tossicità renale della miscela è inferiore rispetto alla somma
dei singoli composti, cioè meno che additivo; questo è dato dal fatto che cinque interazioni sono meno che
additive, due additive e cinque indeterminate. Il punteggio complessivo della miscela secondo il metodo
qualitativo WOE è -1,45. L’incertezza sugli effetti renali è minore rispetto a quella sugli effetti neurologici della
miscela, dato che su questi effetti ci sono più informazioni disponibili e un numero maggiore di valutazioni su
singole interazioni è determinato (Interaction Profiles for Toxic Substances – Maggio 2004 - Chemical Mixtures
Program - ATSDR 101)L’ATSDR ha elaborato anche dei documenti per valutare l’interazione tra Benzene,
Toluene, Etilbenzene, Xileni e interazione tra Piombo, Manganese, Zinco e Rame. Sia per l’interazione tra
Arsenico, Cadmio, Cromo e Piombo, che per queste ultime interazioni non applicheremo i metodi sopraesposti,
in quanto danno comunque stime qualitative.
Nelle pagine seguenti verranno riportati i valori guida dell’ATSDR (Minimum Risk Levels) per rischio di effetti
tossici non cancerogeni e (Unit Risk inalatorio) per rischio di effetti cancerogeni (derivato dal Unit Risk
Inalatorio dell’US-EPA), i valori guida dell’US-EPA (RfC e RfD) per rischio di effetti tossici non cancerogeni, e i
valori guida dell’OMS sia per rischio di effetti tossici non cancerogeni che per effetti cancerogeni confrontati
con i RfC e IUR dell’IRIS-USEPA e con i dati riscontrati nel corso del monitoraggio.
Per ogni valore di MRL nelle tabelle vengono indicati i fattori di incertezza, e gli effetti critici per i RfC, RfD e
IUR.
Verrà fatto nell’ultima tabella il confronto tra i livelli di inquinanti misurati nell’area e i CV o valori di confronto
utilizzando come prima scelta quelli definiti dall’ATSDR (Air EMEGs, e Air CREGs, a loro volta derivati dagli MRL
e dagli Unit Risk inalatori), e come seconda scelta definite da altre agenzie (l’OMS o l’US-EPA).
December 2008 ATSDR Minimal Risk Levels Page - Agency for Toxic Substances and Disease Registry
MINIMAL RISK LEVELS (MRLs)
MRLs - Dicembre 2008
Nome della
sostanza
Via di
esposiz
ione
Durata
dell’espo
sizione
MRL
ARSENICO
Ingesti
one
Acuta
0.005
mg/kg/giorn
o
0.0003
mg/kg/giorn
o
0.00003
mg/m3
0.00001
mg/m3
0.0005
mg/kg/giorn
o
0.0001
mg/kg/giorn
o
Cronica
CADMIO
Inalazio
ne
Acuta
Cronica
Ingesti
one
Intermedi
a
Cronica
Fattori
di
incerte
zza
10
Effetti critici
Rapporto
provvisorio/fi
nale
Gastrointesti
nali
3
Dermatologic
i
300
Respiratori
9
Renali
100
Muscolosche
letrici
3
Renali
Provvisorio
Data di
realizzazi
one del
rapporto
09/05
N. CAS
Della
sostan
za
00744
0-38-2
Provvisorio
09/08
00744
0-43-9
101
-Maggiori informazioni possono essere reperibili a questo indirizzo:Agency for Toxic Substances and Disease Registry Division of
101
Toxicology and Environmental Medicine1600 Clifton Road NE, Mailstop F-32Atlanta, GA 30333 Phone: 1- 800-232-4636 / TTY: 888232-6348 FAX: 770-488-4178Email: [email protected] )
163
164
Moimacco
CROMO (III)
PARTICOLATO
SOLUBILE
Inalazio
ne
Intermedi
a
0.0001
mg/m3
300
Respiratori
Provvisorio
09/08
01606
5-83-1
CROMO (III)
PARTICOLATO
INSOLUBILE
CROMO (VI)
Inalazio
ne
Intermedi
a
0.005
mg/m3
90
Respiratori
Provvisorio
09/08
01606
5-83-1
Ingesti
one
Intermedi
a
0.005
mg/kg/giorn
o
0.001
mg/kg/giorn
o
0.000005
mg/m3
100
Ematologici
Provvisorio
09/08
01854
0-29-9
100
Gastrointesti
nali
Provvisorio
100
Respiratori
Provvisorio
09/08
01854
0-29-9
0.000005
mg/m3
0.0003
mg/m3
0.0003
mg/m3
0.0002
mg/m3
0.00009
mg/m3
0.0002
mg/m3
0.003
mg/kg/giorn
o
0.3
mg/kg/giorn
o
0.3
mg/kg/giorn
o
100
Respiratori
Provvisorio
30
Respiratori
Provvisorio
09/08
100
Neurologici
Provvisorio
09/08
30
Respiratori
Finale
09/05
01854
0-29-9
00743
9-96-5
00744
0-02-0
30
Respiratori
100
Respiratori
Finale
07/92
00744
0-62-2
100
Renali
3
Ematologici
Finale
09/05
00744
0-66-6
3
Ematologici
Acuta
0.009 ppm
300
Finale
08/07
00007
1-43-2
Intermedi
a
Cronica
0.006 ppm
300
0.003 ppm
10
0.0005
mg/kg/giorn
o
30
Immunologic
i
Immunologic
i
Immunologic
i
Immunologic
i
Cronica
CROMO((VI),
NEBBIE ED
AEROSOL
Inalazio
ne
Intermedi
a
Cronica
CROMO (VI)
PARTICOLATO
MANGANESE,
RESPIRABILE
NICHEL
VANADIO
ZINCO
Inalazio
ne
Inalazio
ne
Inalazio
ne
Intermedi
a
Cronica
Intermedi
a
Cronica
Inalazio
ne
Ingesti
one
Acuta
Intermedi
a
Ingesti
one
Intermedi
a
Cronica
BENZENE
Inalazio
ne
Ingesti
one
Cronica
164
165
Moimacco
ETILBENZENE
Inalazio
ne
TOLUENE
Acuta
10 ppm
30
Neurologici
Intermedi
a
Cronica
0.7 ppm
300
Neurologici
0.3 ppm
300
Renali
Ingesti
one
Intermedi
a
0.5
mg/kg/giorn
o
100
Epatici
Inalazio
ne
Acuta
1 ppm
10
Neurologici
Cronica
Acuta
0.08 ppm
0.8
mg/kg/giorn
o
0.02
mg/kg/giorn
o
2 ppm
100
300
Neurologici
Neurologici
300
Neurologici
30
Neurologici
0.6 ppm
90
Neurologici
0.05 ppm
1
mg/kg/giorn
o
0.4
mg/kg/giorn
o
0.2mg/kg/gi
orno
300
100
Neurologici
Neurologici
1000
Neurologici
1000
Neurologici
Ingesti
one
Intermedi
a
XYLENI, (miscela
orto, para, meta)
Inalazio
ne
Ingesti
one
Acuta
Intermedi
a
Cronica
Acuta
Intermedi
a
Cronica
Provvisorio
09/07
00010
0-41-4
Finale
09/00
00010
8-88-3
Finale
08/07
00133
0-20-7
RfD ed RfC IRIS – US-EPA
RfD IRIS – US-EPA
Sostanza
N° CAS
Effetti critici
RfD per
ingestione
Arsenico
inorganico
744038-2
Iperpigmentazione,
cheratosi e possibili
complicanze vascolari
3 x10
mg/kggiorno
Benzene
71-432
Diminuzione numero
linfociti
Cadmio
744043-9
Proteinuria significativa
4.0 x10
mg/kggiorno
-4
-a) 5 x10
mg/kggiorno
-4
-3
Fattore di
incertezza
(UF)
Fattore di
Modificazione
(MF)
3
1
300
1
-a) b) 10
-a) –b) 1
Valore di
partenza
(dal quale è
derivato il
RfD)
NOAEL:
0.0008
mg/kggiorno
BMDL: 1.2
mg/kg-day
Grado di
affidabilità
complessivo
(della stima
dl RFD)
Medio
a)NOAEL:
0.005 mg/kggiorno
Alto
Medium
165
166
Moimacco
(acqua) b)NOAEL:
0.01 mg/kggiorno
(alimenti)
(acqua)
-3
-b) 1 x10
mg/kggiorno
(alimenti)
Cromo III
(Sali
insolubili)
Cromo VI
1606583-1
Nessun effetto
osservato
1854029-9
Nessuno riportato
Etilbenzene
10041-4
Tossicità renale ed
epatica
Piombo e
composti
(inorganici)
Manganese
743992-1
L’IRIS-EPA non ha
stimato un valore RfD
orale
Effetti sul sistema
nervosa centrale (altri
effetti: disturbi
neurocomportamentali)
743996-5
Nichel
carbonile
1346339-3
Non valutato dall’IRISEPA
Nichel
polveri di
raffineria
Nichel
disolfuro
ND
1203572-2
Nichel Sali
solubili
ND
Toluene
10888-3
Diminuzione del peso
corporeo e del peso
degli organi
Aumento del peso
renale
Vanadio
pentossido
131462-1
Diminuzione della
cistina nei capelli
Xileni
133020-7
Zinco e
composti
744066-6
Diminuzione del peso
corporeo, aumento
della mortalità
Diminuzione
dell’attività della
superossidodismutasi
Cu/Zn eritrocitaria
1.5
mg/kggiorno
-3
3 x10
mg/kggiorno
-1
1 x10
mg/kggiorno
-1
1.4 x10
mg/kggiorno
-2
2 x10
mg/kggiorno
0,08
mg/kggiorno
9 x10
mg/kggiorno
0.2
mg/kggiorno
0.3
mg/kggiorno
100
10
NOAEL (ADJ):
1468 mg/kggiorno
NOAEL (ADJ):
2.5 mg/kgday
NOEL: 97.1
mg/kggiorno
300
3
1000
1
1
1
NOAEL: 0.14
mg/kggiorno
Medio
300
1
Medio
3000
1
100
1
NOAEL: 5
mg/kggiorno
BMDL: 238
mg/kggiorno
NOAEL: 0.89
mg/kg-day
1000
1
3
1
NOAEL: 179
mg/kggiorno
LOAEL: 0.91
mg/kggiorno
Basso
Basso
Basso
Medio
Basso
Medio
Medio/Alto
166
167
Moimacco
RfC IRIS – US-EPA
Sostanza
N° CAS
Effetti critici
Arsenico
inorganico
Benzene
744038-2
71-43-2
Cadmio
744043-9
1606583-1
Non valutato da IRISEPA
Diminuzione numero
linfociti
L’IRIS-EPA non ha
stimato un valore RfC
Cromo III
(Sali
insolubili)
Cromo VI
1854029-9
-6
a)- 8x10
mg/m3
(Nebbie di
acido
cromico e
aerosol con
CrVIdisciolto)
-4
b)-1x10
mg/m3 CrVI
in particolato
1 mg/m
100-414
Effetti tossici sullo
sviluppo
Piombo e
composti
(inorganici)
Manganese
743992-1
743996-5
Disturbi
neurocomportamentali
1346339-3
ND
1203572-2
ND
Effetti neurologici in
lavoratori esposti
108-883
-2
3x10
3
mg/m
a)- Atrofia del setto
nasale
b)- Lattato
deidrogenasi nel
liquido di lavaggio
broncoalveolare
Etilbenzene
Nichel
carbonile
Nichel
polveri di
raffineria
Nichel
disolfuro
Nichel Sali
solubili
Toluene
RfC
3
-5
5x10
3
mg/m
3
5 mg/m
Fattore di
incertezza
(UF)
Fattore di
modificazione
MF
Valore di
partenza
(dal
quale è
derivato
il RfC)
Grado di
affidabilità
complessivo
(della stima
dl RFC)
300
1
BMCL :
3
8.2mg/m
Medio
a) 300
a) 1
a)-Basso
b) 90
b) 1
a)- LOAEL
(ADJ):
0.000714
3
mg/m
b)- BMC10
(ADJ):
0.034
3
mg/m
300
1
NOAEL
(HEC):
434
3
mg/m
Basso
1000
1
LOAEL
(HEC):
0.05
3
mg/m
Medio
10
1
NOAEL
(ADJ): 46
3
mg/m
Alto
b)-Medio
167
168
Moimacco
Vanadio
pentossido
Xileni
131462-1
133020-7
Disturbi della
coordinazione motoria
Zinco e
composti
744066-6
L’IRIS-EPA non ha
stimato un valore RfC
3
0.1 mg/m
300
1
NOAEL
(HEC): 39
3
mg/m
Medio
Unit Risk Inalatorio (IUR)
Sostanza
Inquinante
Unit risk
inalatorio
Arsenico
inorganico
4.3x10 per
3
µg/m
Cadmio
1,8 x10
3
per µg/m
Cromo
esavalente
1,2x10
3
per µg/m
103
da 2,2x10
-6
a 7,8x10
3
per µg/m
Benzene
-3
-3
-2
-6
Livello di
rischio
-4
10 (1/10000)
-2
3
-2
3
2x10 (µg/m )
6x10 (µg/m )
-3
Livello di
rischio
-5
10
(1/100000)
-3
3
2x10 (µg/m )
-3
6x10
(
3
µg/m )
-4
Livello di
rischio
-6
10
(1/1000000)
-4
3
2x10 (µg/m )
-4
3
6x10 (µg/m )
-5
8x10
3
(µg/m )
1,2x10
3
(µg/m )
1,2x10
3
(µg/m )
da 13.0 a 45.0
3
µg/m
da 1.3 a 4.5
3
µg/m
da 0.13 a 0.45
3
µg/m
Dati dose risposta
Tipo di tumore: cancro polmonare.
Studio su uomini. Via di esposizione:
inalazione occupazionale.Riferimento:
Brown and Chu, 1983a,b,c; LeeFeldstein, 1983; Higgins, 1982;
Enterline and Marsh, 1982
Tipo di tumore: decessi per cancro dei
102
polmoni, trachea, bronchi
Studio su uomini
Via d’esposizione: inalazione sul posto
di lavoro
Riferimento: Thun et al. 1985
Tipo di tumore: cancro dei polmoni,
Studio su uomini
Via d’esposizione: inalazione
occupazionale
Riferimento: Mancuso, 1975
Tipo di tumore: leucemia
Studio su uomini
Via di esposizione: inalazione
Riferimento: Rinsky et al., 1981, 1987;
Paustenbach et al., 1993; Crump and
Allen, 1984; Crump, 1992, 1994; U.S.
EPA, 1998.
103
Per il benzene sono individuati 2 diversi valori di unit risk in base alla scelta di diversi modelli di estrapolazione utilizzati per la stima
del rischio ambientale, e per diverse stime di esposizione dei lavoratori del principale studio epidemiologico sui cui si basa il calcolo
dell’unit risk (et al., 1981, 1987) were subjected
168
169
Moimacco
4
Nichel
(polveri da
raffineria)
2,4x 10 r
3
per (µg/m )
Nichel
disolfuro
4.8 x 10 r
3
per (µg/m )
4
-1
3
4x10 µg/m
-1
3
2x10 µg/m
4x10 µg/m
2x10 µg/m
-2
3
4x10 µg/m
-3
3
Tipo di tumore: Cancro
polmonare
Studio su uomini
occupazionale (lavoratori in
raffinerie e non)
Riferimento::Enterline and
Marsh, 1982; Chovil et al.,
1981; Peto et al., 1984;
Magnus et al., 1982
-2
3
2x10 µg/m
-3
3
Tipo di tumore: Cancro polmonare
Studio su uomini
occupazionale (lavoratori in raffinerie
e non)
Riferimento::Enterline and Marsh,
1982; Chovil et al., 1981; Peto et al.,
1984; Magnus et al., 1982
Gli EMEGs Air sono uguali agli MRL per cui possiamo fare un primo confronto diretto con i MRL Cronici
Inalatori, se presenti per la sostanza.
Tabella di confronto tra Unit Risk e RfC delle Air Quality Guidelines dell’OMS, e Unit Risk RfC dell’US-EPA e
concentrazioni riscontrate nella area dall’ARPA
169
Moimacco
170
Composti
Arsenico
Conc.
1/1000000
WHO
Air Qualità
Guidelines
0,66
ng/m³
Cadmio
Cromo
(1)
Conc.
1/1000000
IRIS -EPA
RfC WHO
Air Qualità
Guidelines
RfC
IRIS - EPA
Concentrazioni
Zona Industriale
0,2
ng/m³
0,6 ng/m³
(A)
0,5 ng/m³
(B)
0,7 ng/m³
(C)
38,8 ng/m³
(D)
0,0006
µg/m
0,4 ng/m³
(A)
0,001µg/m³
(A)
0,3 ng/m³
(B)
<0,001µg/m³
(B)
0,3 ng/m³
(C)
0,002µg/m³
(C)
1,3 ng/m³
(D)
0,115µg/m³
(D)
0,02µg/m³
(A)
0,02µg/m³
(B)
0,03µg/m³
(C)
0,26µg/m³
(D)
0,4µg/m³
(A)
4,2 ng/m³
(A)
0,01µg/m³
(A)
0,3µg/m³
(B)
4,0 ng/m³
(B)
0,01µg/m³
(B)
0,5µg/m³
(C)
6,6 ng/m³
(C)
0,01µg/m³
(C)
8,7µg/m³
(D)
69,6 ng/m³
(D)
0,08µg/m³
(D)
0,002µg/m³
(A)
0,07µg/m³
(A)
0,5µg/m³
(E)
2,4µg/m³
(E)
4,6µg/m³
(E)
0,001µg/m³
(B)
0,06µg/m³
(B)
0,4µg/m³
(F)
0,5µg/m³
(F)
1,6µg/m³
(F)
0,002µg/m³
(C)
0,08µg/m³
(C)
0,6µg/m³
(H)
0,003µg/m³
(D)
0,65µg/m³
(D)
0,4µg/m³
(G)
1,6µg/m³
(G)
4,0µg/m³
(G)
9,7µg/m³
(E)
2,1µg/m³
(F)
0,025
ng/m³
(cromo VI)
Manganese
0,15µg/m³
(media
annuale)
0,05µg/m³
Ferro
Nichel
2,5 ng/m³
Piombo
0,5 µg/m³
(media
annuale)
Vanadio
Zinco
Benzene
Etilbenzene
Toluene
Xileni
1 mg/m³
O,26 mg/m³
(media
settimanale)
0,4mg/m³
0,1 mg/m³
(media
settimanale)
2,9µg/m³
(I)
7,4µg/m³
(G)
C) CP3: Moimacco – abitato di Moimacco- Via dell’Ancona
D) CP4: Zona Industriale Coop Consumatori Nord Est
E) Sito RAD1: Moimacco - incrocio Via Cividale – Via Tecco
F) Sito RAD2: Moimacco - Rotonda Via Cividale- Via Soravilla
G) Sito RAD3: Moimacco - Zona Industriale – Via Soravilla
H) MM2: Cividale del Friuli – Zona Industriale Coop Consumatori Nord Est
Le concentrazioni riportate sono le medie massime
Tabella di confronto tra CV (Comparison Values o Valori di confronto) e concentrazioni riscontrate nella area dall’ARPA
170
171
Moimacco
Composti
Arsenico
CV
Comparison
Value
(Valore di
confronto)
0,0002
µg/m³
Tipo di CV
CREG
Cadmio
0.0006
3
µg/m
CREG
Cromo
0.00008
3
µg/m
(cromo
esavalente)
(cromo
trivalente)
0.0003
mg/m3
nessuno
CREG
Manganese
Ferro
Nichel
Piombo
0,09 µg/m³
0,004
µg/m³
(nichel
fumi di
raffineria)
0,02 µg/m³
(Nichel
disolfuro)
0,5 µg/m
EMEG-c
nessuno
EMEG-c
Concentrazioni
Zona Industriale
Conc.
1/1000000
IRIS -EPA
Conc.
1/1000000
IRIS -EPA
Conc.
1/1000000
IRIS -EPA
0,6 ng/m³
(A)
0,5 ng/m³
(B)
0,7 ng/m³
(C)
38,8 ng/m³
(D)
0,4 ng/m³
(A)
0,3 ng/m³
(B)
0,3 ng/m³
(C)
1,3 ng/m³
(D)
0,001
µg/m³
(A)
<0,001µg/m³
(B)
0,002µg/m³
(C)
0,115µg/m³
(D)
MRL inal
cr
-
0,02µg/m³
(A)
0,4µg/m³
(A)
4,2 ng/m³
(A)
0,02µg/m³
(B)
0,3µg/m³
(B)
4,0 ng/m³
(B)
0,03µg/m³
(C)
0,5µg/m³
(C)
6,6 ng/m³
(C)
0,26µg/m³
(D)
8,7µg/m³
(D)
69,6 ng/m³
(D)
0,01µg/m³
(A)
0,01µg/m³
(B)
0,01µg/m³
(C)
0,08µg/m³
(D)
0,002µg/m³
(A)
0,07µg/m³
(A)
0,5µg/m³
(E)
0,001µg/m³
(B)
0,06µg/m³
(B)
0,4µg/m³
(F)
0,002µg/m³
(C)
0,08µg/m³
(C)
0,6µg/m³
(H)
0,003µg/m³
(D)
0,65µg/m³
(D)
0,4µg/m³
(G)
2,4µg/m³
(E)
4,6µg/m³
(E)
9,7µg/m³
(E)
0,5µg/m³
(F)
1,6µg/m³
(F)
2,1µg/m³
(F)
MRL inal
cr
CREG
CREG
Air
Quality
Guidelines
OMS
(2000)
Conc.
1/1000000
IRIS –EPA
Conc.
1/1000000
IRIS -EPA
Air Quality
Guidelines
OMS
(2000)
Vanadio
Zinco
Benzene
0,03 ppb
0,1µg/m³
CREG
Etilbenzene
200 ppb
RMEG
Toluene
80 ppb
300µg/m
50 ppb
EMEG-c
Xileni totali
(m,p Xilene
e o-Xilene)
EMEG-c
Conc.
1/1000000
IRIS -EPA
MRL inal
cr
2,9µg/m³
(I)
1,6µg/m³
(G)
4,0µg/m³
(G)
7,4µg/m³
(G)
171
172
Moimacco
1) CV ricavato dalla stima dell’EPA della probabilità di sviluppare un tumore respirando questa concentrazione per tutta la
vita è di 1 su un milione.
2)CV ricavato dalla stima dell’EPA della probabilità di sviluppare un tumore respirando questa concentrazione per tutta la
vita è di 1 su un milione.
3)La forma predominante di Cromo nelle emissioni in atmosfera è la trivalente in particolare in forma di particolato fine o
aerosol (Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR). Toxicological Profile for Chromium. U.S. Public Health
Service, U.S. Department of Health and Human Services, Atlanta, GA. 1998. SAIC. PM/Toxics Integration: Addressing CoControl Benefits. Submitted to U.S. Environmental Protection Agency, Office of Air Quality Plannng and Standards,
Research Triangle Park, NC. 1998.) Il cromo trivalente non è cancerogeno. Per il cromo trivalente l’ATSDR non ha stabilito
un MRL e l’IRIS EPA non ha stabilito un RfC; ma solo un RfD (quindi per ingestione) di 1,5/mg/kg/die.
4) Per il Piombo l’ATSDR non stabilisce un MRL; nemmeno l’IRIS-EPA stabilisce un valore di RfC o RfD per il piombo e i
composti inorganici del piombo; come valore di confronto si farà riferimento al valore guida delle Air Qualità Guidelines
(2000) dell’OMS.
3
5) Il fattore di conversione per il benzene è 1 ppm = 3.19 mg/m . Il CV stato ricavato dalla stima dell’EPA della probabilità
di sviluppare un tumore respirando questa concentrazione per tutta la vita è di 1 su un milione; la stima dell’EPA varia tra
3
0.13 to 0.45 µg/m ; è stato scelto il valore più cautelativo.
3
6) Il fattore di conversione per il toluene è 1 ppm = 3.77 mg/m .
C) CP3: Moimacco – abitato di Moimacco- Via dell’Ancona
D) CP4: Zona Industriale Coop Consumatori Nord Est
E) Sito RAD1: Moimacco - incrocio Via Cividale – Via Tecco
F) Sito RAD2: Moimacco - Rotonda Via Cividale- Via Soravilla
G) Sito RAD3: Moimacco - Zona Industriale – Via Soravilla
H) MM2: Cividale del Friuli – Zona Industriale Coop Consumatori Nord Est
Le concentrazioni riportate sono le medie massime.
Il confronto con i valori di riferimento dei singoli inquinanti non tiene comunque conto delle miscele di
inquinanti. Il metodo di risk assessment con approccio tossicologico nel paragrafo successivo tiene conto delle
miscele di inquinanti ma nel calcolo dell’indice di rischio del rischio cancerogeno viene considerato solo
l’effetto additivo.
Confrontando le concentrazioni rilevate nel monitoraggio in zona residenziale con alcuni valori guida
ambientali, come previsto nella procedura di screening del Public Health Assessment dell’ATSDR, risulta che
alcune concentrazioni superano leggermente i valori di confronto.
Va sottolineato che i valori di confronto ambientali (EMEGs) sono solo valori di screening, e non indicatori degli
effetti di salute pubblica. I valori di confronto non sono livelli soglia della tossicità. I valori di confronto non
vanno utilizzati per prevedere effetti avversi per la salute. Questi valori servono solamente come linee guida
per fornire uno screening iniziale della esposizione umana alle sostanze. Se le concentrazioni che sono pari o
inferiori al valore di riferimento rilevante possano essere considerate ragionevolmente sicure, da ciò non deriva
che ogni concentrazione ambientale che eccede il valore di confronto produca effetti avversi per la salute.
Anche i valori (CREGs) per gli effetti cancerogeni vanno considerati valori di screening.
I superamenti non riguardano i valori EMEG (cioè di tossicità), ma alcuni CREG (ovvero valori guida dell’ATSDR
per effetti cancerogeni); in particolare l’arsenico, il benzene e il cromo; per il cromo va tenuto presente che è
stato confrontato con il cromo esavalente mentre è stato misurato nel corso del monitoraggio il cromo totale
che in atmosfera è in prevalenza nella forma trivalente; i valori non sono confrontabili, ma assumendo una
ipotesi estremamente conservativa, cioè che tutto il cromo fosse esavalente, si è effettuato ugualmente, un
confronto. Per le sostanze cancerogene monitorate nell’area (residenziale) è stato effettuata quindi una
valutazione quantitativa del rischio cancerogene.
172
173
Moimacco
4) Valutazione del rischio cancerogeno
Va precisato innanzitutto che i metodi utilizzati danno delle stime del rischio; sono quindi utili per avere delle
indicazioni sul rischio determinato da uno specifico inquinamento. Infatti se i passaggi del risk assessment e le
formule per calcolare l’esposizione e il rischio sono ben definite, i fattori di esposizione i dati di tossicità ed
anche gli algoritmi utilizzati dai vari software non sono altrettanto definite; basta una variazione nei fattori di
esposizione che vengono scelti nell’analisi di rischio per modificare di molto i risultati; altrettanto si può dire
per i valori tossicologici che non sono univoci nelle diverse banche dati (questi si basano infatti sui NOAEL ovvero la concentrazione alla quale non si sono mai riscontrati, in ricerche sperimentali di laboratorio anche su
animali, o in studi epidemiologici in genere su lavoratori esposti, effetti avversi sulla salute – moltiplicati su
fattori di incertezza che variano anche di decine di volte tra una banca dati e l’altra). Da questo deriva che nelle
analisi di rischio sui siti contaminati a seconda del software utilizzato i risultati cambiano anche di uno o più
ordini di grandezza.
Nel nostro studio abbiamo scelto come concentrazioni di esposizione le più elevate rilevate nel corso del
monitoraggio; sono state utilizzate le medie già calcolate dall’ARPA non gli upper confidence limits (UCL) che
vengono usati quando si hanno dati di monitoraggio nel suolo o nelle acque di falda e i campioni sono
relativamente imitati.
Abbiamo utilizzato il software RISC4 BP versione demo, con il quale si può scegliere fra le vie di esposizione
anche esclusivamente la via di esposizione “inalazione di aria outdoor” (con i software RBCA toolkit, ROME e
GIUDITTA la via di esposizione inalazione aria outdoor è la via finale di una contaminazione del sulo o della
falda acquifera). Va precisato che il software sopraccitato è concepito per l’analisi di rischio sanitario
ambientale dei siti contaminati, e utilizza algoritmi realizzati per tali fini; anche utilizzando la formula e i fattori
di esposizione riportati nei capitoli precedenti il risultato non cambia sostanzialmente.
Per quanto riguarda gli effetti cancerogeni sulla salute umana, è necessario definire un criterio di tollerabilità
del rischio nell’analisi di rischio, dato che il rischio zero non esiste; i risultati dell’analisi sono espressi come
rischio incrementale; un rischio di 10-6, significa che il rischio incrementale di contrarre un tumore è per un
individuo su un milione. Il rischio di 10-6 è considerato accettabile per una singola sostanza cancerogena (valore
di rischio individuale o TR), e il rischio di 10-5 è considerato accettabile per la sommatoria di più sostanze
cancerogene (valore di rischio cumulativo o TRCUM). Questo valore è stato definito dagli istituti scientifici che
svolgono la attività di supporto al Ministero dell’Ambiente per le procedure di analisi del rischio inerenti i siti di
interesse nazionale (APAT, ISS, ISPESL).
173
174
Moimacco
Dati tossicologici e valori di default dei fattori di esposizione RISC4
Sostanza
Arsenico
Benzene
Cadmio
Cromo esavalente 104
Nichel
Totale
Rischio cancerogeno negli adulti
Inalazione di aria esterna
1,7E-08
2,3E-08
4,1E-09
9,3E-07
8,9E-09
9,9E-07
Sostanza
Arsenico
Benzene
Cadmio
Cromo esavalente
Nichel
Totale
Rischio cancerogeno nei bambini
1,1E-07
1,5E-07
2,5E-08
5,8E-06
5,5E-08
6,1E-06
Sostanza
Arsenico
Benzene
Cadmio
Cromo esavalente
Nichel
Totale
Rischio cancerogeno adulti e bambini
1,2E-07
1,7E-07
2,9E-08
6,7E-06
6,4E-08
7,1E-06
Non si sono rilevati valori di rischio cancerogeno cumulativo superiori ai valori considerati accettabili
dall’Istituto Superiore di Sanità. Visti i risultati del monitoraggio (bassi livelli di inquinamento nella aree
residenziali) il supplemento di studio in corso potrebbe anche considerarsi non necessario; ma specialmente
per i motivi menzionati in precedenza (perdurante allarme della popolazione, nonostante i non elevati livelli di
inquinamento nelle zone residenziali misurati dall’ARPA), e in parte perchè un monitoraggio ambientale per
quanto completo ed esaustivo come quello effettuato dall’ARPA non può necessariamente per motivi tecnici
interessare tutti gli inquinanti e comunque non sono conosciuti i livelli di inquinamento degli anni passati,
riteniamo ugualmente utile l’approfondimento dello studio.
Nel caso si rilevasse un numero di casi di malattie correlabili con l’inquinamento, significativamente (in base a
criteri statistici) maggiore nelle aree più vicine alla ZI, questo non vorrebbe automaticamente dire che le
104
Per inserire i dati del monitoraggio del cromo si è adottato un criterio molto conservativo e cautelativo, consigliato dall’Istituto
Superiore di Sanità nelle analisi di rischio: se non si conoscono le percentuali di cromo esavalente (CrVI, tossico e cancerogeno) e di
cromo trivalente (CrIII,meno tossico e non cancerogeno) in quanto è stato misurato solo il cromo totale (CrVI e CrIII), si assume
nell’analisi di rischio che tutto il cromo totale misurato sia cromo esavalente. In realtà la percentuale di CrVI nel Cr totale potrebbe
essere anche molto bassa.
174
175
Moimacco
malattie rilevate in numero maggiore sono correlate con l’inquinamento. Questo perché i livelli di
inquinamento rilevati nelle aree residenziali , come già detto, sono relativamente bassi, e i fattori di rischio per
una stessa malattia (come le neoplasie) sono molti. In caso di riscontro di un un numero di malattie
statisticamente maggiore nelle aree vicino alla Z.I. si dovrà quindi indagare anche su altri fattori di rischio.
L’eventualità che non si rilevasse un aumento di malattie correlabili con l’inquinamento maggiore nelle aree
vicine alla Zona Industriale invece rafforzerebbe ulteriormente quanto già riscontrato in precedenza (bassi
livelli di inquinamento nelle aree residenza e non evidenza statisticamente significativa di aumento di neoplasie
nelle aree attorno alla Z.I..
Limiti della valutazione del rischio.
Vanno precisati i limiti della valutazione del rischio presentata nelle pagine precedenti. Innanzitutto le
concentrazioni di inquinanti in atmosfera utilizzate nella valutazione hanno riguardato solo alcuni inquinanti e
le misurazioni sono state effettuate per periodi di tempo limitati.
Non si è presa in considerazione il PM10 in quanto per questo inquinante va effettuata in genere una
valutazione del rischio con approccio epidemiologico e non tossicologico; per effettuarla sarebbero stati
necessari dati di monitoraggio su più centraline e per periodi continuativi di almeno un anno (il software AirQ
realizzato dall’Organizzazione Mondiale della Sanità per questo tipo di indagini è ideato per inquinamento in
ambito urbano, e nel programma vanno inseriti tra i dati di più centraline quelli della centralina che registra i
dati peggiori – una centralina da traffico – e quella che registra i dati migliori – una centralina per i valori di
fondo-). Con l’approccio epidemiologico possono essere stimati gli effetti dell’esposizione (tenendo conto
comunque del fatto che gli effetti dell’esposizione a determinate concentrazioni di inquinante si basano su
altri studi epidemiologici con risultati non sempre univoci, per la concomitante esposizione a diversi inquinanti,
e che i dati di monitoraggio utilizzati sono sempre una approssimazione della reale esposizione).
D’altra parte, come è gia stato detto in precedenza, la maggior parte degli inquinanti sono contenuti nel
particolato, in diverse percentuali; le percentuali sono differenti secondo il luogo di campionamento del
particolato, ma i metalli pesanti e gli Idrocarburi Policiclici Aromatici (non misurati nell’area) sono presenti sia
nel particolato campionato in zone industriali, sia in aree urbane o di traffico autoveicolare, sia in aree rurali.
Gli effetti sanitari dell’esposizione al PM10 e alle altre frazioni più fini descritti in precedenza includono in
generale quindi anche gli effetti delle singole sostanze contenute nel particolato (anche se sono state
riscontrate differenze tossicologiche fra PM 10 con diverso contenuto di metalli pesanti).
Va inoltre precisato che il software utilizzato per la valutazione del rischio tossicologico (RISC4 BP) è utilizzato
abitualmente per l’analisi del rischio sanitario ambientale in aree contaminate da sostanze chimiche con
sorgente di inquinamento nel suolo o nelle acque sotterranee (ad esempio sversamenti di idrocarburi o di altri
composti chimici) e non sorgente primaria in atmosfera.
Con l’approccio tossicologico si utilizzano valori di riferimento ai quali non si prevede alcun effetto sulla salute,
valori estremamente cautelativi 105i; il superamento di questi valori non implica la possibilità di effetti sulla
salute ma solo la necessità di un ulteriore approfondimento. Anche con il calcolo dose risposta non si stimano
105
Sono livelli indicati per la prevenzione a lungo termine degli effetti sulla salute umana o sull’ambiente, per il benessere della
popolazione o per costituire parametri di riferimento per l’istituzione di zone specifiche di protezione ambientale Si tratta di riferimenti
improntati su criteri di estrema cautela, proposti da Organizzazioni riconosciute in campo internazionale e basati sui risultati dei lavori
condotti da gruppi scientifici. per il principio della cautela i valori guida sono significativamente inferiori (100 o più volte) rispetto ai
livelli che possono costituire oggetto di disturbi sanitari, anche lievi, nei soggetti esposti. Come il Valore obiettivo non sono norme di
qualità ambientale, ossia Valori limite. Ad esempio l’OMS per la definizione del Valore guida per l’esposizione continuativa all’Acido
3
Solfidrico, indicato pari a 150 µg/m come media giornaliera, si è basata sul concetto di LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level,
3
ossia la più bassa concentrazione di una sostanza in grado di causare effetto sulla salute umana) assunto pari a 15.000 µg/m (≡ 15
3
mg/m , ossia ∼ 11 ppm ) che provoca l’insorgenza di sintomi iniziali di irritazione della congiuntiva oculare umana. Da questo valore di
LOAEL diviso per un fattore di protezione relativamente elevato (fattore 100) è stato ricavato il Valore guida proposto dalla OMSWHO.(da Sistema informativo ambientale della Regione Toscana)
175
176
Moimacco
degli effetti sulla salute dovuti all’esposizione ma solo il superamento o meno di un indice di rischio (il cui
superamento non implica necessariamente effetti sulla salute, basandosi su valori di riferimento estremamente
cautelativi). Va quindi sottolineato che la valutazione del rischio con approccio tossicologico qui effettuata
può avere solo un valore orientativo.
176
177
Moimacco
Metodi diretti
Per lo studio di effetti sanitari nella popolazione residente attorno alla zona industriale correlabili con
l’esposizione agli inquinanti, è stata effettuata una revisione di studi analoghi in letteratura scientifica,
identificate le fonti di dati disponibili e la popolazione oggetto dello studio. La popolazione oggetto di studio è
quella residente in un raggio di 4 Km dalle principali fonti di inquinamento atmosferico dalla zona industriale,
dal 2000 al 2005. Come indicatori di esposizione sono stati scelti gli inquinanti monitorati dall’ARPA e la
distanza dalla zona industriale. Come indicatori di effetto sono stati individuati la mortalità per neoplasie
(considerata la presenza tra gli inquinanti monitorati di sostanze cancerogene: arsenico, cadmio cromo, nichel,
benzene, PM10) e per tutte le cause, malattie cardiovascolari e respiratorie (considerata la presenza del
PM10). L’area compresa nel raggio di 4 km è stata suddivisa in otto corone circolari concentriche e sono state
calcolate le morti attese in ciascuna corona e le morti effettivamente osservate per le cause sopraccitate dal
2000 al 2005. Il rapporto tra i morti osservate e i morti attesi si chiama SMR (Rapporto Standardizzato di
Mortalità) ed indica se c’è un eccesso di mortalità rispetto alla popolazione generale di riferimento. Nell’analisi
effettuata si è rilevato un eccesso di mortalità statisticamente significativo per cause naturali in maschi,
femmine e totale, e per cause cardiovascolari in femmine e totale nella fascia tra 3 e 3,5 km e un eccesso di
mortalità per neoplasie totale (maschi e femmine) nella fascia 2-2,5Km e per malattie del sistema circolatorio
in femmine nella fascia 3,5-4 km. Sono stati effettuati quindi utilizzati due metodi statistici: uno, il Funnel plot,
per distinguere quanti di questi eccessi fossero spiegabili con la variabilità intrinseca (dovuta ad esempio al
relativamente basso numero di abitanti in alcune fasce), l’altro, il test di Stone, per verificare se c’è un
gradiente ovvero un aumento nella mortalità man mano che ci si avvicina alla fonte di inquinamento. Con
l’analisi dei dati mediante Funnel plot la mortalità per cause naturali nelle femmine e totale (maschi e
femmine) e per cause cardiovascolari nelle femmine si è confermata fuori controllo statistico, ovvero non
spiegabile con la variabilità intrinseca solo nella fascia tra 3 e 3,5 km. Questo eccesso è però spiegabile con la
presenza nella fascia tra 3 e 3,5 km di una Casa di Riposo, dove a parità di sesso ed età, la popolazione è più
fragile; eliminando dai calcoli sia la popolazione della Casa di Riposo che i decessi avvenuti in questa l’eccesso
scompare. Per quanto riguarda il gradiente, con il test di Stone non si è rilevato alcun aumento di mortalità
statisticamente significativo correlato con la riduzione della distanza dalla zona industriale.
Per effettuare lo studio epidemiologico sugli effetti dell’inquinamento nella popolazione residente intorno alla
zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco dobbiamo 1) esaminare la letteratura scientifica relativa a
situazioni di inquinamento simili a quello in esame, 2) individuare degli indicatori di esposizione (inquinanti ai
quali è esposta la popolazione nell’area), 3) degli indicatori di effetto (effetti sanitari sulla popolazione
correlabili con l’esposizione agli inquinanti individuati), 4) la popolazione esposta, e 5) un metodo di studio
degli effetti sanitari sulla popolazione correlabili all’esposizione agli inquinanti (ovvero un eventuale eccesso
di malattie correlabili con l’esposizione agli inquinanti) 106.Nelle pagine seguenti si illustreranno le fasi dello
studio:
• Revisione studi su effetti sanitari dell’inquinamento da fonti industriali
• Ricerca e valutazione delle fonti di dati disponibili (ambientali, anagrafici, sanitari)
• Individuazione di Indicatori di esposizione
• Individuazione di Indicatori di effetto
• Identificazione dell’area e della popolazione e loro caratteristiche
• Metodii: linkage dati ambientali, anagrafici e sanitari ed elaborazione statistica dei dati
• Risultati
106
Si fa riferimento al documento “Definizione di line guida per studi di epidemiologia ambientale in piccolo aree” Gruppo di lavoro
GEA-AIE n.1 – E. Cadum, P. Comba, L. Fazzo, P. Michelozzi. Epidem. Prev;30 (1); 11-12
177
178
Moimacco
Revisione studi su effetti sanitari dell’inquinamento da fonti industriali
Su effetti dell’esposizione a inquinanti di origine industriale in popolazione residente vicino a zone industriali o
impianti industriali esistono numerosi studi:
- Se la popolazione è numerosa e l’area industriale estesa e con molteplici fonti di inquinamento diffuso
vengono utilizzati rapporti standardizzati di mortalità corretti con estimatori bayesiani (che controllano la
variabilità casuale generata dalla bassa frequenza degli eventi osservati) per calcolare la distribuzione del
rischio di sviluppare determinate malattie nelle diverse porzioni dell’area studiata. Questi studi sono stati
effettuati ad esempio nelle aree ad elevato rischio di crisi ambientale (aree identificate in base alla Legge
8.7.1986 n. 349, che comprendono decine di comuni, e non sono paragonabili all’area oggetto di studio, sia per
popolazione che per entità degli insediamenti industriali) e in numerosi altri casi- Per aree più limitate e con
fonti puntiformi in genere si fanno confronti spaziali (creazione di centroidi a partire da fonti puntiformi); si
assume che l’esposizione diminuisca con la distanza dalla fonte. Vi sono molti studi su casi simili a quello in
esame su varie fonti di inquinamento (industrie,inceneritori, discariche), sia per effetti a breve che a lungo
termine. Devono essere note le frequenze di eventi per aree geografiche sufficientemente piccole (ad esempio
per sezioni di censimento) e i tassi di riferimento su base nazionale o regionale e relativi alla mortalità per
causa o all’incidenza. Per la stima della relazione tra probabilità di malattia o morte e distanza dalla sorgente si
utilizzano specifici test statistici (es. test di Stone, Score Test)
Relativamente a studi in aree vicine ad acciaierie molti sono stati realizzati da Pope CA e coll. nel 1989 e
sviluppati negli anni successivi sulla popolazione esposta all’inquinamento atmosferico, la cui maggiore fonte
era costituita da acciaierie nella Utah Valley. Nel caso in questione, le acciaierie rimasero chiuse per un lungo
periodo e Pope studiò le variazioni nella popolazione esposta, residente nelle vicinanze, dei ricoveri ospedalieri
per cause respiratorie, della mortalità generale e per cause respiratorie e cardiovascolari, dell’incidenza di
sintomi respiratori, della funzionalità respiratoria nella popolazione, dell’assenteismo scolastico. Negli studi
citati era stata considerata la concentrazione nell’aria del PM10 e non dei singoli metalli pesanti o di altre
sostanze tossiche. In studi successivi tossicologici (su animali e sul liquido di broncolavaggio alveolare)
comunque è stata rilevata la tossicità del PM10 raccolto nell’area interessata, confermando i risultati degli
studi epidemiologici effettuati nel decennio precedente 107.
Anche in Italia sono stati effettuati studi sulla popolazione residente vicino ad acciaierie, ma di entità e con
caratteristiche diverse e con emissione di inquinanti diversi rispetto all’acciaieria presente nella zona
industriale di Cividale del Friuli e Moimacco. In particolare sono stati condotti studi sulla mortalità per
neoplasie dell’apparato emolinfopoietico 108e per tumori polmonari 109 nella popolazione residente viciono ad
107
Pope CA 3rd , “Respiratory disease associated with community air pollution and a steel mill, Utah Valley” Am J Public Health, 1989;
79: 623-628.
•Pope Ca 3rd, “Respiratory hospital admission associated with PM10 pollution in Utah, Salt Lake, and Cache Valleys” Arch Environ
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•Lay JC, Zeman KL, Ghio AJ, Bennet WD “Effects of inhaled iron oxide particles on alveolar epithelial permeability in normal subjects”
Inhal Toxicol, 2001; 13(12): 1065-78.
108
Parodi S., Vercelli M., Valerio F. , Stella A.,Puppo A., Casella C., Cislaghi .- Incidenza dei Tumori dell’apparato emolinfopoietico
attorno ad un’acciaieria. Lo scopo dell’indagine è stato lo studio dell’andamento spaziale dell’incidenza dei tumori dell’apparato
178
179
Moimacco
una acciaieria (cokeria) vicino Genova e su ricoveri ospedalieri prima e dopo la chiusura di un reparto (cokeria)
della stessa acciaieria. 110
Altri studi sono stati effettuati anche sulla popolazione residente vicino altre acciaierie ( di dimensioni minori e
tipologie diverse) in regione Friuli Venezia Giulia, sia molti anni fa a Trieste 111, che recentemente ancora in fase
preliminare a Udine 112. Studi su aree dove sono presenti acciaierie sono stati effettuati anche a Taranto ed in
altre città italian
emolinfopoietico attorno ad una cockeria, sorgente di inquinamento da benzene. Si è studiata la popolazione dell’area di Cornigliano
(Genova), dove è situata la cockeria di un’acciaieria in attività dal dopoguerra ad oggi ed è stata scelta popolazione dell’area di Rivarolo
è stata scelta come controllo sulla base dell’analoga distribuzione di fattori socioeconomici e demografici. I dati di incidenza delle due
aree sono forniti dal Registro Tumori Regione Liguria. per il periodo 1986-94. I tassi standardizzati di incidenza per 100000 residenti (TS)
nelle due aree sono stati prodotti, utilizzando come standard la popolazione italiana (ISTAT, Cens. 1991). Stime di rischio relativo (RR)
tra le due aree sono state ottenute con il modello di regressione di Poisson, mentre l’andamento geografico dell’incidenza all’interno di
Cornigliano è stato ottenuto tramite la produzione di SIR (Standardised Incidence Ratios) relativi a 6 fasce concentriche del raggio di 500
metri dall’acciaieria. Nonostante l’assenza di un pattern lineare nell’andamento dei SIR, non si può escludere del tutto un’influenza dei
fumi della cockeria sull’incidenza delle neoplasie considerata, che potrebbero ricadere a distanza dall’industria stessa. Risulta evidente
la presenza di una disomogenea distribuzione spaziale dei rischi. Il confronto con l’area di controllo evidenzia la presenza di un eccesso
di rischio per Cornigliano limitato al sesso maschile: ciò suggerisce la presenza di confondenti legati all’attività occupazionale. Sono in
corso approfondimenti per stimare il pattern di distribuzione del benzene nelle due aree e per il recupero della storia occupazionale
mediante linkage con l’archivio dell’INPS. Parodi S., Vercelli M., Stella A., Stagnaro E., Valerio F. Lymphohaematopoietic system cancer
incidence in an urban area near a coke oven plant: an ecological investigation. Occup Environ Med, 60: 187-194, 2003 (tratto da
109
Vercelli M, StagnaroE. , Casella C., Puppo A., Fontana V. , Valerio F. and Parodi S. Incidenza di tumore maligno del polmone presso
una cokeria - Diversi studi epidemiologici hanno evidenziato un eccesso di rischio per tumore maligno del polmone in presenza di
esposizioni ad inquinanti aerodiffusi. In generale, viene riportato un rischio relativo (RR) compreso tra 1.4 e 2.0 per soggetti residenti in
aree maggiormente inquinate vs popolazioni meno esposte.Rischi più elevati sono stati riportati per aree a livelli estremamente elevati
di inquinamento atmosferico. Le cokerie rappresentano un’importante fonte industriale di cancerogeni riconosciuti o sospetti,
comprese polveri fini, benzene e idrocarburi policiclici aromatici.Tuttavia il loro impatto sulla popolazione esposta rimane, almeno in
parte, ancora da determinare. L’obiettivo dello studio è valutare l’andamento spaziale dell’incidenza di tumore maligno del polmone nel
quartiere di Cornigliano a Genova, dove un’acciaieria, comprendente una cokeria, è situata in vicinanza delle abitazioni. Sono state
selezionate come controllo, l’intera popolazione genovese e il quartiere di Rivarolo, simile a Cornigliano per distribuzione di fattori
socio-demografici. Il rischio relativo tra l’area in studio e le due aree di controllo è stato stimato mediante un modello di regressione di
Poisson con overdispersion (Binomiale Negativo). Il trend di incidenza attorno alla cokeria è stato valutato con il metodo di Stone,
mentre la mappatura del rischio entro Cornigliano è stata realizzata mediante il modello Bayesiano di Besag, York e Mollié (BYM). Il
trend di rischio osservato per il sesso femminile nei pressi della cokeria risulta coerente con le misure di esposizione ambientale e con
diverse evidenze nella letteratura scientifica. L’assenza di un analogo pattern di rischio nei maschi potrebbe essere attribuito alla più
rilevante presenza di confondimento da esposizioni professionali o da fumo. L’eccesso di rischio osservato in entrambi i sessi presso la
fonderia dismessa presenta un andamento simile a quello per Linfoma non-Hodgkin rilevato da una precedente indagine. La natura
ecologica dell’indagine non consente di trarre conclusioni certe sull’associazione tra l’ esposizione a inquinanti ambientali e rischio di
tumore del polmone.In particolare la mancanza di controllo delle esposizioni professionali e da stile di vita (abitudine al fumo) e il
migration bias potrebbero avere influenzato l’esito dell’indagine. Ulteriori approfondimenti sono quindi necessari per verificare l’effetto
degli inquinanti della cokeria sulla popolazione di Cornigliano e per risalire alle esposizioni responsabili dell’eccesso di rischio presso
l’ex-fonderia . Parodi S., Vercelli M. et. Al. Lymphohaematopoietic system cancer incidence in an urban area near a coke oven plant: an
ecological investigation. Occup. Environ. Med., 60: 187-194, 2003
110
Casella C., Stagnaro E., Puppo A., Valerio F., Vercelli M. -Inquinamento ambientale e ricoveri ospedalieri tra i residenti in Cornigliano
(Genova), prima e dopo la chiusura del reparto cokeria delle acciaierie.
111
Biggeri,1 Fabio Barbone,23 Lagazio,1 Bovenzi,4 and Giorgio Stanta5Air Pollution and Lung Cancer in Trieste, Italy: Spatial Analysis of
Risk as a Function of Distance from Sources – Environ Health Perspect 104: 750-754 (1996). Si tratta di uno studio caso controllo sul
rischio di tumore polmonare tra la popolazione residente a diverse distanze da quattro sorgenti di inquinamento: il centro cittadino, un
inceneritore, un acciaieria e I cantieri navali. I fattori confondenti specifici dei soggetti sono stati controllati fra I quali abitudine al fumo,
attività lavorativa, livelli di particolato atmosferico, Si è rilevato vicino alla sorgente centro cittadino un RR di 2,2 (a distanza zero con
lento decremento a distanze maggiori) e vicino all’inceneritore (a distanza zero con rapido decremnto a distanze maggiori) un RR di 6,7.
Lo studio ha riguardato decessi dal 1979 al 1981 e dal 1985 al 1986, Nel centro di Frieste negli anni ’70 le polveri totali sospese
3
taggiungevano I 300 µg/m come media giornalera,
112
Si riporta integralmente l’abstract dello studio presentato al 32° Congresso annuale Associazione Italiana di Epidemiologia Epidemiologia per la prevenzione - Milano, 15-17 ottobre 2008.
Indagine epidemiologica sull’area circostante la Zona Industriale Udinese Castriotta L*, Barbone F*#, Rosolen V#, Deroma L#, Serraino
D§, Acchiardi F†, Brianti G†, Lagazio C#, Zamaro G†. *Azienda Ospedaliero-Universitaria “Santa Maria della Misericordia” di Udine;
179
180
Moimacco
Ricerca e valutazione delle fonti di dati disponibili (ambientali, anagrafici, sanitari)
•
•
•
•
A) Dati demografici: la fonte dei dati sono gli Uffici Anagrafici dei Comuni di Cividale del Friuli,
Moimacco, Premariacco, Torreano, Remanzacco, Faedis che hanno fornito i dati dal 2000 al 2005
B) Dati sanitari: la fonte dei dati è principalmente il Sistema Informativo Sanitario Regionale
C) Dati ambientali: la fonte di dati è l’ARPA-FVG che ha effettuato un monitoraggio degli inquinanti nei
diversi comparti ambientali;
D) Dati geografici: georeferenziazione (implementazione di un sistema geografico informativo al fine di
ottenere dati sulle distanze da fonti di inquinamento, distanze tra casi di malattia, cartografie).
Nello studio abbiamo utilizzato la georeferenziazione dei numeri civici per i Comuni di Cividale del Friuli
e Moimacco fornitaci dall’ U. O. Ecologia del Comune di Cividale e l’Ufficio Tecnico di Moimacco,
mentre per gli altri Comuni ci la localizzazione dei numeri civici è stata ricavata dalla carta tecnica
regionale e da sopralluoghi.
#Università degli Studi di Udine, †Azienda per i Servizi Sanitari n°4 “Medio Friuli”; §Registro Tumori del Friuli Venezia Giulia – Centro di
Riferimento Oncologico di Aviano (PN).
Introduzione. Diversi studi hanno descritto lo stato di salute di popolazioni residenti esposte a inquinamento di origine industriale. Per
specifici siti industriali sono stati spesso osservati importanti eccessi per specifiche cause di morte o patologie ma le interpretazioni in
senso causale degli eccessi di rischio rilevati sono difficili e discordi. Obiettivi. Per valutare le condizioni di salute dei residenti presso
l’area industriale situata a sud di Udine e stata condotta in collaborazione con le istituzioni locali un’indagine epidemiologica che ha
come scopo, nella sua parte descrittiva, lo studio dei tassi di mortalita, relativamente al decennio 1995-2004, per patologie
cardiovascolari, respiratorie e tumorali ed in seconda battuta, lo studio dei tassi di incidenza di patologie tumorali tra il 1995 ed il 2003.
In particolare, tramite il test di Stone, si e studiata l’eventuale presenza di un gradiente “rischio-distanza” a partire dalla sorgente
puntiforme. Materiali. L’area di interesse e stata identificata costruendo un cerchio, avente raggio di 5 km e come centro, il baricentro
del principale insediamento produttivo, un’acciaieria. All’acciaieria e stato assegnato il valore di georeferenziazione, secondo la
proiezione di Gauss-Boaga e sono stati individuati comuni e frazioni che insistono all’interno dell’area stessa e la popolazione oggetto di
studio. I dati geografici georeferenziati ed anagrafici, del decennio 1995-2004, sono stati forniti dai Comuni. Le schede di morte e i dati
di incidenza delle neoplasie, sono stati forniti rispettivamente dall’ASS4 e dal Registro Tumori regionale. Sono stati calcolati i tassi di
mortalita, del decennio 1995-2004, per tutte le cause, cause naturali, patologie cardiovascolari, respiratorie, tumorali, neoplasie di
trachea-bronchi-polmoni, del sistema linfatico ed ematopoietico, della laringe, della pleura, e della vescica. In seguito, per le stesse
neoplasie, sono stati calcolati i tassi di incidenza. L’area oggetto di studio e stata suddivisa in 8 sottoaree concentriche e la popolazione
distribuita a seconda delle coordinate di georeferenziazione. I tassi sono stati utilizzati per la standardizzazione interna e la stima dei
casi attesi, al fine di applicare il test di Stone. Il test e stato applicato considerando tutta l’area nel complesso e focalizzandosi sul settore
di sud-ovest, quello interessato dai venti prevalenti.
Risultati. Per i decessi per neoplasie del polmone, nel settore di sud-ovest eseguito sul campione non stratificato per sesso, il test di
Stone restituisce valori statisticamente significativi in entrambe le statistiche test: test sul massimo SMR (p=0,03) e rapporto di
verosimiglianza (p=0,04). La tabella mostra gli SMR calcolati. Per quanto concerne l’incidenza delle neoplasie del polmone nel periodo
1995-2003, il test di Stone appare sovrapponibile al test sulla mortalita, benche i casi osservati siano inferiori ed il solo test sul massimo
SIR presenti un valore prossimo alla significativita (p=0,052). Conclusioni. L’utilizzo della georeferenziazione per l’esatto calcolo della
distanza dalla sorgente puntiforme ha fornito risultati suggestivi sull’impatto sulla salute prodotto dall’emissioni inquinanti che derivano
dalla Zona Industriale Udinese che saranno approfonditi nelle successive fasi analitiche dell’indagine.
180
181
Moimacco
Individuazione di indicatori di esposizione
Per quanto riguarda gli indicatori di esposizione si richiama a quanto già esposto nel capitolo sul Risk
Assessment.
In generale l’analisi dell’esposizione può essere effettuata con metodi diretti o indiretti; la figura seguente
esemplifica i due differenti approcci: i metodi diretti consistono in monitoraggi personali
(come è stato fatto in vari casi con i radielli personali per la determinazione dell’esposizione a benzene in studi
su benzinai, vigili urbani, o altri studi occupazionali) o ricerca di markers biologici all’esposizione (diffusissimo in
campo occupazionale, ma anche utilizzati in campo ambientale specie per lo studio dell’esposizione a specifici
inquinanti). Per lo studio indiretto dell’esposizione si possono utilizzare dati di monitoraggio ambientale,
modelli di dispersione degli inquinanti, questionari, diari. In assenza di modelli di dispersione degli inquinanti si
possono utilizzare altri surrogati della reale esposizione, con un diversi gradi di approssimazione all’esposizione
reale.
In una scala che va dalla migliore alla peggiore approssimazione alla reale esposizione possiamo elencare 113:
1.Misurazioni personali quantitative ovvero ricerca di markers biologici.
Una definizione di biomarcatori è quella proposta dal CDC (Centers for Disease Control) di Atlanta: “… misura
diretta dell’esposizione degli individui della popolazione a sostanze tossiche ambientali per mezzo della loro
113
L'utilizzo di informazioni geografiche per lo sviluppo di modelli di valutazione dell’esposizione in area urbana -Andrea Ranzi ARPA
EmiliaRomagna,D.T.CTRAmbienteSaluteCorso di formazioneNuove applicazioni dell’informazione geografica per la gestione e l’analisi di
fenomeni ambientali e sanitari - 16‐19 Novembre 2009, ISS, Roma
181
182
Moimacco
misura in sangue, urine, siero, saliva o tessuti umani”. Come già detto la ricerca di markers biologici viene
utilizzata nella sorveglianza sanitaria dei lavoratori Un'altra definizione di monitoraggio biologico è quella
formulata nel 1984 UNEP, WHO, EEC e cioè “misurazione e quantificazione di sostanze chimiche o di loro
metaboliti in tessuti fluidi, secreti, escreti, aria espirata o in qualsiasi loro combinazione, condotte per valutare
esposizioni e rischi per la salute, comparate con un appropriato riferimento”. L’“appropriato riferimento”
dovrebbe fornire due tipi di informazione:
-orientare rispetto all’esistenza di un’esposizione maggiore di quella della popolazione generale (come il
risultato del monitoraggio biologico si colloca rispetto ai valori determinati in popolazioni per le quali è stata
esclusa una specifica esposizione lavorativa allo xenobiotico in esame)
-orientare rispetto alla probabilità della comparsa di effetti mediante il confronto con valori (valori limite ad
esempio) ai quali è stato attribuito (su base scientifica o amministrativa) un determinato significato rispetto alla
possibile modificazione dello stato di salute degli esposti. La lettura del continuo esistente tra esposizione e
malattia sarebbe notevolmente facilitata dalla disponibilità di un sistema di valori guida. In questo sistema i
Valori di Riferimento (V.R.) occupano il primo posto in una sequenza con livelli di azione (L.A.) e valori limite
(V.L.). 114 In ambito ambientale il monitoraggio biologico è utilizzato principalmente per studiare il grado di
esposizione di una popolazione ad inquinanti specifici o in studi epidemiologici di tipo analitico, in cui si studia
l’esposizione individuale a determinati inquinanti (ad esempio studi caso controllo). Un esempio del primo tipo
di studi può essere l’indagine sulla popolazione residente nella Valle del Sacco in provincia di Frosinone 115
Nella zona industriale di Colleferro nella Valle del Sacco è presente una grande zona industriale (di circa 100
ettari, con fino ad 8000 addetti) con produzione di carrozze ferroviarie, esplosivi, sostanze chimiche (fra cui
insetticidi organoclorurati, ed esteri fosforici). La zona industriale è presente dai primi del ‘900; nel 1990 è stata
individuata in uno stabilimento alcune discariche non controllate di rifiuti industriali; nel 91 sono state rilevate
nelle acque sotterranee e nel terreno delle discariche inquinanti organoclorurati e metalli pesanti. Nel 2005
sono state rilevate concentrazioni di beta esaclorocicloesano (ß-HCH) superiori ai valori consentiti, nel corso di
una indagine a livello nazionale, in un campione di latte crudo in un allevamento di bovini della valle del Sacco
dove si trova la zona industriale in questione. Successivamente anche in altri campioni di latte prelevati in
allevamenti bovini della zona si sono rilevati valori di ß-HCH superiori alla norma 116.
Per un approfondimento sul biomonitoraggio e i biomarcatori si rimanda a “Biomonitoraggio in epidemiologia
ambientale”- Fabrizio Bianchi – pagg. 51-67, in “Indagini epidemiologiche nei siti inquinati: basi scientifiche,
procedure metodologiche e gestionali, prospettive di equità” - a cura di Fabrizio Bianchi e Pietro Comba,
(2006), Rapporti ISTISAN 06/19 Rev.
Il ricorso alla dosimetria individuale è stato proposto nel monitoraggio degli idrocarburi alifatici e aromatici e
di 7 idrocarburi policiclici aromatici “possibili” o “probabili” cancerogeni 117; studi sono stati effettuati ad per
mitorare l’esposizione a benzene di vigili urbani e benzinai.
Le argomentazioni tecnico-scientifiche a supporto della dosimetria individuale possono essere così sintetizzate:
-Il campionamento personale rende di fatto il soggetto una “centralina mobile” e, se il campionamento è
protratto per 24 h, riflette sia l’esposizione indoor sia outdoor. Per la popolazione generale residente in aree
urbane la valutazione della reale esposizione inalatoria a microinquinanti cancerogeni può essere effettuata
114
P. Apostoli I valori guida necessari all’interpretazione del monitoraggio biologico G Ital Med Lav Erg 2003; 25:1, 22-27
“Salute della popolazione nell’area della Valle del Sacco” DOCUP Obiettivo 2 Lazio 2000-2006, Misura I.4. “Azioni di
controllo,monitoraggio e informazione ambientale” Dipartimento di Epidemiologia ASL RME, Asl Roma G, ASL Frosinone, Istituto
Superiore di Sanità
116
Valeria Fano , Daniela Porta, Valerio Dell’Orco, Francesco Blasetti, Elena De Felip, Alessandro Di Domenico, Fiorella Fantini, Antonio
Corbo, Mariangela D’Ovidio, Francesco Forastiere , Carlo A. Perucci - “Esperienza del Lazio sulla valle del fiume Sacco: studi
epidemiologici in un’area contaminata da composti organoclorurati persistenti” in “Indagini epidemiologiche nei siti inquinati: basi
scientifiche, procedure metodologiche e gestionali, prospettive di equità.” A cura di Fabrizio Bianchi e Pietro Comba Istituto Superiore
di Sanità
117
Minoia C., Meroni G., Aprea C., Oppezzo M. C., Magnaghi S., Sciarra G. F., Barisano A., Fiorentino M. L.,Berri A., Bellinzona M.,
Robustelli Della Cuna S., Frigerio F., Schiavi A., Di Gregorio L.. Environmental and urinary reference values as markers of exposure to
hydrocarbons in urban areas. Sci. Tot. Environ., 1996; 192:163-182.
115
182
183
Moimacco
ricorrendo a tecniche di campionamento personale, in alternativa agli attuali sistemi a postazione fissa
(centraline, laboratori mobili, etc.).
-Per la validazione dei dati ottenuti è però necessario predisporre una strategia di monitoraggio ambientale
che, parallelamente all’individuazione di un gruppo di popolazione rappresentativo dell’area monitorata,
definisca i criteri e le modalità di campionamento (durata, frequenza, etc.). Seguendo questi criteri è possibile
arrivare a ottenere per l’amianto crisotilo valori della “Concentrazione di Riferimento Ambientale” (CRA),
definita in ambito Società Italiana Valori di Riferimento (S.I.V.R.) come “stima della quantità media giornaliera
inalata di uno xenobiotico in un gruppo di popolazione selezionato e rappresentativo dell’area oggetto di
monitoraggio” 118.
2. Misurazioni quantitative dell’area in vicinanza della residenza o luogo dove si svolge l’attività umana o
misurazioni quantitative di surrogati di esposizione
Con il monitoraggio ambientale in vicinanza della residenza si possono misurare le concentrazioni in atmosfera
degli inquinanti ai quali sono esposti i singoli individui. A differenza delle misure con dosimetro personale
queste concentrazioni in atmosfera non sono rappresentative della reale esposizione individuale che
comprende l’esposizione all’esterno e l’esposizione alle concentrazioni di inquinante indoor, presente
all’interno dell’abitazione, né del tempo che il singolo individuo trascorre nel luogo di residenza rispetto al
tempo che trascorre nel luogo di lavoro (il luogo di lavoro inoltre può essere vicino la residenza o distante da
essa).
La figura seguente è rappresentativa di queste diverse esposizioni.
118
L’amianto: dall’ambiente di lavoro all’ambiente di vita. Nuovi indicatori per futuri effetti a cura di C. Minoia, G. Scansetti, G. Piolatto,
A. Massola - Fondazione Salvatore Maugeri, IRCCS, Pavia 1997 - I Documenti • 12 - Concentrazione di riferimento ambientale
dell’amianto crisotilo in aree urbane: l’esperienza della città di Pavia - C. Minoia, A. Massola, R. Turci, G. Toccalini, A. Berri, L. DI
Gregorio. Laboratorio di Igiene Ambientale e Tossicologia Industriale, Fondazione Salvatore Maugeri, Clinica del Lavoro e della
Riabilitazione, I.R.C.C.S., Centro Medico di Pavia
183
184
Moimacco
Su tali aspetti sono stati effettuate indagini epidemiologiche in Italia: uno studio 119, condotto nel 2005, ha
riguardato un campione di residenti nell’area di Taranto, Statte, Crispiano e Massafra, area ad elevato
inquinamento industriale. Nell’indagine sono stati rilevati i dati socio demografici, fisici e di comportamento
della popolazione 120, evidenziate le differenze tra gruppi età-sesso per le variabili rilevate e ricostruiti i ratei
inalatori per tutti i gruppi. I risultati di questo studio sono confrontati con quelli ottenuti da un’analoga
indagine effettuata a Ferrara 121. Per la misura della reale esposizione individuale vanno anche considerati i
complessi rapporti tra inquinamento outdoor (nell’ambiente esterno), inquinamento indoor (negli ambienti
chiusi), e esposizione personale agli inquinanti presenti nell’aria. Sono stati effettuati molti studi anche su
questi aspetti: 122negli studi effettuati in alcune grandi città degli Stati Uniti è risultato che l’aria outdoor
contribuisce per il 60% alla concentrazione del PM 2,5 indoor (variabile però a seconda della città dal 40% al
70%) Il PM2,5 di origine esterna contribuisce invece molto meno all’esposizione personale (tra il 25 e il 33%). Il
grado di correlazione tra concentrazioni indoor e outdoor non ha molto impatto sulla esposizione personale
che risulta doppia rispetto alle concentrazioni mediane outdoor e indoor.
Anche considerando la residenza come il luogo prevalente di esposizione, le concentrazioni misurate con le
centraline sono rappresentative solo dell’esposizione in prossimità delle abitazioni più vicine al punto di
rilevazione (anche se in ambito urbano le centraline da traffico sono rappresentative di tutti i punti di traffico).
Per stimare le concentrazioni reali presso i punti dove l’inquinante non è misurato si possono usare dei modelli.
Sui modelli di dispersione su scala vasta si è già parlato in un capitolo precedente a proposito del Piano
regionale di risanamento della qualità dell’aria. Per stimare la dispersione su aree più circoscritte si devono
realizzare modelli di dispersione ad hoc, dai quali si può ricavare una mappa con le isoconcentrazioni di un
119
Anna Bastone, Maria Eleonora Soggiu, Caterina Vollono, Giuseppe Viviano, Mascia Masciocchi, Grazia Rago, Cinzia Sellitri, Stefano
Spagnolo, Maria Spartera - Stili di vita e comportamenti delle popolazioni di Taranto, Massafra, Crispiano e Statte ai fini della
valutazione dell’esposizione inalatoria ad inquinamento atmosferico.(2006) -Rapporti ISTISAN: 06/36
120
Sono stati rilevati mediante questionari su un campione rappresentativo della popolazione gli ambienti dove si svolgono le più
comuni attività giornaliere (casa, luogo di lavoro al chiuso e all’aperto, scuola, lugo per attività sportiva al chiuso o all’aperto, luogo per
attività ricreativa al chiuso e all’aperto) e tempi medi trascorsi nei diversi ambienti, mobilità, mezzi di trasporto utilizzati e tempi medi
trascorsi sui mezzi di trasporto, attività giornaliere e tempi medi trascorsi in tali attività; le attività sono state classificate in : attività di
riposo (dormire), attività sedentarie (leggere, guardare la televisione, ascoltare la musica, giocare a carte), attività leggere (alcuni lavori
di casa, la preparazione di cibi, alcuni giochi), attività moderate (alcune attività lavorative, giochi di bambini, alcuni tipi di hobbies),
attività pesanti (praticare sport, alcuni lavori quali agricoltore, operaio); sulla base delle attività e delle caratteristiche fisiche dei soggetti
(età, sesso) sono stati calcolati i ratei inalatori giornalieri.
121
Bastone A, Soggiu ME, Vollono C, Masciocchi M, Rago G, Sellitri C. Studio di valutazione dell’esposizione inalatoria a contaminazione
atmosferica nella città di Ferrara. Prima fase.Roma: Istituto Superiore di Sanità: 2003. (Rapporti ISTISAN 03/19).
Soggiu ME, Bastone A, Vollono C, Masciocchi M, Rago G, Sellitri C Studio di valutazione dell’esposizione inalatoria a contaminazione
atmosferica nella città di Ferrara. Seconda fase. Roma: Istituto Superiore di Sanità: 2005. (Rapporti ISTISAN 05/19).
122
-HEI (Health Effects Institute) -Statement- Synopsis of RIOPA Research Report Part I-Pollutants in Indoor, Outdoor, and Personal Air:
Collection Methods and Descriptive Analyses
-HEI (Health Effects Institute) -Statement- Synopsis of RIOPA Research Report Part II Pollutants in Indoor, Outdoor, and Personal Air:
Composition of Particulate Matter.
-Weisel, Clifford P, Junfeng (Jim) Zhang, Barbara Turpin, Maria T Morandi, Steven Colome, Thomas H Stock, Dalia M Spektor, and Others
Relationships of Indoor, Outdoor, and Personal Air (RIOPA). Part I. Collection Methods and Descriptive Analyses HEI (Health Effects
Institute) (2005)Report #: 130-I
-Meng QY, Turpin BJ, Korn L, Weisel CP, Morandi M, Colome S, Zhang J, Stock T, Spektor D, Winer A, Zhang L, Lee JH, Giovanetti R, Cui
W, Kwon J, Alimokhtari S, Shendell D, Jones J, Farrar C, Maberti S. Influence of ambient (outdoor) sources on residential indoor and
personal PM2.5 concentrations: analyses of RIOPA data. Journal of Exposure Analysis and Environmental Epidemiology 2005;15(1):17-28.
-Reff A, Turpin BJ, Porcja RJ, Giovennetti R, Cui W, Weisel CP, Zhang J, Kwon J, Alimokhtari S, Morandi M, Stock T, Maberti S, Colome S,
Winer A, Shendell D, Jones J, Farrar C. Functional group characterization of indoor, outdoor, and personal PM2.5: results from RIOPA.
Indoor Air 2005;15(1):53-61.
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part II. Analyses of concentrations of particulate matter species. Res Rep Health Eff Inst. 2007 Aug;(130 Pt 2):1-77; discussion 79-92.
-Meng QY, Turpin BJ, Korn L, Weisel CP, Morandi M, Colome S, Zhang JJ, Stock T, Spektor D, Winer A, Zhang L, Lee JH, Giovanetti R, Cui
W, Kwon J, Alimokhtari S, Shendell D, Jones J, Farrar C, Maberti S. Influence of ambient (outdoor) sources on residential indoor and
personal PM2.5 concentrations: analyses of RIOPA data. J Expo Anal Environ Epidemiol. 2005 Jan;15(1):17-28.
184
185
Moimacco
determinato inquinante (ovvero le linee alle quali si stima la stessa concentrazione dell’inquinante). I modelli di
dispersione utilizzano dati sulle emissioni, dati meteorologici e topografia per stimare le concentrazioni di
inquinanti nello spazio. Avendo la mappa con la distribuzione delle abitazioni georeferenziate (e dei residenti in
esse) si può sovrapporla alla mappa delle isoconcentrazioni attribuendo ad ogni residenza una concentrazione
dell’inquinante.
Un esempio di questo metodo è lo studio effettuato in Emilia Romagna sull’esposizione e gli effetti sulla salute
nella popolazione residente vicino ad inceneritori, nell’ambito del progetto Moniter (sul sito www.moniter.it).
Possono essere attribuiti alle varie residenze anche un indice socio economico, ad esempio un indice di
deprivazione, dato che la deprivazione socio economica è uno dei più importanti fattori di rischio per gli stessi
effetti sanitari dell’inquinamento atmosferico (mortalità). Questo può essere fatto sovrapponendo una mappa
della distribuzione di un indice di deprivazione (in genere con un dettaglio di sezione di censimento). 123
123
O’Neill M.S, Jerret M., Kawachi, I., Levy J.I., Cohen A. J., Gouveia N., Wilkinson P., Fletcher T., Cifuentes L., Schwartz J.with input from
partecipants of the Workshop of Air Pollution and Socioeconomic Conditions.2003. Health, wealth and air pollution: advancing theory
and methods, Environ Health Perspect, 16:1861-1870
185
186
Moimacco
Dato che le concentrazioni misurate con singole centraline da traffico non sono sempre rappresentative
dell’esposizione in aree residenziali poste a diversa distanza dalle fonti di emissione è necessario integrare i
dati di monitoraggio con modelli di dispersione degli inquinanti. Poiché in ambiente urbano le fonti di emissioni
sono molteplici anziché utilizzare modelli di dispersione per avere una stima della reale esposizione ancora più
precisa possono essere utilizzati i Land Use Regression Models. Con questi modelli si possono stimare le
concentrazioni di determinati inquinanti con pochi dati di monitoraggio e dati riguardanti caratteristiche di
utilizzo del territorio. Con questi modelli si predice la concentrazione di un dato inquinante in un dato punto
sulla base delle caratteristiche del traffico e del territorio circostante; sono stati realizzati diversi studi condotti
in città europee a livello intraurbano 124. Le variabili indipendenti più utilizzate sono volume di traffico della
strada, altitudine, tipologia dell’area, distanza dalle strade; studi di validazione con l’uso di variabili
indipendenti differenti, hanno mostrato la affidabilità del metodo 125. La mappatura empirica basata sul
modello di regressione permette di adattare il modello alle differenti aree senza necessità di misurazioni
addizionali o ricerca di dati. Il vantaggio di questi metodi è il basso costo: bastano poche misure del NO2, con
dosimetri passivi o Ogawa badge. In genere vengono stimate solo le concentrazioni di ossidi di azoto ma si può
avere la mappatura delle concentrazioni di questi inquinanti su tutto il territorio: il modello non si può
applicare però in aree urbane con caratteristiche differenti. Con questo metodo è stato studiato il rischio di
ischemia cardiaca in particolare di eventi fatali correlati con l’esposizione a lungo termine a NO2 stimata con un
Land Use Regression Model (per gli anni 1995-96); nella popolazione studiata che comprendeva tutti i residenti
a roma di età compresa tra 35 e 84 anni nel periodo 1998-200 si è riscontrato un RR di 1,03 (intervallo di
confidenza al 95% di 1.00-1.07) per eventi coronarici acuti, ed un associazione ancora più forte per eventi con
esito fatale (1.07; 1.02-1.12) e decessi fuori dall’ospedale, ovvero prima del ricovero d’urgenza (1.08; 1.021.13) 126.
3. Distanza dalle fonti e durata della residenza
La distanza dalle fonti di inquinamento e durata della residenza è una metodo molto utilizzato per la
valutazione dell’esposizione in studi epidemiologici. Queste sono misure surrogate dell’esposizione e possono
dare risultati distorti. Può venire considerata anche solo la distanza (proximity models) o la durata della
residenza anziché ambedue con una peggiore approssimazione rispetto alla reale esposizione. Gli studi in cui è
stata utilizzata la distanza dalle fonti dell’inquinamento sono innumerevoli e riguardano, inceneritori 127,
124
Rosenlund M, Forastiere F, Stafoggia M, Porta D, Perucci M, Ranzi A, Nussio F, Perucci CA. – “Comparison of regression models with
land-use and emissions data to predict the spatial distribution of traffic-related air pollution in Rome"- J Expo Sci Environ Epidemiol.
2007 Apr 11.
125
Patrick H. Ryan and Grace K. LeMaster -A Review of Land-use Regression Models for Characterizing Intraurban Air Pollution Exposure
- -Division of Epidemiology and Biostatistics, Department of Environmental Health, University of Cincinnati Medical Center, Cincinnati,
Ohio, USA - Inhal Toxicol. 2007 ; 19(Suppl 1): 127–133.
126
Rosenlund, Mats; Picciotto, Sally; Forastiere, Francesco; Stafoggia, Massimo; Perucci, Carlo A. Traffic-Related Air Pollution in Relation
to Incidence and Prognosis of Coronary Heart Disease. Epidemiology: January 2008 - Volume 19 - Issue 1 - pp 121-128
127
Chellini E, Cherubini M, Chetoni L, Costantini AS, Biggeri A, Vannucchi G. - Risk of respiratory cancer around a sewage plant in Prato,
Italy. Arch Environ Health. 2002; Nov-Dec;57(6):548-53.
186
187
Moimacco
discariche 128,129, acciaierie e altri impianti industriali 130,131, impianti di trasmissione radiotelevisivi 132 e anche
sorgenti lineari di inquinamento quali strade ad alto traffico 133, linee elettriche 134 ad alta tensione, e altre fonti.
La distanza da strade come misura surrogata dell’esposizione è stata utilizzata in numerosi studi per gli effetti
a lungo termine:
- In uno studio sulla mortalità per cause cardiopolmonari è stato riscontrato un OR di 1,70 (con limiti di
confidenza 1,02-2,81) per i residenti entro 50 metri da strade ad alto traffico (Gehring et al, 2006studio su donne di età compresa tra 50 e 59 anni in Germania)
- In uno studio sulla mortalità per cause naturali e cardiovascolari per i residenti a diverse distanze da
strade ad alto traffico (<50 metri, 50-100 m, 100-150 m, 150-250 m, >250 m) si è rilevato un Rrper
mortalità generale di 1,05 (con limiti di confidenza 1,02-1.08) entro i 50 metri, di 1,04 (l.c 1,01-1,07)
tra 50 e 100 metri e di 1,04 (l.c. 1,00-1,10) entro i 50 metri per mortalità da cause cardiovascolari. (fra
tutti i residenti a Roma di età 45-80 anni nel 2001, follow-up 2001-2005)
Alcuni anni fa è stata effettuata una rassegna di diversi studi epidemiologici nei quail la residenza è stata
utilizzata come indicatore dell’esposizione ad inquinanti ambientali (Huang YL, Batterman S (2000) “Residence
location as a measure of environmental exposure: a review of air pollution epidemiology studies.” J Expo Anal
Environ Epidemiol. 10(1):66-85) 135: su 45 studi in 13 (il 29%) I livelli di esposizione sono stati stabiliti
esclusivamente sulla base della distanza dalla sorgente di inquinamento; in altri studi sono state utilizzate come
indicatori dei livelli di esposizioni aree nelle quali si trovava la residenza e che si presumeva avessero livelli
128
Valutazione del rischio sanitario e ambientale nello smaltimento di rifiuti urbani e pericolosi. A cura di Loredana Musmeci 2004, 130
p. Rapporti ISTISAN 04/5
129
Minichilli F, Bartolacci S, Buiatti E, Pallante V, Scala D, Bianchi F.Studio di mortalità intorno a sei discariche di rifiuti in Toscana
Epidemiol Prev. 2005 Sep-Dec;29(5-6 Suppl):53-6.
130
E. Chellini, A.M. Pizzo, A. Barbieri, M. Battaglini, A. Biggeri, G. Bardi, A. Seniori Costantini - Studio geografico sulla mortalità per
tumore del polmone nei residenti a Piombino attorno alla locale cokeria. Epidemiol Prev. 2005 Sep-Dec;29(5-6 Suppl):50-2.
131
Barbone F., Bovenzi M., Biggeri A., Lagazio C., Cavallieri F., Stanta G. . Confronto di metodi di epidemiologia analitica in uno studio
caso–controllo su inquinamento atmosferico e tumore polmonare a Trieste. Epidemiol e Prev.,1995; 19, 193-205.
132
Michelozzi P., Capon A., Kirchmayer U. , Forastiere F.,Biggeri A. ,Barca A. ,Perucci C.A. .Adult and Childhood Leukemia near a HighPower Radio Station in Rome, Italy Am J Epidemiol Vol. 155, No. 12, 2002 http://aje.oxfordjournals.org/cgi/reprint/155/12/1096.pdf.
133
“Traffico veicolare ed incidenza del tumore polmonare in Friuli Venezia Giulia, 1995-2005” - 33° Congresso annuale Associazione
Italiana di Epidemiologia - Fare epidemiologia nella clinica, nella prevenzione e nell’organizzazione sanitaria. Le reti italiane di
epidemiologia si incontrano - Modena, 22-24 ottobre 2008 - Bidoli E.1, Serraino D.1,2, Collarile P.3, Casetta A.3 ,Vit A.3 , Gregoraci G.3 ,
Barbone F.3 1 Servizio di Epidemiologia e Biostatistica - Centro di Riferimento Oncologico di Aviano; 2 Registro Tumori del Friuli Venezia
Giulia; 3 Cattedra di Cattedra di Igiene, Facoltà di Medicina e Chirurgia, Università degli Studi di Udine. “ Tutti i casi incidenti di tumore al
polmone del periodo 1995-2005, divisi per età (quinquenni), sesso e comune di residenza sono stati ricavati dal Registro Tumori del
FVG. La popolazione residente, con la stessa disaggregazione dei casi, è stata ricavata dal censimento ISTAT 2001. Le strade ad alto
traffico considerate sono state le strade statali 13 e 351 e le autostrade A4, A23 e A28. L’esposizione ambientale è stata surrogata
mediante il calcolo della distanza minima tra ogni comune (sede del municipio) e la strada ad alto traffico più vicina. La distanza è stata
divisa in 5 fasce in base ai dati di letteratura ed alla presenza di un numero sufficiente di comuni per fascia (fascia 0:<200m,13 comuni;
fascia 1:200-599m, 12 comuni; fascia2:600- 999m, 13 comuni; fascia 3:1000-1499m, 6 comuni e fascia 4:1500-1999m, 12 comuni). Per
ogni fascia sono stati calcolati dei tassi standardizzati per età (ASR) sulla popolazione Europea assieme all’errore standard (ES) e degli
Incidence Rate Ratio (IRR) con il relativo intervallo di confidenza al 95% (IC95%) mediante un modello di Poisson. La categoria di
riferimento è la stata la fascia 600-999m. Le covariate considerate nel modello includevano l’età, l’indice di deprivazione ed il gradiente
urbano rurale. Gli ASR dell’ADK presentano una U-shape. Sia nei maschi che nelle femmine, il valore più elevato dell’ASR è nella fascia0
(22.8/100,000 e 8.8, rispettivamente). Gli IRR della fascia 0 sono pari a 1.43 e 1.52 nei maschi e nelle femmine, rispettivamente. Gli ASR
e gli IRR dello SQC non presentano gradienti rispetto alla distanza. Per quanto preliminari, i risultati di questa analisi sembrano indicare
che la residenza in comuni a ridosso (<200m) di strade ad alto traffico possa essere associata ad una maggiore incidenza di ADK del
polmone. Al contrario, non sembra presente una associazione con l’istotipo SQC: questo fatto rafforza l’ipotesi di un ruolo negativo
dell’inquinamento legato al traffico veicolare. Con un ulteriore approfondimento, usando dati individuali, si procederà al calcolo della
quota attribuibile di tumori del polmone a questo fattore di rischio in FVG”.
134 Lucia Fazzo, Mario Grignoli, Ivano Iavarone, Alessandro Polichetti, Marco De Santis, Valeria Fano, Francesco Forastiere, Stefania
Palange, Roberto Pasetto, Nicola Vanacore, Pietro Comba.- Studio preliminare di mortalità per causa di una popolazione con
esposizione residenziale a campi magnetici a 50 Hz, in un quartiere del comune di Roma – Epidemiol Prev. 2005 Sep-Dec;29(5-6 ):243252.
135
Il testo completo è reperibileal sito: http://www.nature.com/jes/journal/v10/n1/pdf/7500074a.pdf
187
188
Moimacco
equivalenti di inquinamento; in parecchi studi si combinavano i due approcci. In 27 studi (60%) si quantificava
l’esposizione con dati di monitoraggio e in 2 studi (4%) si utilizzavano modelli di dispersione. In 16 studi (36%)
non si utilizzava nessun dato ambientale per quantificare l’esposizione. In ogni caso in 31 studi (69%) è stata
riportata una associazione significativa tra gli effetti sanitari e l’esposizione rappresentata come residenza; va
comunque evidenziato che una stima dell’esposizione basata sulla residenza ha grandi margini di incertezza,
per cui nel caso di associazioni non significative tra l’esposizione misurata in questo modo e gli effetti sanitari
ricercati, non può sapere se ciò sia dovuto a inesattezza o misclassificazione dell’esposizione anziché su una
reale mancanza di effetti sanitari correlati al’esposizione. In generale il periodo di residenza da considerare
nello studio è quello in cui l’esposizione ha causato gli effetti sulla salute, per cui si deve tener conto del
periodo di latenza delle malattie; quindi è scorretta la definizione di residenza per i casi la residenza al
momento del decesso, e per i controlli la residenza più recente 136. In caso di effetti a breve termine però sia per
i casi che i controlli il periodo di latenza è breve (da 0 a pochi giorni). Utilizzando come indicatore di esposizione
la distanza della residenza dalla sorgente di inquinamento, cosi come anche la residenza o il lavoro entro
un’area geografica vicina alla probabile fonte di esposizione, la popolazione dovrebbe comunque essere
controllata per i fattori di confondimento legati alle condizioni socioeconomiche (o l’indice di deprivazione di
cui si parlera più avant).
4. Residenza o lavoro entro un’area geografica vicina alla probabile fonte di esposizione
Metodi ancora più approssimati per valutare l’esposizione sono quelli che studiano la popolazione che vive in
un area vicina alla fonte di esposizione o che include la fonte di esposizione. Questo metodo di valutazione può
essere integrato con misure ricavate dal monitoraggio ambientale: negli studi sugli effetti a breve e lungo
termine dell’esposizione viene studiata tutta la popolazione residente nelle città che si assume esposta alle
concentrazioni di inquinanti misurate in alcune centraline; in questo caso abbiamo delle misurazioni
quantitative dell’area in vicinanza della residenza o luogo dove si svolge l’attività umana, di cui si è accennato al
punto 2. In alcune aree vicine a grandi insediamenti industriali i residenti possono essere anche lavoratori delle
industrie fonti di inquinamento; i rischi ambientali in questo caso si sovrappongono ai rischi occupazionali;
studi su questi problemi sono stati condotti vicino alla zona industriale di Taranto.
In aree dove sono presenti estesi insediamenti industriali il metodo può essere utilizzato anche senza specifici
dati di monitoraggio: è il caso ad esempio delle aree a grande rischio ambientale 137 o di altri distretti industriali
o con presenza di inceneritori. 138 139, 140 . Per una rassegna sugli studi effettuati in Italia sulla popolazione
esposta ad inquinamenti ambientali si rimanda al seguente articolo (Fabrizio Bianchi, Annibale Biggeri, Ennio
Cadum, Pietro Comba, Francesco Forastiere, Marco Martuzzi, Benedetto Terracini. Epidemiologia ambientale e
136
A.Biggeri . Effetti sulla salute in vicinanza delle fonti di emissione – La sorveglianza e la valutazione dei rischi ambientali – Ministero
della Salute – E.S.A. Napoli, 17 settembre 2003.
137
Martuzzi M, Biggeri A, Terracini B, Bertollini R. Ambiente e stato di salute nella popolazione delle aree ad alto rischio di crisi
ambientale in Italia. Epidemiol Prev 2002; 26(Suppl): 1-53
138
Bianchi F, Minichilli F. Mortalità per linfomi non Hodgkin nel periodo 1981-2001 in 25 comuni italiani con inceneritori di rifiuti solidi
urbani. Epidemiol Prev 2006;30:80-81.
139
Biggeri A, Catelan D. Mortalità per linfomi non Hodgkin nei comuni della Regione Toscana dove sono stati attivi inceneritori di rifiuti
6
solidi urbani nel periodo 1970-1989. Epidemiol Prev 2006;30:14-15. “È stata raccolta la mortalità ISTAT 1981-2001 (vedi Cislaghi et al)
per Linfomi non Hodgkin dei residenti nei Comuni dove era sito un impianto di incenerimento di rifiuti solidi urbani attivo tra i primi anni
settanta ed il 1989. Lo studio tiene conto di una latenza di circa 15 anni, per cui esposizioni successive al 1990 non hanno ancora dato
luogo a decessi per malattie di questo tipo. I decessi osservati sono stati confrontati con i decessi attesi sulla base di un cerchio di 80 km
(50 km per Pietrasanta) centrato sul comune che ospita l’impianto. Vi è una forte evidenza empirica di un eccesso nella mortalità per
linfomi non Hodgkin nei residenti in aree dove era attivo un inceneritore di rifiuti solidi urbani. Lo studio è comprensivo di tutti i comuni
della regione Toscana dove era attivo un impianto negli anni 1970-1989 e tiene conto dei tempi di latenza. Gli eccessi si riferiscono al
periodo 1981-2001. Vi è una forte coerenza tra i due sessi. Vi è evidenza di diluizione dell’effetto quando si indagano aree di maggiori
dimensioni demografiche”.
140
Franchini M, Rial M, Buiatti E, Bianchi F. Health effects of exposure to waste incinerator emissions: a review of epidemiological
studies. Ann Ist Super Sanità 2004;40:101-15.
188
189
Moimacco
aree inquinate in Italia. Epidemiologia & Prevenzione; 30 (3) maggio-giugno 2006 reperibile al sito
http://www.iss.it/binary/epam/cont/EP3_2006.1158739094.pdf ).
Nel caso allo studio abbiamo utilizzato come misura dell’esposizione la distanza dalla fonte maggiore di
inquinamento non avendo modelli di dispersione degli inquinanti su scala locale.
Per l’individuazione degli indicatori di effetto correlabili agli indicatori di esposizione si sono valutati gli
inquinanti monitorati dall’ARPA e correlabili a scenari di inquinamento paragonabili a quello presente
nell’area e riportati nella letteratura scientifica, come illustrato nel paragrafo successivo; per questa
individuazione abbiamo fatto una valutazione qualitativa più che quantitativa delle concentrazioni dei singoli
inquinanti.
Riportiamo un brano tratto da “Aree oggetto di bonifica: inquadramento teorico e metodologico” di Benedetto
Terracini Centro per la Prevenzione Oncologica della Regione Piemonte, Torino in Indagini epidemiologiche nei
siti di interesse nazionale per le bonifiche delle regioni italiane previste dai Fondi strutturali dell’Unione Europea
A cura di Liliana Cori (a), Manuela Cocchi (b) e Pietro Comba (c) Rapporti ISTISAN 2005/1 in quanto esplicativo
delle misure di esposizione utilizzate:
”Idealmente, uno studio epidemiologico intende misurare il rischio di malattia in relazione alla quantità
dell’agente nocivo (o di un suo metabolita) che raggiunge l’organo bersaglio nell’organismo, ma tale quantità è
raramente misurabile. In studi di epidemiologia ambientale, molto spesso essa viene sostituita da misure di
concentrazione dell’agente nel comparto ambientale più rilevante rispetto alla via di ingresso nell’organismo. In
studi analitici in aree inquinate relativi ad ipotesi eziologiche di malattie con relativamente lungo periodo di
latenza, in cui interessa misurare una esposizione che ha avuto luogo tempo prima, è necessario ricorrere a
modelli di varia complessità.
Dato che generalmente le persone trascorrono buona parte della loro giornata nella loro abitazione, quando si
ipotizza una sorgente puntiforme dell’esposizione, una misura surrogata dell’esposizione è la distanza tra la
sorgente e l’abitazione, eventualmente introducendo nel modello qualche indicatore della direzione dei venti.
In generale il rilievo di una relazione tra distanza dalla sorgente ed eccesso di rischio suggerisce una relazione
causale, mentre la mancanza di tale relazione può esprimere semplicemente l’imperfezione delle stime o la
bassa potenza statistica della base di dati. Questo si è potuto verificare, ad esempio, nella zona di Casale
Monferrato, per il rischio di mesotelioma in relazione alla distanza tra principale residenza nel corso della vita e
localizzazione della Eternit SpA in coloro che non avevano avuto alcuna occasione di esposizione ad amianto in
ambiente di lavoro “. Poichè l’obiettivo dello studio è cercare eventuali eccessi di malattie correlabili con
l’inquinamento, ed avendo nel nostro caso delle sorgenti potenziali di inquinamento identificate, utilizzeremo
però come principale indicatore di esposizione la distanza dalla sorgente di inquinamento (essendo il comparto
ambientale principalmente inquinato l’atmosfera).
Anziché l’esposizione a definite concentrazioni degli inquinanti (concentrazioni che si ignorano alle diverse
distanze, che possono solo essere stimate con modelli diffusionali, e che comunque sarebbero molto
influenzate da parametri meteoclimatici – direzione dei venti, inversioni termiche, ecc.- ), utilizziamo una
variabile proxy come la distanza dalla sorgente dell’inquinamento (Assumendo che le concentrazioni
decrescano con l’allontanarsi dalla sorgente).
Nell’area studiate le concentrazioni rilevate nel corso del monitoraggio ARPA al punto della Coop Zona
Industriale corrispondono ad una fascia di distanza dalla sorgente di 0-0,5 Km; le concentrazioni rilevate presso
le stazioni di monitoraggio di via dell’Ancona, Bottenicco e Grupignano corrispondono alla fascia di distanza
(vedasi figura pagina seguente)
189
190
Moimacco
Assumiamo inoltre che la sorgente di inquinamento sia puntiforme; dall’analisi delle attività produttive
effettuata dall’ARPA risulta che la principale fonte di emissioni – dato evidenziato anche con l’esame delle
autorizzazioni alle emissioni in atmosfera è l’acciaieria. Come già accennato nei paragrafi precedenti In
numerosi studi è utilizzato come indicatore di esposizione la distanza dalle residenze.
190
191
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Individuazione di indicatori sanitari o di effetto
1) Gli indicatori sanitari che possono essere correlati ad indicatori di esposizione all’inquinamento sono
numerosi. Come è ben esemplificato nella tabella qui riportata che rappresenta la piramide degli effetti
sanitari dell’inquinamento, vi sono alcuni effetti molto diffusi nella popolazione esposta, quali ad
esempio uso di farmaci o visite mediche, che teoricamente sono indicatori molto sensibili anche se non
molto specifici, ma di difficile rilevazione
(tratta da Impatto sanitario di PM10 e ozono in 13 grandi citta’ italiane, 2002-04 -Organizzazione Mondiale
della Sanità -Ufficio Regionale per l’Europa - Dr. Roberto Bertollini -Direttore Salute e Ambiente)
“La disponibilità di statistiche correnti che quantificano l’occorrenza di malattie in una popolazione consente la
conduzione di studi di tipo ecologico , a fini di confronti tra la popolazione del sito inquinato e una popolazione
di riferimento.
In Italia sono disponibili statistiche di mortalità per causa , di incidenza di alcune patologie e di ricoveri
ospedalieri per causa (schede di dimissione ospedaliera, SDO).
a) Il vantaggio delle statistiche di mortalità è la loro disponibilità per tutta la popolazione nazionale a livello
Comunale, da molti anni. Il principale svantaggio è l’esclusione della patologia non letale e quindi la riduzione
dello spettro di effetti sulla salute degli inquinanti ambientali che si possono analizzare in uno studio
epidemiologico. La documentazione di base ha una precisione diagnostica inferiore di quella delle statistiche
basate su diagnosi cliniche.
Se si sospettano conseguenze letali di un inquinamento ambientale, l’analisi delle statistiche di mortalità
rappresentano il primo, semplice ed economico approccio ad un rafforzamento del sospetto (non alla sua
dimostrazione) e ad una quantificazione – sia pure non definitiva - del possibile rischio”
b) “Le patologie la cui incidenza viene misurata in una dimensione di popolazione sono in Italia i tumori maligni
e le malformazioni congenite. Rispetto alle statistiche di mortalità, la precisione diagnostica è superiore e il
191
192
Moimacco
sistema include alcune patologie poco letali (come molte malformazioni congenite) e i casi di patologia non
letale grazie agli standard terapeutici”
c) Un altro tipo di statistica corrente sono le SDO (schede di dimissione ospedaliera) “l’affidabilità delle diagnosi
per ogni ricovero è via via aumentata negli ultimi anni, in relazione all’esigenza di stimare precisamente i costi
per ogni ricovero; un limite di queste schede è che i record individuali non consentono di conoscere la natura
della documentazione retrostante ogni diagnosi” 141
d) Questionari : un'altra fonte di dati, non ricavabile da statistiche correnti sono i questionari. L’utilizzo dei
questionari presenta vantaggi e svantaggi. I principali vantaggi sono i seguenti: con i questionari si possono
rilevare malattie minori ma più frequenti (anche acute) che non vengono registrate sulle precedenti banche
dati, e anche identificare vari fattori di rischio in comune alle stesse malattie (lavorativi, abitativi, ambientali,
legati allo stile di vita) – fattori confondenti in uno studio sulle associazioni tra inquinanti e malattie;
sull’esposizione a questi ultimi ( e sullo stato di salute e le patologie riferite dalla popolazione) non esistono
statistiche correnti, ma solo alcune indagini campionarie con aggregazione a livello provinciale o regionale e
per alcuni anni (indagini multiscopo dell’ISTAT).
I principali svantaggi sono i seguenti: i dati registrati possono essere imprecisi sia nel tempo che nel tipo di
malattie, dato che si basano sui ricordi degli intervistati. I dati raccolti con un questionario sono difficilmente
confrontabili con quelli raccolti con altri questionari ( anche utilizzando questionari identici se le modalità di
somministrazione, la formazione degli intervistatori, o altri fattori sono diversi,un confronto non è sempre
possibile). I dati raccolti, in genere si basano su un campionamento della popolazione, con conseguenti possibili
errori di selezione del campione. La somministrazione dei questionari può richiedere molto tempo e rendere
necessario un notevole consumo di risorse.
2) Come indicatori di effetto all’esposizione all’inquinamento della popolazione oggetto di studio è stata
pertanto scelta la mortalità per tumori, per malattie dell’apparato circolatorio, dell’apparato respiratorio e per
cause naturali. “La mortalità è il più solido degli indicatori epidemiologici e ben si presta a confronti
geografici e temporali” 142
Si è scelta la mortalità come indicatore di effetto in quanto rispetto all’incidenza sono reperibili i tassi di
mortalità nelle diverse classi di età e sesso in una popolazione di riferimento in modo da calcolare i tassi
standardizzati di mortalità per sesso e età per malattie cardiovascolari e respiratorie. I tassi di incidenza per i
tumori hanno comunque un rapporto fisso con i tassi di mortalità per tumori che varia a seconda del tipo di
tumore, dell’epoca nella quale è stato diagnosticato il tumore e dipende principalmente dalla sopravvivenza
(tab. 1 Fonte Ass. Registri Tumori). Si presume che questo fattore non vari a livello subcomunale e comunque è
sostanzialmente indipendente dall’esposizione agli inquinanti o dalla distanza dalla sorgente
dell’inquinamento. La sopravvivenza dipende principalmente dalle 1) terapie messe in atto (che si modificano
negli anni),2) dall’accessibilità alle terapie, 3) dal tipo di tumore,4) dal grado di malignità del tumore, 5) dallo
stadio in cui il tumore viene diagnosticato (che dipende dalla possibilità di fare una diagnosi precoce, che esiste
per certi tumori e per altri no, dall’utilizzo di queste possibilità, dal grado di malignità del tumore), e 6) da
caratteristiche dei soggetti che si ammalano fra le quali la comorbidità cioè altre malattie presenti, l’età e altri
fattori prognostici. I punti 1, 2 e 5 non dipendono da differenze nell’esposizione a fattori di rischio ma di
presenza e/o utilizzo di servizi sanitari, i punti 3, 4 e 6 potrebbero dipendere da diversi fattori di rischio
ambientali o genetici; in ogni caso anche ipotizzando che una maggiore esposizione a fattori ambientali sia
correlata con insorgenza di tumori che per tipo e grado di malignità hanno prognosi più infausta e con minor
durata della sopravvivenza, questo effetto sarebbe più visibile sulla mortalità che sull’incidenza. Tutti questi
aspetti comunque vengono analizzati negli studi di sopravvivenza o in studi analitici sull’influenza dei fattori di
141
Materiali per il seminario “Studi di Epidemiologia ambientale nelle aree oggetto di Bonifica”, Roma 29-30 aprile 2004, organizzato da
Ministero della Salute, Ministero dell’Ambiente e della Tutela del Territorio, Istituto Superiore di Sanità.- , al paragrafo ”Metodi e
strumenti per studi epidemiologici su base geografica in Italia” Marco Martuzzi e Francesco Mitis, Organizzazione Mondiale della Sanità,
Centro Europeo Ambiente e Salute, Roma.
142
Per un approfondimento sull’argomento si rimanda al sito di Epicentro: http://www.epicentro.iss.it/problemi/mortalita/morti.asp
192
193
Moimacco
rischio (che tengono conto di tutti i fattori di rischio ipotizzabili – occupazionali, ambientali, alimentari, legati
allo stile di vita, all’abitudine al fumo, e talvolta anche genetici - i fattori confondenti e i modificatori d’effetto)
e non in studi descrittivi come quello effettuato. La mortalità considerata nel rapporto di cui alla Tabella 1 è
quella rilevata dal Registro Tumori FVG che si basa oltre che sulle schede di morte ISTAT su diagnosi citologiche;
anche su questo aspetto vale quanto detto sopra: si presume che il rapporto tra mortalità codificata solo in
base a schede ISTAT e mortalità codificata oltre che con schede ISTAT con il criterio istologico e citologico non
vari a livello subcomunale e comunque sia indipendente dalla distanza dalla sorgente dell’inquinamento.
Tabella 1 – Rapporto tra il numero di decessi e il numero di casi incidenti (M/I) nel periodo 98-02 presso
Registro Tumori FVG
Maschi
Labbro
Lingua
Bocca
Ghiandole Salivari
Orofaringe
Rinofaringe
Ipofaringe
Faringe Nas
Esofago
Stomaco
Intestino tenue
Colon
Retto
Colon e retto
Fegato
Vie biliari
Pancreas
Cavità nasali
Laringe
VADS
Polmone
Altri organi toracici
Osso
Pelle melanomi
Pelle non melanomi
Tessuti molli
Mammella
Pene
Prostata
Testicolo
Rene, Vie urinarie
Vescica
Occhio
Encefalo e altro SNC
Tiroide
Femmine
5,7
44,1
55,8
50
75
65,8
56
28,3
84,4
66,9
41
38,8
46,9
41,1
83,2
84,3
88,9
19,4
41,7
48,6
92,3
733,3
64
25,8
38,3
30,2
28,6
19,4
5,1
30,3
19,8
38,2
70,8
17,8
Labbro
Lingua
Bocca
Ghiandole Salivari
Orofaringe
Rinofaringe
Ipofaringe
Faringe
Esofago
Stomaco
Intestino tenue
Colon
Retto
Colon e retto
Fegato
Vie biliari
Pancreas
Cavità nasali
Laringe
VADS
Polmone
Altri organi toracici
Osso
Pelle melanomi
Pelle non melanomi
Tessuti molli
Mammella
Utero collo
Utero corpo
Utero Nas
Ovaio
Altri genitali femminili
Placenta
Rene, Vie urinarie
Vescica
4,9
37,3
48,3
46,4
104,5
38,5
76,9
31,3
93,2
71,5
39,7
42,1
53,7
45
96,9
69
94
30,4
35,7
46,1
90,2
385,7
32,4
18,3
37,4
29,7
16,4
11
149,6
73,5
23,5
35,9
28,7
193
194
Moimacco
Altre ghiandole endocrine
Linfoma di Hodgkin
Linfoma non Hodgkin
Mieloma
Leucemia linfatica
Leucemia mieloide
Leucemia monocitica
Altre leucemie
Leucemia Nas
Leucemie
Mal definite e metastasi
Tutte le sedi
Tutte le sedi escluso cute
71,4
14,9
39,9
57,8
51
57,3
150
243,8
62,3
128,5
42,1
49,9
Occhio
Encefalo e altro SNC
Tiroide
Altre ghiandole endocrine
Linfoma di Hodgkin
Linfoma non Hodgkin
Mieloma
Leucemia linfatica
Leucemia mieloide
Leucemia monocitica
Altre leucemie
Leucemia Nas
Leucemie
Mal definite e metastasi
Tutte le sedi
Tutte le sedi escluso cute
23,1
70,3
10,6
36,4
18,5
45,1
64,1
42,9
50,9
66,7
490
57,8
141,8
39,6
45,3
Fonte: Tumori in Italia - Rapporto 2006 - I dati di incidenza e mortalità dei Registri Tumori generali, 1998-2002
Lo stato di salute delle popolazioni residenti è quindi descritto utilizzando la mortalità per varie cause, i cui
vantaggi e svantaggi sono discussi in letteratura: malgrado le limitazioni dei dati di mortalità, quali il diverso
lasso di tempo di latenza fra l’esposizione a fattori di rischio e l’insorgere di diverse patologie, nonché la diversa
sopravvivenza e la diversa qualità della certificazione di morte, il dato di mortalità fornisce informazioni di
rilievo nello studio del legame tra ambiente e salute. 143 Come dimostrato da numerosi studi epidemiologici
italiani ed esteri, l’analisi della mortalità condotta su periodi pluriennali ed interpretata alla luce delle
conoscenze disponibili consente di verificare la presenza di differenze rilevanti nello stato di salute rispetto ad
aree non a rischio ed eventualmente evidenziare situazioni di particolare gravità. Simili indicazioni possono sia
suggerire l’opportunità di condurre studi analitici più mirati, sia fornire elementi utili in campo di sanità
pubblica o ambientale, aiutando l’identificazione di eventuali priorità di intervento. Va sottolineato il fatto che
non è di norma agevole distinguere fra effetti sulla salute dovuti ad esposizioni di carattere professionale ed
ambientale in senso stretto, sebbene il confronto fra uomini e donne e gli andamenti temporali possano fornire
utili indicazioni in tal senso.
3) Sulla base di queste considerazioni è possibile identificare gli esiti sanitari di maggior interesse, quelli cioè
atti a fornire indicazioni sullo stato di salute della popolazione in studio, in riferimento al possibile impatto di
esposizioni ad agenti inquinanti presenti nell’ambiente di vita o di lavoro. Nello studio sulle Aree a Rischio in
Italia 144,145, ad esempio, sono state utilizzate una trentina di cause di morte, elencate in Tabella 2 . Sono
comprese tra le cause di morte la mortalità generale (tutte le cause), cause tumorali e non. Sono incluse cause
frequenti come, ad esempio, le cosiddette grandi cause, per le quali differenze anche piccole dai valori attesi
comportano un numero sostanziale di casi in eccesso o difetto, e cause molto rare, come tumori di alcune sedi
143
Rapporto ISTISAN 05/1 – Istituto Superiore di Sanità 1 “Indagini epidemiologiche nei siti di interesse nazionale per le bonifiche delle
regioni italiane previste dai Fondi strutturali dell’Unione Europea” a cura di Liliana Cori (a), Manuela Cocchi (b) e Pietro Comba (c) (a)
Direzione per la Ricerca Ambientale e lo Sviluppo, Ministero dell’Ambiente e della Tutela del Territorio, Roma (b) Direzione della
Programmazione Sanitaria e dei Livelli di Assistenza e dei Principi Etici di Sistema, Ministero della Salute, Roma (c) Dipartimento di
Ambiente e Connessa Prevenzione Primaria, Istituto Superiore di Sanità, Roma
144
Bertollini R, Faberi M, Di Tanno N. eds. Ambiente e Salute in Italia Il Pensiero Scientifico Editore ed. Roma: Organizzazione Mondiale
della Sanità, Centro Europeo Ambiente e Salute. Divisione di Roma (1997).
Martuzzi M, Biggeri A, Terracini B, Bertollini R. Ambiente e stato di salute nella popolazione delle aree ad alto rischio di
crisi ambientale in Italia. Epidemiol Prev 2002; 26(Suppl): 1-53
145
194
195
Moimacco
specifiche, per le quali anche pochi casi in eccesso possono essere un utile segnale di esposizioni ambientali e
non potenzialmente di rilievo.
Queste aree identificate in base alla Legge 8.7.1986 n. 349, non sono paragonabili all’area oggetto di studio, sia
per popolazione ( interessano molte decine di Comuni) che per entità degli insediamenti industriali presenti,
tuttavia, per avere un quadro generale della stato di salute della popolazione, e per avere un termine di
paragone con studi simili, abbiamo ritenuto opportuno utilizzare alcune di queste (evidenziate in grassetto
nella tabella 2).
Oltre ai problemi interpretativi, legati alle difficoltà di attribuire eventuali eccessi a cause specifiche, esiste
anche il problema di stimare l’occorrenza e le dimensioni di eccessi non conseguenza di sole fluttuazioni
casuali. Specialmente in campo di epidemiologia geografica, è stata ampiamente discussa la problematica
dell’analisi di aggregazioni spazio-temporali di eventi sanitari (o cluster) e la stima della loro intensità, in termini
di scostamento dall’atteso, e della loro significatività statistica.
In generale, è opportuno che l’elaborazione delle statistiche sanitarie ottenute da fonti di dati correnti segua
metodi consolidati, anche in modo da favorire la confrontabilità con altre simili esperienze e molti studi
descrittivi che valutano gli effetti sanitari dell’inquinamento in rapporto a delle sorgenti puntiformi o
comunque piuttosto localizzate, come industrie o zone industriali, discariche, inceneritori, utilizza come
indicatore di effetto la mortalità.
Tabella 2. Patologie oggetto di studio
- Mortalità totale
- Tumori totali 0-64 anni
- Malattie infettive
- Malattie del sistema circolatorio
- Malattie del sistema circolatorio 0-64 anni
- Malattie apparato respiratorio
- Malattie apparato respiratorio 0-64 anni
- Malattie croniche app. respiratorio
(bronchite cronica, enfisema e asma) 0-64
anni
- Malattie app. genito-urinario
- Malattie app. genito-urinario 0-64 anni
- Cause maldefinite
- Incidenti, avvelenamenti e traumi
- Cirrosi epatica
- Cirrosi epatica 0-64 anni
- Diabete
- Diabete 0-64 anni
- Tumore mammella
-
Tumori totali
Tumore utero
Tumore prostata
Tumore stomaco
Tumore colon retto
Tumore fegato e dotti
Tumore laringe
Tumore trachea, bronchi e polmoni
Tumore maligno pleura
Tumore vescica
Tumore sistema nervoso centrale
Tumore sistema nervoso centrale 0-14
anni
Linfomi non hodgkin
Morbo di Hodgkin
Mieloma multiplo
Leucemie
Leucemie 0-14 anni
195
196
Moimacco
4) Le cause di morte individuate come indicatori di effetto ed indicate in grassetto nella tabella 2 sono
state scelte in quanto teoricamente correlabili all’esposizione ai principali inquinanti rilevati nel corso del
monitoraggio (indipendentemente da una valutazione delle basse concentrazioni rilevate) in particolare
PM10 e alcuni metalli pesanti cancerogeni (cadmio, arsenico, nichel, cromo esavalente), Anche se, come si
è evidenziato nel capitolo sul risk assessment, le concentrazioni rilevate nel corso del monitoraggio
sarebbero troppo basse per permettere la rilevazione di questi effetti su una popolazione di piccole
dimensioni, sono stati scelti gli indicatori di effetto soprariportati, per vari motivi: anche se le
concentrazioni degli inquinanti ora sono relativamente basse.si ignora la concentrazione in ani passati,
anche se si è tenuto conto dell’effetto additivo dei vari inquinanti,non si può tener conto dell’effetto
sinergico, e di eventuali inquinanti non monitorati, ed infine perché questi sono gli indicatori sanitari
generalmente utilizzati in letteratura in studi geografici sugli effetti sanitari dell’inquinamento.
Con lo studio della mortalità cardiovascolare, respiratoria e per cause naturali si considerano sia gli effetti a
breve che a lungo termine dell’inquinamento da PM10; i due effetti sono concatenati fra loro in quanto
l’esposizione all’inquinamento favorisce l’insorgenza di patologie croniche come effetto a lungo termine e
costituisce il fattore che diminuisce la sopravvivenza e porta al decesso persone in genere anziane già
affette da queste patologie come effetto a breve termine (fenomeno dell’harvesting); il meccanismo con il
quale sono correllati gli effetti a breve e a lungo termine è illustrato graficamente nella Fig. 1
Figura 1 Grafico della mortalità correlata all’inquinamento atmosferico, comprendente i casi correlati sia ad
esposizione a breve termine che a lungo termine.
Adattato da un rapporto dell’ UK Department of Health .UK Department of Health, Committee on the Medical Effects
of Air Pollution. “Quantification of the effects of air pollution on health in the United Kingdom”. London, United
Kingdom: The Stationary Office, 1998.
Tratto da “Assessment of Deaths Attributable to Air Pollution: Should We Use Risk Estimates based on Time Series or
on Cohort Studies?” N. Künzli, S. Medina, R. Kaiser , P. Quénel, F. Horak, Jr. and M. Studnicka - American Journal of
Epidemiology Vol. 153, No. 11 : 1050-1055 - 2001
D’altra parte vista la rarità dei decessi la mortalità non può essere studiata esclusivamente come effetto a
breve termine ( la popolazione studiata negli studi MISA 1 e 2, APHEIS, NMMAPS II è di alcuni milioni di
abitanti e non poche migliaia) Per quanto riguarda lo studio dell’incidenza per altre malattie questo non è
possibile perchè non abbiamo tranne che per i tumori e le malformazioni dei registri dai quali ricavare tassi
di incidenza per sesso ed età con i quali confrontare e standardizzare i tassi registrati nell’area, perché i
tassi registrati nell’area sarebbero tassi di ricoveri ospedalieri e non di incidenza vera e propria (per alcune
patologie non si viene ricoverati).
196
197
Moimacco
5) Vanno infine evidenziati alcuni limiti dello studio ed alcune assunzioni conseguenti.
a) Viene stimato un eventuale eccesso di determinate malattie che hanno causato la morte nella
popolazione residente nella zona studiata in un determinato arco di tempo (2000-2005) Un eventuale
eccesso non è necessariamente associato ad una esposizione all’inquinamento, in particolare a quello
rilevato con il monitoraggio Le neoplasie hanno un lungo periodo di latenza, anche 20 anni, per cui non
sono necessariamente associate all’esposizioni alle concentrazioni di inquinanti rilevate nel corso del
monitoraggio ( come abbiamo detto nel capitolo,
le concentrazioni rilevate in atmosfera - ad esempio
per il cadmio, il nichel, il cromo esavalente, l’arsenico e il benzene - sia per le Air Quality Guidelines WHO
che con la stima effettuata nell’analisi di rischio, non giustificherebbero effetti rilevabili) Assumiamo che in
passato vi siano state concentrazioni non conosciute, e anche di inquinanti non misurati (ad esempio IPA) e
cercheremo direttamente eventuali effetti sanitari correlabili con esposizioni ignote.
b) Le neoplasie hanno numerosi fattori di rischio, per lo più correlati agli stili di vita,(abitudini al fumo,
alimentazione, tipo di residenza - con presenza ad esempio di inquinamento indoor da riscaldamento a
legna e scarsa ventilazione e/o mobili con emissioni di formaldeide, e/o presenza di radon - ) oltre che
genetiche, individuali e di popolazione, e in piccola parte ad esposizione da inquinanti ambientali e solo per
alcuni tipi di neoplasie. Esistono almeno 300 tipi di tumore e non sono un'unica malattia ma tutte malattie
diverse ciascuno con diversi fattori di rischio e con diverso peso. Ad esempio il tumore della mammella non
ha come fattore di rischio l’inquinamento, anche se alcuni inquinanti influenzano il sistema endocrino, il
tumore del fegato ha come principale fattore di rischio l’alcool, e l’infezione da virus dell’epatite B e C,
anche se vi sono sostanze chimiche come i monomeri del PVC che possono a determinate dosi essere
agenti cancerogeni per il fegato., Anche i tumori polmonari che potrebbero essere più intuitivamente
associati all’inquinamento atmosferico, sono per l’80% correlati al fumo e come seconda causa
all’esposizione abitativa al radon vedi esempio proporzioni
c) Assumiamo che questi fattori di rischio legati allo stile di vita e a fattori genetici non varino all’interno
della popolazione studiata e sceglieremo come indicatore di effetto le neoplasie nel loro complesso. Questo
anche perché i casi attesi, per singole tipologie di tumori, in popolazioni piccole come quelle presenti nelle
aree esaminate sarebbero talmente pochi, da rendere difficile un confronto statistico con i casi osservati.
Va comunque tenuto presente, che come evidenziato nella figura qui riportatata, la distribuzione spaziale
del rischio, oltre che dalla distribuzione spaziale dell’esposizione dipende dalla distribuzione della diversa
suscettibilità della popolazione,e questa è stata controllata solo per quanto riguarda il fattore età e sesso,
ma non per gli altri fattori confondenti o modificatori di effetto.
da Jerrett M. and Finkelstein M.‘Geographies of Risk in Studies Linking Chronic Air Pollution Exposure to Health
Outcomes',Journal of Toxicology and Environmental Health, Part A, 68:13,1207-1242
197
198
Moimacco
d) La mortalità generale e quella per grandi gruppi di cause (neoplastiche, cardiovascolari, respiratorie)
sono correlate con alcune caratteristiche socio economiche della popolazione, riassunte nell’indice di
deprivazione.
In conclusione sono stati scelti come indicatori sanitari di effetto le morti per le seguenti cause (secondo la
classificazione ICD-9):
- mortalità per tutte le cause non accidentali “cause naturali” ICD.9 1-799
- mortalità per tumori ICD.9 140-239
- mortalità per tutte le patologie cardiovascolari ICD.9 390-459
- mortalità per tutte le cause respiratorie ICD.9 460-519
198
199
Moimacco
Identificazione dell’area e della popolazione e loro caratteristiche
1.Popolazione
La popolazione che si è scelto di studiare è quella residente dal 2000 al 2005 in un raggio di 4 km dalla
principale sorgente di inquinamento atmosferico della zona industriale, e residente nei Comuni di
Moimacco, Cividale del Friuli, Premariacco, Torreano, Faedis e Remanzacco.
Riportiamo nelle pagine seguenti i principali dati demografici ricavati dalla banca dati dell’ISTAT DEMO
Cividale del Friuli 2002-2005
2002
2003
2004
2005
Popolazione al 1° Gennaio
Nati
Morti
Saldo Naturale
Iscritti da altri comuni
Iscritti dall'estero
Altri iscritti
Cancellati per altri comuni
Cancellati per l'estero
Altri cancellati
Saldo Migratorio
11369
101
164
-63
246
79
1
250
11
0
65
11371
113
167
-54
264
107
5
250
7
0
119
11436
102
123
-21
307
72
88
280
15
46
126
11541
100
147
-47
311
91
4
328
20
15
43
Popolazione al 31 Dicembre
11371
11436
11541
11537
Cividale del Friuli 1991-2001
1991
1992
1993
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
Popolazione
Inizio periodo
11215
11178
11120
11136
11074
11042
11018
11043
11019
11011
Nati
11
91
86
83
86
84
88
97
101
88
Morti
35
156
165
157
133
154
132
145
155
137
Saldo migratorio
interno
-19
4
77
24
1
27
63
18
35
465
Saldo residuo
6
3
18
-12
14
19
6
6
11
34
Popolazione
fine periodo
11178
11120
11136
11074
11042
11018
11043
11019
11011
11461
2001
11461
69
121
-50
14
11373
199
200
Moimacco
Moimacco 2002-2005
Nati
Morti
Saldo Naturale
Altri iscritti
Altri cancellati
Saldo Migratorio
2002
2003
2004
2005
1550
13
8
5
64
5
2
48
2
0
21
1576
14
14
0
35
8
1
49
1
0
-6
1570
21
17
4
45
5
19
28
3
6
32
1606
6
14
-8
38
4
0
51
2
0
-11
1576
1570
1606
1587
Moimacco 1991-2001
1991
1992
1993
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
2001
Popolazione
inizio periodo
1408
1414
1401
1405
1431
1445
1439
1495
1528
1521
1546
Nati
1
12
10
13
12
14
19
8
18
21
16
Morti
4
12
12
10
10
16
9
15
15
12
20
Saldo migratorio
interno
0
-3
-2
13
7
-1
40
41
-3
18
15
Popolazione
fine periodo
1414
1401
1405
1431
1445
1439
1495
1528
1521
1546
1557
Saldo residuo
9
-10
8
10
5
-3
6
-1
-7
-2
0
Premariacco 2002-2004
2002
2003
2004
2005
4005
31
28
3
90
20
4045
41
46
-5
115
28
4087
33
38
-5
74
18
4065
33
37
-4
114
13
2
3
4
0
69
96
102
117
4
2
2
1
Altri cancellati
2
1
9
1
37
47
-17
8
4045
4087
4065
4069
Nati
Morti
Saldo Naturale
Altri iscritti
Saldo Migratorio
200
201
Moimacco
Premariacco 1991-2001
Popolazione
inizio periodo
Nati
Morti
Saldo migratorio
interno Saldo residuo
Popolazione
fine periodo
1991
1992
1993
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
3784
3785
3837
3851
3859
3919
3924
3924
3956
3956
8
53
42
50
32
34
39
30
30
36
8
28
43
50
38
37
41
30
31
46
8
18
15
4
55
5
-3
30
-2
39
-7
9
0
4
11
3
5
2
3
-3
3785
3837
3851
3859
3919
3924
3924
3956
3956
3982
2001
3982
28
29
21
-1
4001
Faedis 2002-2005
2002
2003
2004
2005
3083
29
40
-11
3075
28
42
-14
3087
19
28
-9
3101
13
43
-30
58
69
75
83
10
31
17
16
1
0
12
2
45
71
78
109
1
2
2
6
20
1
1
0
3
3075
26
3087
23
3101
-14
3057
Nati
Morti
Saldo Naturale
Altri iscritti
Altri cancellati
Saldo Migratorio
Faedis 1991-2001
Popolazione
inizio periodo
Nati
Morti
Saldo migratorio
interno
Saldo residuo
Popolazione
fine periodo
1991
1992
1993
1994
1995
1996
1997
1998
1999
3013
3022
3034
3013
3049
3043
3028
3022
2982
5
31
24
30
15
15
27
29
22
6
44
42
45
35
29
40
53
35
7
20
-4
41
11
1
18
6
12
3
5
1
10
3
-2
-11
-22
-1
3022
3034
3013
3049
3043
3028
3022
2982
2980
2000
2980
26
29
100
2
3079
2001
3079
28
27
-8
-2
3070
201
202
Moimacco
Remanzacco 2002-2005
2002
2003
2004
2005
Nati
Morti
Saldo Naturale
5567
67
58
9
199
5616
65
50
15
203
5680
57
46
11
245
5774
63
44
19
242
Altri iscritti
21
1
172
25
4
175
18
11
161
21
1
178
6
8
11
1
3
40
5616
0
49
5680
19
83
5774
7
78
5871
Altri cancellati
Saldo Migratorio
Remanzacco 1991-2001
Popolazione
inizio periodo
Nati
Morti
Saldo migratorio
interno
Saldo residuo
Popolazione
fine periodo
1991
1992
1993
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
5051
5058
5088
5112
5183
5209
5248
5271
5337
5379
4
48
45
50
45
48
38
57
49
52
4
48
64
37
53
62
47
53
52
49
0
21
40
43
33
45
29
44
38
60
7
9
3
15
1
8
3
18
7
28
5058
5088
5112
5183
5209
5248
5271
5337
5379
5470
2001
5470
40
32
57
12
5547
Torreano 2002-2005
Nati
Morti
Saldo Naturale
Altri iscritti
Altri cancellati
Saldo Migratorio
2002
2261
18
24
-6
43
13
22
40
2003
2292
15
29
-14
43
17
5
45
2004
2298
24
29
-5
52
17
10
62
2005
2301
20
23
-3
65
15
0
81
0
1
37
0
0
20
3
6
8
1
0
-2
2292
2298
2301
2296
202
203
Moimacco
Torreano 1991-2001
Popolazione
inizio periodo
Nati
Morti
Saldo migratorio
interno
Saldo residuo
Popolazione
fine periodo
1991
1992
1993
1994
1995
1996
1997
1998
1999
2000
2259
2258
2259
2274
2276
2280
2271
2292
2297
2285
1
20
11
15
23
19
20
15
25
12
7
30
22
28
27
30
28
20
26
22
6
17
19
15
-3
-4
20
4
-12
-58
-1
-6
7
0
11
6
9
6
1
23
2258
2259
2274
2276
2280
2271
2292
2297
2285
2240
2001
2240
21
17
26
-4
2266
Nella figura presente è rappresentata l’area di studio che comprende tutta la popolazione di Moimacco,
una parte di quella di Cividale e Premariacco, una parte minore di Torreano e una piccola parte di Faedis e
Remanzacco.
203
204
Moimacco
2. Indice di deprivazione
Le condizioni sociali ed economiche sono un fattore che influisce molto sulla mortalità di una popolazione.
Condizioni socioeconomiche disagiate possono essere coesistenti con altri fattori di rischio quali quelli
legati alla dieta, al consumo di alcool, all’abitudine al fumo, a determinate attività lavorative e condizioni
abitative, oltre a diverse modalità di accesso ai servizi sanitari. Studi effettuati in Italia già alcuni anni fa
hanno registrato un aumento del rischio di ammalarsi di neoplasie delle vie respiratori e dell’apparato
digerente correlate con condizioni socioeconomiche disagiate, e il fenomeno è stato parzialmente spiegato
con alcuni fattori di rischio più frequenti in questo settore della popolazione (fattori dietetici, consumo di
alcool, abitudine al fumo) 146. Negli studi epidemiologici nei quali si studia l’influenza dell’ambiente sulla
salute il fattore socioeconomico, specialmente gli studi ecologici, andrebbe controllato (possibilmente i
tassi di mortalità dovrebbero essere standardizzati per questo fattore, come viene standardizzata per sesso
ed età) 147. Per poter misurare il fattore socioeconomico devono essere creati degli indici, che vengono
chiamati indici di deprivazione. “Esistono diversi indici di deprivazione (Barman 1983, Townend 1988,
Carstairs 1991, MATDEP 1993, SOCDEP 1993, Cadum et al 1998, Michelozzi et al 1999, Valerio Vitello 2000)
che utilizzando molte variabili associate tra loro in vari modi definiscono un tipo di deprivazione materiale
e/o sociale. Fra le variabili considerate abbiamo ad esempio: numero di famiglie monoparentali, lavoro
manuale del capofamiglia, disoccupazione, sovraffollamento, cambio di residenza, minoranze etniche ,
proprietà/affitto della casa, mancanza di servizi igienici/riscaldamento, famiglie con invalidi, livello di
istruzione, numero di componenti famiglia 148.
146
Faggiano F., Zanetti R., Costa G., 1994 “Cancer risk and social inequalities in Italy”, Journal of Epidemiology and Community
Health; 48:447-452
147
Grisotto L., Catelan D, Lagazio C, Biggeri A., 2007 “Uso dell’indice di deprivazione materiale in epidemiologia descrittiva”,
Rapporti ISTISAN 07/50
148
Costa G,. Spadea T., Cardano M., 2004, “Disuguaglianze di Salute in Italia”, Epidemiologia e Prevenzione, anno 28 (3) maggiogiugno
204
205
Moimacco
I dati utilizzati sono stati forniti dall’ISTAT 149 e derivano dal questionario del Censimento della popolazione
e delle abitazioni (ISTAT 2001); i dati sono relativi all’intera popolazione italiana residente e censita,
composta di 56.995.744 suddivisa in 352.205 sezioni di censimento; sono frequenze assolute su:
• popolazione (struttura demografica, condizione professionale, spostamenti quotidiani)
• abitazioni ed edifici
• famiglie (tipologia, ampiezza, condizione professionale del capo-famiglia)
• stranieri (provenienza).
Sono state identificate 280 variabili che riassumono le caratteristiche contenute nei 4 temi sopraelencati..
Gli indicatori selezionati dal dott. Nicola Caranci dell’Agenzia Sanitaria e Sociale Regionale _ EmiliaRomagna per comporre l’indice sintetico sono:
x1: % di popolazione con istruzione pari o inferiore alla licenza elementare (mancato raggiungimento
obbligo scolastico)
x2: % di popolazione attiva disoccupata o in cerca di prima occupazione
x3: % di abitazioni occupate in affitto
x4: % di famiglie monogenitoriali con figli dipendenti conviventi
x5: densità abitativa (numero di occupanti per 100m2).
L’indice sintetico è una variabile continua e rappresenta lo scarto rispetto alla media nazionale delle
caratteristiche di deprivazione; nella nota riportiamo in maggior dettaglio le caratteristiche dell’indice
(tratto, come le precedenti spiegazioni dalla nota esplicativa fornitaci dal dott. Nicola Caranci 150.
L’indice di deprivazione del Friuli Venezia Giulia è risultato basso rispetto alle altre regioni italiane (nelle
note riportiamo il confronto tra le regioni).
Il Friuli ha l’indice di deprivazione più basso; significativamente sotto la media sono anche il Veneto,
l’Umbria, le Marche, l’Emilia Romagna, la Lombardia, il Trentino alto Adige.
L’indice è stato ricalcolato dal dott Nicola Caranci a livello regionale, con una ricalibrazione mediante
standardizzazione con media e deviazione standard regionali e suddivisione in quintili relativi alla
popolazione della regione.
149 Dati acquisiti all’interno
del progetto ex art. 12: “valorizzazione dei dati del censimento 2001 per il monitoraggio e l’analisi delle
diseguaglianze sociali nella salute in Italia”.
150
L'indice è una variabile continua e rappresenta lo scarto rispetto alla media nazionale di caratteristiche di deprivazione:
5
ID = ∑ z i
i =1
zi=
xi − µ xi
s xi
L’indice è classificato in modo da diventare una variabile ordinale con 5 categorie. La scomposizione in classi si basa sui quintili di
popolazione per tutta l'Italia (l'etichetta "molto ricco" identifica così il 20% di popolazione con i valori dell'indice più bassi). Il
criterio adottato consente di ricavare una variabile poco influenzata nella sua definizione dalle unità statistiche che contengono
pochi residenti. Si ottiene una ponderazione che traduce l’importanza di una sezione in base agli abitanti che la compongono. Per
applicazioni su contesti locali si possono costruire le appropriate categorie di deprivazione in base allo stesso criterio applicato
all'area considerata. In tal caso, è opportuno l’uso di una standardizzazione differente: con media e deviazione standard specifiche
del contesto in esame, e non dell’intera nazione.
205
206
Moimacco
Nella figura è rappresentata la mappa degli indici di deprivazione dei Comuni della provincia di Udine
realizzata con EpiMap. L’indice di deprivazione più alto si trova nelle zone di montagna in Carnia e Canal del
Ferro e in alcuni Comuni delle valli del Natisone e dell’Alto Torre, oltre a qualche Comune della Bassa
Friulana, specie vicino al Veneto.
Nella figure precedenti è riportata la distribuzione dell’indice in Provincia di Udine e nei Comuni vicini alla
zona industriale (indicata con un punto rosso): l’azzurro scuro è il quintile con indice di deprivazione più alto –
più poveri – il celeste più chiaro il più basso. I Comuni dell’area sono inoltre nel primo quintile (con basso
indice di deprivazione- molto ricco) tranne Cividale del Friuli che è nel terzo (medio) e Faedis che è nel
secondo (ricco). A livello comunale i comuni oggetto di studio sono fra i meno deprivati della regione, ed
essendo il Friuli Venezia Giulia la regione meno deprivata d’Italia, si può affermare che sono fra i meno
deprivati d’Italia. A livello comunale nell’area oggetto di studio la deprivazione sociale e materiale dovrebbe
quindi avere poca influenza su eventuali tassi di mortalità più elevati rispetto ad altre aree.
206
207
Moimacco
Nella figura è riportata la distribuzione delle sezioni di censimento nei comuni interessati dallo studio (Cividale
del Friuli, Moimacco, Premariacco, Torreano, Faedis, Remanzacco). Alcune sezioni sono in bianco o rosa
perché mancano i dati. Gli indici dal celeste chiaro al blu vanno dal più ricco al più deprivato (1: molto ricco; 2:
ricco; 3: medio; 4: deprivato; 5: molto deprivato)
Non è possibile sovrapporre questa mappa alle corone circolari costruite per lo studio, ma comunque è
evidente una certa eterogeneità nella distribuzione. Gli indici di deprivazione alti non sono sembrano essere
concentrati vicino alla zona industriale (come talvolta capita) né il contrario.
Non è comunque stato possibile effettuare una standardizzazione per l’indice di deprivazione principalmente
in quanto in non tutti i Comuni i numeri civici sono georeferenziati.
207
208
Moimacco
Metodi di studio: linkage dei dati ambientali, anagrafici e sanitari ed elaborazione
statistica dei dati
Premessa
Per studiare lo stato di salute di una popolazione residente aree dove sono presenti definite fonti di
inquinamento si effettuano generalmente in prima battuta studi descrittivi o geografici o ecologici; nel caso
con questi studi si evidenziassero eccessi correlabili con l’esposizione all’inquinamento si possono
effettuare studi analitici, come ad esempio studi caso controllo, con i quali si può controllare maggiormente
la presenza di fattori confondenti ovvero fattori di rischio ai quali può essere esposta la popolazione e che
hanno in comune con il fattore di rischio dell’esposizione all’inquinamento gli stessi effetti sanitari (morti
per cause specifiche e malattie). Negli studi geografici o ecologici il mancato controllo di questi fattori
confondenti può causare una distorsione dei risultati definita come fallacia ecologica. Con gli studi
geografici si studia la distribuzione nello spazio di morti per cause specifiche o malattie o si ricercano
eventuali aggregazioni spaziali e/o temporali (o cluster ). Gli studi geografici a piccola scala possono essere
distinti 151 in: 1) mappatura delle malattie (o disease mapping) o atlanti di mortalità; 2) studi di correlazione
geografica il cui l’obiettivo è esaminare variazioni geografiche tra l’esposizione di gruppi di popolazione a
variabili ambientali (che possono essere misurate in aria, acqua o suolo), variabili socioeconomiche e
demografiche, variabili legate allo stile di vita (come abitudine al fumo, dieta) e determinati effetti sanitari
correlati a queste variabili e misurati su scala geografica; 3) ricerche di aggregazioni spaziali (e temporali) o
cluster vicino a sorgenti puntiformi 152 o comunque localizzate e sorveglianza dei cluster I cluster sono
aggregazioni nello spazio e/o nel tempo di eventi sanitari (casi di malattie, decessi). Va distinto il caso in cui
vi sia una segnalazione di un cluster e si deve accertarne la presenza e cercare di individuarne le cause, e il
caso in cui si conosca già l’esistenza di problematiche ambientali o inquinamenti che potrebbero causare
cluster di malattie, e si deve cercare l’eventuale presenza di cluster. In questo caso, come è stato fatto
effettivamente nel nostro studio, prima va fatta una analisi preliminare dei dati ambientali e delle
esposizioni agli inquinanti alle quali può essere soggetta la popolazione. In questo caso va quindi
preliminarmente effettuata una “valutazione di salute pubblica” come definita dall’ATSDR (1992b) 153. In
base all’esito di questa valutazione si prevedono diversi interventi154; nel nostro caso, in base alle
151
Elliott P, Wartenberg D. Spatial epidemiology: current approaches and future challenges. Environ Health Perspect. 2004 June;
112(9): 998–1006.
152 Biggeri, A., Lagazio, C. (1999) Case-control analysis of risk around putative sources. In: Lawson, A.B., Biggeri, A., Böhning, D.,
Lesaffre, E., Viel, J.F., Bertolini, R. (eds) Disease Mapping and Risk Assessment for Public Health. Wiley: New York.
153
“L’ATSDR definisce una valutazione di salute pubblica come una valutazione di dati e informazioni in relazione a sostanze
pericolose nell’ambiente, impegnandosi a:
- valutare ogni impatto attuale o futuro sulla salute pubblica;
- sviluppare consigli sulla salute o altre raccomandazioni;
- identificare studi o attività necessari per valutare e mitigare o prevenire effetti dannosi per la salute umana.
Per ATSDR, una valutazione dell’igiene pubblica rappresenta lo sforzo iniziale per catalogare un sito inquinato pericoloso (ATSDR,
1992b), ma più generalmente una valutazione della salute pubblica può essere il primo di una sequenza di eventi che portano a una
indagine epidemiologica di sito .
Le valutazioni della salute pubblica di ATSDR sono attualmente basate su tre fonti chiave di informazione:
- dati di contaminazione ambientale (es. dati sui livelli di contaminanti nell’acqua di falda o nell’aria);
- dati degli esiti sulla salute (es. tumori o tassi di incidenza di malformazioni alla nascita);
- informazioni su preoccupazioni per la salute che emergono della comunità (es. informazioni provenienti dagli operatori della
sanità locale riguardo inusuali aspetti di morbosità).”
Tratto da 10.4 Indagini specifiche sull’impatto sanitario dell’inquinamento locale. Pag 256-259 in “Epidemiologia ambientale:
Metodi di studio e applicazioni in sanità pubblica” (2004) – a cura di: Dean Baker, Fabio Barbone, Rebecca Calderon, Tord
Kjellstrom, Harris Pastides In collaborazione con: USEPA (United States Environmental Protection Agency) - traduzione in lingua
italiana di: “Environmental Epidemiology: A Textbook on Study Methods and Public Health Applications” Edizione preliminare WHO/SDE/OEH/99.7 - http://www.arpat.toscana.it/pubblicazioni/epidemiologia-ambientale/attachment_download/pubblicazione
154
“Nella sua valutazione della salute pubblica, ATSDR classifica la minaccia posta da un particolare sito inquinato pericoloso in
base alle seguenti cinque categorie di pericolo (ATSDR 1992b):
1. Pericolo urgente per la salute pubblica - sito per il quale anche un breve periodo di esposizione rappresenterebbe un serio
pericolo per la salute.
2. Pericolo per la salute pubblica - sito per il quale un’esposizione per un lungo periodo rappresenterebbe un pericolo per la salute.
208
209
Moimacco
considerazioni fatte nella parte della presente relazione riguardante la valutazione del rischio, si è deciso di
effettuare un approfondimento e una ricerca di cluster. 155
In tutti i casi per studiare l’incidenza di malattie (ovvero il numero di casi di malattia che insorgono in un
determinato periodo, ad esempio un anno in una determinata popolazione, espresso (ovvero il numeo
come tasso ovvero numero di casi su popolazione di) 1000, 10000 o 100000 ad esempio) o la mortalità (il
numero di morti che si verificano in un determinato arco di tempo ad esempio un anno in una determinata
popolazione, espressa come tasso ovvero numero di casi su popolazione di 1000, 10000 o 100000 ad
esempio) si utilizzano misure di frequenza come:
- SMR (Rapporti standardizzati di mortalità) e SIR (Rapporti standardizzati di incidenza)
Gli SMR (e i SIR) sono i rapporti tra i casi osservati (rispettivamente di morte per causa specifica o di
malattia in un determinato arco di tempo) e i casi attesi (attesi se la popolazione allo studio avesse gli stessi
tassi di una popolazione generale di riferimento, mantenendo però la proprie caratteristiche di
distribuzione di fasce d’età e sesso; questo è il metodo della standardizzazione indiretta, con il quale si
correggono le distorsioni dovute ad esempio ad una maggiore percentuale di popolazione anziana nella
popolazione studiata, con conseguente maggiore numero di morti e malattie, dovute esclusivamente a
fattori anagrafici). Degli SMR si parlerà ancora quando verranno illustrati i risultati dell’indagine
epidemiologica. Altre misure di frequenza utili sono i SMR standardizzati, oltre che per età, anche per indice
comunale di deprivazione socio-economica (Cadum, Costa et al., 1999), costruito sulla base di diverse
variabili di censimento (proporzione della popolazione di più di sei anni di età con sola licenza elementare o
senza, proporzione di disoccupati tra la popolazione attiva, proporzione della popolazione abitante in case
non di proprietà, proporzione di famiglie di genitori soli con figli e superficie media delle abitazioni);
- SPMR (rapporti standardizzati proporzionali di mortalità) per residenti stabili, utilizzato allo scopo di
evidenziare eventuali differenze tra la mortalità di tutti i residenti e dei “nativi”, in modo da riconoscere la
presenza di effetti legati a flussi migratori. SPMR è in questo caso l’acronimo della denominazione inglese
Standardized Proportional Morbidity (o Mortality) Ratio (Rapporto Standardizzato di Morbilità
Proporzionale) e la sua interpretazione è simile all’SMR: esprime il rapporto tra il numero di eventi
osservato in un’area ed il numero di eventi atteso se la proporzione di eventi per una specifica diagnosi
rispetto al totale degli eventi fosse la stessa osservata nell’intera area considerata. La formulazione
algebrica del SPMR è identica a quella del SMR. 156 (da SALUTE ed AMBIENTE Atlante delle patologie
ambientali del Piemonte), “I valori dei rapporti standardizzati proporzionali di mortalità (SPMR) non
differiscono molto dai valori dei rapporti tra tassi (SMR) a condizione che la mortalità generale non abbia
variazioni eccessive e che la causa analizzata sia relativamente rara: per quest'ultima ragione è bene
calcolare gli SMR per la mortalità generale e per i grandi settori nosologici, e gli SPMR per le singole cause
di decesso”. 157
- Rischio cumulativo per classi di età inferiori a 64 anni, interpretabile direttamente come la probabilità di
morte per la causa in questione fino al compimento di 65 anni di età.
1) Mappe di malattia e Atlanti di mortalità. Con gli atlanti di mortalità si evidenzia la distribuzione della
mortalità in aree geografiche, ed eventuali gradienti o zone dove vi sono eccessi; il grado di dettaglio in
genere è elevato e varia secondo le unità amministrative degli stati in cui l’analisi viene effettuata: in Italia
in genere sono su base comunale. I principali esempi di atlanti realizzati in Italia sono:
3. Pericolo per la salute pubblica indeterminato - siti per i quali l’informazione è incompleta.
4. Pericolo per la salute pubblica non evidente - siti per i quali l’esposizione umana alle matrici ambientali contaminate sta
avvenendo o è avvenuta nel passato, ma a livelli che non rappresentano un pericolo per la salute.
5. Nessun pericolo per la salute pubblica - siti che non pongono pericoli per la salute pubblica.
Un sito è posto in una di queste categorie sulla base di un giudizio da parte di un gruppo di esperti di sanità ambientale, usando
criteri di peso-della-prova. Come tale, la determinazione non è basata su una metodologia formale, quantitativa, di valutazione del
rischio (ATSDR,1992b). Classificando i siti in base al pericolo per la salute umana essi consentono a un’agenzia o a un team
investigativo di indirizzare risorse e sforzi di programma dove essi sono più necessari.” Tratto dal sopraccitato “Epidemiologia
ambientale: Metodi di studio e applicazioni in sanità pubblica” (2004)
156
Salute ed ambiente: atlante delle patologie ambientali del Piemonte” a cura di Demaria M., Cadum E., - ARPA Piemonte –
dicembre 2006
157 Cesare Cislaghi, Maura Dal Cason, Maurizio Camnasio, Claudia Montalbetti - Atlante italiano di mortalità Bollettino CILEA n. 64
Settembre 1998
209
210
Moimacco
-L’Atlante italiano di mortalità di C. Cislaghi 158 nel quale è rappresentata la distribuzione della mortalità per
tutte la cause (classificate con i codici ICD-IX) a livello comunale in tutta Italia ed è possibile effettuare
elaborazioni statistiche dei dati ( stime di densità: stime kernel, trend surfaces, indicatori bayesiani
empirici; analisi della struttura con test di autocorrelazione I di Moran, test di Stone; rischi relativi per
l’età); gli indicatori utilizzati sono gli SMR, e gli SPMR (con standardizzazione indiretta).
Vi sono inoltre numerosi atlanti regionali (ad es. in Piemonte : “Salute ed ambiente: atlante delle patologie
ambientali del Piemonte” a cura di Demaria M., Cadum E., - ARPA Piemonte – dicembre 2006”, in Toscana:
“Atlante della mortalità in Toscana dal 1971 al 1994 - Vigotti M. A., Biggeri A., Dreassi E., Protti M.A.,
Cislaghi C. – Edizioni Plus – Università di Pisa- settembre 2001 – e “La mortalità in Toscana – Anno 2000 Chellini E., Giovanetti L., Fornai M.G., Martini A.,Querci A., Sorso B.e Seniori Costantini A., CSPO, Registro di
Mortalità Regionale -U.O. Epidemiologia Ambientale-Occupazionale- CSPO – Istituto Scientifico della
Regione Toscana 159, in Veneto “La mortalità nel Veneto dal 2000 al 2007 – a cura del Servizio
epidemiologico Regione Veneto - Alba N., Avossa F.,Bassani M., Brocco S., Fedeli U., Lisiero M., Maria
Marchesan, Milan G., Schievano E., Visentin C., Zambon F., Spolaore P.. Settembre 2009 160, in Emilia
Romagna: Atlante della mortalità in Emilia-Romagna 1998-2004 – Agenzia sanitaria e sociale regionale –
Regione Emilia Romagna- Dossier 156/2007 161, in Sicilia: “Atlante della mortalità per causa – 1985-2000 –
Dipartimento Osservatorio epidemiologico Regione Siciliana- a cura di Cernigliaro A., Dardanoni G., De Sario
M., D’Ovidio M., Fantaci G., Miceli P., Michelozzi P., Nano M., Peducci C.A., Pollina Addario S., Scondotto
S. 162 (a livello di ASL e Distretti), e Atlante Sanitario della Sicilia -Aggiornamento 1997-2002 Analisi della
mortalità evitabile, per livello socioeconomico e rappresentazione comunale Registro Nominativo delle
Cause di Morte (ReNCaM) 2004-2005 (con mappe a dettaglio comunale) 163, in Liguria Registro di
mortalità 164(al grado di disaggregazione di di ASL , Distretti e circoscrizioni di Genova 165 ).
Anche a livello provinciale sono stati realizzati diverse pubblicazioni (ad es. Bergamo 166)
Infine vanno ricordati gli atlanti pubblicati dai diversi registri di malattia, in particolare i registri tumori, i
registri mesoteliomi, i registri malformazioni e registri malattie cardiovascolari.
Altre importanti fonti di dati di mortalità a livello nazionale sono le banche dati dell’ISTAT: Health for All
Italia (http://www.istat.it/sanita/Health/%2520) che è una raccolta di indicatori ( tra cui tassi di mortalità
per alcuni gruppi di cause ) confrontabili a livello europeo (esiste anche la banca dati europea per i 53 paesi
membri di OMS Europa: http://www.euro.who.int/hfadb) e altre banche dati o Tavole di mortalità della
popolazione italiana per provincia e regione di residenza anni 1974-2006 a cura dell'ISTAT
(http://demo.istat.it/ ).
Un importante atlante della mortalità evitabile ( evitabile con la prevenzione primaria, secondaria e
terziaria) è l’atlante ERA (Epidemiologia e Ricerca Applicate): http://new.atlantesanitario.it/. Anche
158 Cislaghi C. GIS 8 - Atlante italiano di mortalità 1981-2001. Versione 8.0 beta-test. ATI ESA 2005.
159
http://ius.regione.toscana.it/cif/infbreve/infbreve33.pdf
160
http://www.serveneto.it/public/File/documents/rapporti/rapportomortalita0007/rapportomortalita20002007.html
http://asr.regione.emilia-romagna.it/wcm/asr/collana_dossier/doss156/link_1/doss156-1.pdf
http://asr.regione.emilia-romagna.it/wcm/asr/collana_dossier/doss156/link_2/doss156-2.pdf
162
http://www.doesicilia.it/media/ATLANTE%20DI%20MORTALITAtesto.pdf
163
http://www.doesicilia.it/atlante/ATLANTE%20SANITARIO%20della%20SICILIA.htm
164
http://registri.istge.it/index.htm
161
165 In alcune aree è stata effettuata la mappatura, classificazione e valutazione del rischio oncogeno ambientale nell'area di
Genova Multedo e del ponente genovese (Voltri, Prà, Pegli, Sestri). E’ stata effettuata un'analisi dei trend di mortalità 1992-2004
per causa di morte (Garrone e coll RMRL) e un'analisi dei trend di incidenza 1986-2000 per sede di tumore (Casella e coll RTRL)
entrambe con valutazione su piccola area (12 Unità Urbanistiche) tramite metodologia bayesiana e una analisi dei trend di
incidenza e mortalità in aree specifiche di Ge-Pegli-Multedo individuate tramite mappatura della diffusione di composi organici
volatili (VOC). Si è quindi approfondita l'analisi valutando l'effetto della deprivazione sulla variazione degli indici tramite utilizzo
dell'Indice di Deprivazione Nazionale (2001). M.Vercelli, C.Casella, E.Garrone, A.Puppo, E.Marani, M.A.Orengo e Registro Mortalità
e Tumori Regione Liguria. Valutazione oncologica rapida dell'associazione fra rischio di malattia (mortalità/incidenza neoplasie) e
rischi ambientali. Esempio di valutazione dei rischi ambientali in piccole aree del Comune di Genova. Acts:XXXIIe Reùnion du Groupe
pour l'Epidèmiologie et L'Enregistrement du Cancer des Pays de Langue Latine, Montreal, 16-18/5/2007. Queste sono già da
considerarsi studi di correlazione geografica e ricerche di cluster vicino a sorgenti puntiformi (nell’area è presente una grande
acciaieria – cokeria sorgente di inquinamento da benzene, acciaieria con caratteristiche e tipo di inquinanti diversi da quella
presente nell’area di Cividale del Friuli e Moimacco).
166
http://www.bronzone.it/IT/territorio/documenti/agenda_21/atlante_epidemiologia_geografica.pdf
210
211
Moimacco
nell’Azienda Sanitaria n°4 “Medio Friuli” è stato realizzato uno studio della mortalità nel “Profilo di salute
della popolazione” 167
In tutti questi casi il livello di dettaglio comunque è a livello di regione, provincia, ASL o Distretto Sanitario.
Quando si studia la distribuzione geografica di malattie o della mortalità per cause specifiche con un
elevato grado di dettaglio (come ad esempio su base comunale) si deve tener conto che le variazioni
evidenziate sono spesso semplicemente dovute al caso e non ad effettivi eccessi rispetto ai valori di fondo.
Ovvero: “Gli studi per piccola area introducono difficoltà di analisi dovute al fatto che fluttuazioni casuali
nel numero dei casi o dei decessi (il “rumore di fondo”) diventano preponderanti rispetto alla variabilità
della frequenza di malattia o di mortalità” Devono quindi essere effettuate analisi spaziali di eterogeneità.
“L’area studiata è suddivisa nei comuni che la compongono e collocata nel proprio contesto spaziale.
L’obiettivo è quello di mettere in luce eventuali irregolarità nella distribuzione spaziale della mortalità (ad
esempio a causa della presenza di eccessi localizzati) che possano fornire indicazioni circa la presenza di
fattori di rischio particolari”. 168Il modello per stimare l’etrogeneità fra comuni si basa sull’assunzione che i
rischi per comune siano distribuiti in modo regolare. Nel caso si evidenziasse un eterogeneità spaziale del
rischio si deve effettuare una mappatura del rischio utilizzando gli SMR (che però sono generalmente
instabili se si basano su un piccolo numero di casi osservati; la stima del rischio può quindi essere
particolarmente inaffidabile a causa di variazioni casuali nella distribuzione degli eventi) e gli stimatori
bayesiani empirici (EBR) che forniscono stime di rischio più corrette (specie per cause di morte rare e se i
casi osservati sono pochi). Applicando modelli bayesiani, il rischio relativo delle zone statistiche è
modellato come dipendente da due componenti di variabilità: l’eterogeneità generale dei rischi tra i
comuni e l’eterogeneità dei rischi dei comuni prossime all’area in esame.
L’effetto di questo modello di stima è di “lisciare” (smoothing) il valore del rischio del comune o della zona
verso i valori medi locali, rendendo l’interpretazione della mappa più agevole. Gli stimatori di rischio di tipo
bayesiano (metodo di Besag, York e Molliè - BYM) valutano i casi in ogni area tenendo conto della
variabilità del rischio nelle aree adiacenti e in tutta la regione. Un rischio elevato ma basato su un numero
esiguo di casi, tende così ad essere ridotto in relazione a quanto osservato nelle aree adiacenti. Si ottiene
complessivamente uno smorzamento delle oscillazioni dei rischi.
Gli stimatori bayesiani assumono che i parametri di associazione siano spazialmente correlati ovverosia che
valori relativi ad aree vicine non varino troppo drasticamente; si assume inoltre che alcune covariate
possano avere un effetto sulla distribuzione di tali parametri e che possa manifestarsi una sovradispersione
spazialmente non strutturata. Sotto tali assunzioni il modello proposto comprende una parte di effetti fissi
dovuti al contributo delle covariate, con una componente casuale spazialmente strutturata (clustering) e
una componente casuale non strutturata (eterogeneità).
Le rappresentazioni grafiche dei rischi, ottenute con il metodo descritto, eliminano le fluttuazioni casuali
dei rischi in comuni piccoli portando alla luce le strutture spaziali di rischio più robuste e autocorrelate e
fornendo un’immagine più chiara delle aree a maggiore rischio. Gli stimatori bayesiani empirici vengono
utilizzati sia negli atlanti di mortalità sia negli studi sulla distribuzione spaziale della mortalità in aree
inquinate 169.
- Come già detto nel paragrafo sulla revisione degli studi su effetti sanitari dell’inquinamento da fonti
industriali quando vengono studiate aree estese come le “aree ad elevato rischio di crisi ambientale”
identificate in base alla Legge 8.7.1986 n. 349, che interessano molti Comuni e nelle quali gli insediamenti
industriali presenti sono di grande entità ed estensione non si può considerare le fonti di inquinamento
come puntiformi. Anche nei casi in cui si cerca un eccesso di patologie o di mortalità localizzato nello spazio
e/o nel tempo senza avere ipotesi sulle cause o sulle specifiche fonti di inquinamento si ricercano quindi
eventuali cluster in tutta l’area che può avere un raggio di molti chilometri.
167
http://www.ass4.sanita.fvg.it/ass4/informa/profilo.asp?style
168 Marco Martuzzi e Francesco Mitis Organizzazione Mondiale della Sanità, Centro Europeo Ambiente e Salute, Roma in “Metodi
e strumenti per studi epidemiologici su base geografica in Italia” in Indagini epidemiologiche nei siti di interesse nazionale per le
bonifiche delle regioni italiane previste dai Fondi strutturali dell’Unione Europea A cura di Liliana Cori, Manuela Cocchi e Pietro
Comba Rapporti ISTISAN 2005/1
169
Salute ed ambiente: atlante delle patologie ambientali del Piemonte” a cura di Demaria M., Cadum E., - ARPA Piemonte –
dicembre 2006
211
212
Moimacco
Le “aree ad elevato rischio di crisi ambientale” sono state oggetto di importanti studi (Bertollini R, Fabbri
M, Di Tanno N. Ambiente e salute in Italia. Organizzazione Mondiale della Sanita. Casa Editrice: Il Pensiero
Scientifico. Roma, 1997 e il successivo Martuzzi M, Biggeri A, Terracini B, Bertollini R. Ambiente e stato di
salute nella popolazione delle aree ad alto rischio di crisi ambientale in Italia. Epidemiol Prev 2002;
26(Suppl): 1-53). Una sintesi della bibliografia disponibile (fino al 2003) sugli studi effettuati in queste aree
con la sintesi di alcuni risultati si trova nel documento “Le indagini epidemiologiche relative ai 17 siti di
interesse nazionale per le bonifiche delle Regioni Obiettivo 1: bibliografia ragionata” Lucia Fazzo -Reparto
Epidemiologia Ambientale - Dipartimento Ambiente e connessa Prevenzione Primaria Istituto Superiore di
Sanità 170. Le aree nello studio del 2002 sono state distinte in aree complesse: Lambro-Olona-Seveso (381
comuni, 4.850.987 abitanti), Po di Polesine, Po di Volano, Conoidi (un area di 71 comuni delle provincie di
Modena, Parma, Reggio Emilia e 3 della provincia di Bologna), Val Bormida (39 comuni, 55.365 abitanti),
Napoli (92 comuni, 3.005.320 abitanti), Sarno (22 comuni, 394.000 abitanti) e aree puntiformi: Massa
Carrara (2 comuni, 132.931 abitanti, Manfredonia (3 comuni, 97.210 abitanti), Brindisi (4 comuni, 130.298
abitanti), Taranto (4 comuni, 279.141 abitanti), Crotone (1 comune, 58.854 abitanti; area esclusa
dall’elenco fino al 1996, ma considerata nello studio) , Portoscuso (5 comuni, 54.616 abitanti), AugustaPriolo (6 comuni, 209.371 abitanti), Gela (3 comuni, 104.876 abitanti). Successivamente sono state
dichiarate aree ad elevato rischio di crisi ambientale altre zone: Porto Marghera, Livorno, Piombino,
Falconara, Monfalcone, Orbetello, Milazzo, Va subito precisato che per l’entità delle fonti di inquinamento
industriale (o di altra origine), in molti casi l’eterogeneità delle stesse e la numerosità della popolazione
interessata queste aree sono difficilmente confrontabili con l’area oggetto di studio. Anche se le aree sono
definite puntuali la popolazione di riferimento nelle analisi spaziali e nelle mappe (nelle quali si utilizzano gli
stimatori bayesiani empirici) sulle quali si evidenziano eventuali gradienti di rischio o cluster è quella di tutti
i comuni della provincia o regione attorno ai comuni definiti come “area ad elevato rischio”.
In seguito al Decreto Ministeriale 471/1999 (ora 152/06 e s.m.i) che definisce le procedure di valutazione
del rischio ambientale e sanitario per i siti contaminati, sono stati individuati i siti di interesse nazionale:
sono stati effettuati studi epidemiologici e approfondimenti anche sulla popolazione residente nelle
vicinanze di questi siti, raccolte nel rapporto ISTISAN 05/1 (Indagini epidemiologiche nei siti di interesse
nazionale per le bonifiche delle regioni italiane previste dai Fondi strutturali dell'Unione Europea.a cura di
Liliana Cori, Manuela Cocchi e Pietro Comba- Rapporti ISTISAN 05/1 171 ).Successivamente sono stati
effettuati ulteriori studi ed approfondimenti nelle aree della Sicilia 172, 173 e Sardegna. 174 Anche nelle aree
con numerose discariche non autorizzate e di rifiuti pericolosi in Campania sono state fatte diverse indagini
epidemiologiche. 175
170
171
172
http://www.salute.gov.it/investimenti/resources/documenti/fondi_europei/ISS_bibliografia_completa.doc
http://www.iss.it/binary/publ/publi/05-1.1114595447.pdf
Fano V, Cernigliaro A, Scondotto S, Pollina Addario S, Caruso S, Mira A, forestiere F, Peducci C.A. Stato di salute della
popolazione residente nelle aree ad elevato rischio ambientalee nei siti di interesse nazionale della Sicilia. Notiziario O.E. Dip.
Osservatorio Epidemiologico, Assessorato Sanita, Regione Siciliana. Roma: Casa editrice Rirea;2005
173
Ambiente e salute a Gela: stato delle conoscenze e prospettive di studio - a cura di: Loredana Musmeci, fabrizio Bianchi, Mario
carere, Liliana Cori - Epidemiol Prev 2009; 33(3) Suppl 1: 1-160
174
Ambiente e salute nelle aree a rischio della Sardegna - a cura di: Annibale Biggeri, Corrado Lagazio, Dolores Catelan, Roberta
Pirastu, Felice Casson, Benedetto Terracini - Epidemiol Prev 2008; 30(1) Suppl 1: 1-96
175
-P. Comba, F. Bianchi, L. Fazzo, L. Martina, M. Menegozzo, F. Minichilli, F. Mitis, L. Musmeci, R. Pizzuti, M. Santoro, S. Trinca, M.
Martuzzi, Health Impact of waste management Campania Working Group, “Cancer Mortality in an Area of Campania (Italy)
Characterized by Multiple Toxic Dumping Sites”. In: Ann NY Acad Sci 2006; 1076:449-461.
- Fazzo, S. Belli, F. Minichilli, F. Mitis, M. Santoro, L. Martina, R. Pizzuti, P. Comba, M. Martuzzi, F. Bianchi, theWorking Group,
“Cluster analysis of mortality and malformations in the Provinces of Naples and Caserta (Campania Region)” In: Ann Ist Super
Sanità 2008; 44(1): 99-111.
-M. Martuzzi, F. Bianchi, P. Comba, L. Fazzo, F. Minichilli, F. Mitis, “Trattamento dei rifiuti in Campania: impatto sulla salute umana.
Studio di correlazione tra rischio ambientale da rifiuti, mortalità e malformazioni congenite. 2007”.
In questo studio I Comuni sono stati classificati calcolando un “indice di rischio da rifiuti” sulla base del grado di pericolosità dei
rifiuti abbandonati in discariche incontrollate e della numerosità della popolazione presente nel raggio di 1km dalla discarica. Dei
106 comuni considerati 8 sono stati classificati nella classe V, ovvero al massimo grado di pericolosità.,24 nella classe II, 25 nella
classe III e 35 nella classe IV. L’analisi ha evidenziato un trend crescente, passando da una classe inferiore di “rischio da rifiuti” a
quella successiva di rischio di mortalità totale e per tutti i tumori (in entrambi i generi) e per alcune patologie neoplastiche (tumore
del fegato e dei dotti biliari, in entrambi i generi; tumore polmonare e gastrico nei soli uomini) e di prevalenza alla nascita di alcune
tipologie di malformazioni congenite (del sistema nervoso e dell’apparato urogenitale) (come media dei comuni per ogni classe).
212
213
Moimacco
- Quando come nel nostro caso abbiamo delle sorgenti di inquinamento approssimativamente puntiformi
(o almeno possiamo individuare un centro nella maggiore fonte di emissioni atmosferiche, che è anche
abbastanza baricentrica nella zona industriale) e con estensione abbastanza limitata (se paragonata alle
precedentemente citate aree a rischio industriale identificate in base alla Legge 8.7.1986 n. 349) dobbiamo
utilizzare altri metodi di approfondimento a livello subcomunale. Una metodologia è quella indicata da
Marco Martuzzi e Francesco Mitis Organizzazione Mondiale della Sanità, Centro Europeo Ambiente e
Salute, Roma in “Metodi e strumenti per studi epidemiologici su base geografica in Italia” in Indagini
epidemiologiche nei siti di interesse nazionale per le bonifiche delle regioni italiane previste dai Fondi
strutturali dell’Unione Europea. A cura di Liliana Cori, Manuela Cocchi e Pietro Comba. Rapporti ISTISAN
2005/1, da cui sono tratti molti brani di questo paragrafo riportati in corsivo.
“Vengono esaminate le relazioni fra mortalità per alcune cause di morte e residenza con particolare
riferimento alla distanza (intesa come misura indiretta dell’esposizione) dagli ipotetici siti inquinanti. Le
analisi, una per ogni causa di morte presa in considerazione, sono effettuate separatamente per uomini e
per donne. Obiettivo di ogni singolo studio microgeografico, effettuato tramite un modello di regressione di
Poisson, senza far ricorso a questionari individuali, è quello di studiare l’ipotesi di rischio decrescente,
all’aumentare della distanza dai siti inquinanti, per la popolazione residente nelle vicinanze. Per la
valutazione di un eventuale rischio ambientale è necessario conoscere la sezione di censimento della
residenza più rilevante per la patologia in esame. Le coordinate del centroide della sezione censuale sono
usate per la descrizione del rischio di malattia, di per sé ed in funzione della distanza dalla sorgente
ipotetica di inquinamento, con e senza aggiustamento per indice di deprivazione socio-economica.
Sono considerati tutti i deceduti per le cause di morte considerate residenti nelle sezioni di censimento entro
un cerchio con centro nel sito e raggio di 5 km: il tempo di esposizione varia a seconda della patologia
analizzata. Il calcolo degli attesi e’ effettuato utilizzando i dati disponibili per sezione di censimento e i tassi
di mortalità di una regione di riferimento 176. Per ogni cerchio concentrico attorno all’ipotetica fonte
inquinante sono riportati il numero di casi (sotto l’assunzione che seguano una distribuzione di Poisson con
media proporzionale ai corrispondenti valori attesi), di attesi, l’SMR corredato di significatività statistica (IC
95%) e i rischi relativi calcolati con la regressione isotonica.”
Questo metodo è stato utilizzato in numerosi studi, già citati in precedenza, sulla popolazione residente
vicino a discariche, inceneritori, stazioni trasmittenti radiotelevisive.
Nel nostro caso dato che i dati anagrafici e sanitari raccolti erano georeferenziati non abbiamo utilizzato i
dati per sezione di censimento ma per la precisa area geografica delimitata dai cerchi. Inoltre è stato
utilizzato il test di Stone verificare la significatività del gradiente rischio in funzione della distanza da una
sorgente puntiforme di inquinamento 177 Comunque oltre ai casi anche tutta la di popolazione a rischio è
contenuta nella corona circolare e non attribuita alle coordinate dove ricadono i centri delle sezioni di
censimento, dato che i dati anagrafici sono georeferenziati.
-Oms Europa, “Population health and waste management: scientific data and policy options. Report of a Who Workshop, Rome,
Italy, 29-30 March 2007”
176
Gli attesi considerati nell’analisi sono standardizzati per età, istruzione e provenienza geografica. Alla funzione distanza-rischio
risultante sono applicati due diversi metodi di regressione locale, i metodi “spline” e “loess” (Chambers and Hastie, 1993), per
smussare l’influenza nel trend di eventuali unità statistiche anomale. Il test di Stone (Stone, 1988) è inoltre applicato a tutte le
analisi effettuate per verificare l’esistenza di una relazione decrescente tra distanza dalla fonte inquinante e rischio e il
corrispondente livello di significatività statistica.
177
Non sono stati usati altri metodi utilizzati in questo genere di studi quali i metodi di regressione locale “spline” e “loess”
(Chambers and Hastie, 1993), per smussare l’influenza nel trend di eventuali unità statistiche anomale. E’ stato utilizzato solo il test
di Stone e non altri test indicati quali il test di Walller e il test di Besag Newell nella versione per point source.
213
214
Moimacco
Collegamento dei dati ambientali, anagrafici e sanitari ed elaborazione statistica dei dati
L’area oggetto dello studio è stata suddivisa sulla carta tecnica regionale i 8 fasce concentriche a 500 m di
distanza l’una dall’altra a partire da un centro identificato all’interno della Zona Industriale, rappresentativo
in quanto vicino a dove è stata posizionata la centralina dell’ARPA all’interno della Z.I., e ad una delle
maggiori sorgenti di inquinamento atmosferico dell’area (Fig 1)
Fig 1
Sono stati identificati i numeri civici presenti all’interno di ciascuna fascia; la prima fascia (tra 0 e 0,5 km) è
suddivisa tra il territorio comunale di Cividale del Friuli e Moimacco.
Le fasce tra 0,5-1Km, 1-1,5Km sono tutte nel territorio di Cividale e Moimacco; la fascia 1,5-2Km
comprende anche parte del territorio comunale di Premariacco; nelle fasce più lontane è compreso anche il
territorio comunale di Torreano e fra 3,5 e 4 Km è compresa una piccola parte del Comune di Remanzacco e
Faedis. L’identificazione dei numeri civici all’interno di ciascuna fascia, per i Comuni di Cividale del Friuli e
Remanzacco, dove i numeri civici erano georeferenziati, è stata effettuata con il software GIS Geomedia o
START2; per i Comuni dove i numeri civici non erano georeferenziati è stata effettuata con controlli sulla
cartografia e sopralluoghi.
Sono stati raccolti i dati anagrafici per i territori comunali compresi nell’area oggetto di studio per gli anni
2000, 2001,2002, 2003, 2004 e 2005: nome, cognome, sesso, data di nascita, di immigrazione, data di
decesso, di emigrazione, via e numero civico di residenza. Altri dati presenti nei data base anagrafici
(occupazione, ramo di attività, ecc.) in quanto i dati raccolti non sono molto rappresentativi.
I dati anagrafici raccolti sono stati trasformati dal formato Ascot o file di testo (formato nel quale sono
presenti in quasi tutti gli uffici anagrafici comunali – tranne Remanzacco) in formato Excel o Access per
poter essere collegati al database dei numeri civici identificati in ciascuna fascia.
214
215
Moimacco
E’ stata calcolata la distribuzione per sesso e classi d’età della popolazione residente in ciascuna fascia in
ciascun anno considerato (dal 2000 al 2005).
Come indicatori di effetto dell’esposizione all’inquinamento atmosferico sono stati scelti la mortalità per
tumori (ICD9 140-239), per malattie del sistema circolatorio (ICD9 390-459), per malattie respiratorie (ICD9
460-519) e mortalità per cause naturali esclusi traumatismi e avvelenamenti (ICD9 1-799).
Come già detto in precedenza sono stati individuati questi indicatori in quanto correlabili all’esposizione ad
inquinamento atmosferico secondo i principali studi epidemiologici. In particolare per l’esposizione al
PM10 vi sono studi epidemiologici che analizzano fra gli effetti a breve e/o lungo termine la mortalità per
malattie cardiovascolari e respiratorie (MISA I e II, APHEA, ecc.). Per quanto riguarda le neoplasie alcuni
metalli pesanti (cromo esavalente, cadmio, nichel, arsenico) presenti nelle emissioni sono cancerogeni;
nell’area in esame va comunque ribadito quanto già precisato nell’analisi dei dati ambientali misurati
dall’ARPA, e cioè che le concentrazioni di questi metalli pesanti in atmosfera è a concentrazioni troppo
basse per poter prevedere teoricamente degli effetti rilevabili.
E’ stata effettuata la standardizzazione per età e sesso dei tassi di mortalità per le cause sopraccitate, con il
metodo indiretto, il metodo più adatto per un numero di eventi osservati relativamente basso come nella
popolazione studiata, che è poco numerosa nelle singole fasce. I tassi di specifici di mortalità per sesso,
classe di età, grandi gruppi di cause presi come riferimento sono quelli calcolati dall’ISTAT per l’anno 2002
nella ripartizione geografica Nord-Est, reperibili nella banca dati Indicatori Socio Sanitari Regionali. Sono
stati quindi calcolati il numero di morti attese per maschi, femmine e complessive, per le cause scelte
(neoplasiche, cardiovascolari, respiratorie e naturali) in ciascuna fascia e in ciascun anno.
Dalla banca dati del Sistema Informativo Sanitario Regionale sono stati individuati i decessi nell’arco di
tempo considerato nei Comuni di Cividale del Friuli, Moimacco, Premariacco, Torreano, Faedis e
Remanzacco. Di questi sono stati individuati tramite l’indirizzo di residenza, i deceduti in ogni singola fascia.
Sono stati esclusi i domiciliati non residenti, in quanto i tassi standardizzati sui quali si è ricavato il numero
dei decessi attesi si riferiscono alla popolazione residente e non alla popolazione domiciliata.I deceduti
all’interno di ciascuna fascia sono stati suddivisi per sesso e causa di morte ISTAT, ed è stato calcolato il
numero di casi osservati all’interno di ciascuna fascia per ciascun anno. Infine sono stati calcolati gli SMR’s
(Standardized Mortality Ratios) per ciascuna fascia , cioè il rapporto tra i casi osservati e i casi attesi, e i
rispettivi limiti di confidenza inferiori e superiori, con un livello di confidenza del 95%. I risultati si
interpretano nel seguente modo: se sia il limite di confidenza inferiore che il superiore sono maggiori di 1
c’è il 95 per cento di probabilità che l’SMR sia superiore a 1. Per aumentare la significatività si è calcolato
l’SMR cumulativo per tutti gli anni.
215
216
Moimacco
Risultati
SMR
Per misurare la mortalità vengono utilizzate diverse misure di frequenza quali tassi grezzi di mortalità, tassi
specifici di mortalità e tassi standardizzati di mortalità.
I tassi grezzi di mortalità sono la misura più elementare e consistono nel numero di morti (per una
determinata causa o tutte le cause) in una popolazione determinata in un arco di tempo (ad esempio un
anno); rappresentano l’esperienza reale della popolazione e possono essere utili per la pianificazione
sanitaria e per definire l’allocazione delle risorse ma non per rilevare se nella popolazione c’è un effettivo
rischio maggiore di morire per determinate cause. I tassi grezzi di diverse popolazioni non sono
paragonabili in quanto le popolazioni sono differenti per la distribuzione di caratteristiche che influiscono
sulla mortalità (ad esempio in una popolazione in cui prevalgono le classi d’età più anziane i tassi grezzi
risulteranno più alti di quelli rilevati in una popolazione con un’alta percentuale di giovani, semplicemente
perché il rischio di morire è maggiore negli anziani rispetto ai giovani). I tassi grezzi dovranno essere corretti
per l’effetto dovuto a queste caratteristiche, (l’età , il sesso ma anche altre come ad esempio l’indice di
deprivazione) mediante la standardizzazione. I tassi specifici di mortalità sono il rapporto tra i morti in un
sottogruppo (o strato) della popolazione con le stesse caratteristiche (ad es. classe d’età da 50 a 59 anni, da
60 a 64, ecc.) e il numero di persone che appartengono al sottogruppo. Un confronto di tutti i tassi specifici
(per età ad esempio) crea problemi di comprensione dato che questi sono troppo numerosi, e quindi è utile
avere degli indici sintetici che tengano conto della distribuzione della caratteristiche della popolazione. Il
metodo più diffuso è la standardizzazione dei tassi; questo metodo ha lo scopo di eliminare o ridurre
l’influenza di una o più variabili che si ritiene possano deformare i tassi a confronto o che possano essere
dei fattori di confondimento (è infatti uno dei metodi per il controllo dei fattori di confondi mento, che
possono essere oltre all’età e al sesso, anche la classe sociale, le abitudini di vita, l’occupazione, ecc.).
I metodi più usati sono la standardizzazione indiretta e la standardizzazione diretta.
I tassi standardizzati sono medie ponderate dei tassi specifici: nella standardizzazione diretta i pesi sono
forniti dalla popolazione standard di riferimento (e i tassi spesici di mortalità sono quelli della popolazione
allo studio), nella standardizzazione indiretta i pesi sono quelli della popolazione allo studio ( e i tassi
specifici sono quelli della popolazione di riferimento).Con il metodo della standardizzazione diretta bisogna
conoscere i tassi specifici (per classe d’età, sesso o altre caratteristiche) della popolazione allo studio e la
distribuzione delle caratteristiche (classi d’età, sesso o altro) in una popolazione standard.
Con il metodo della standardizzazione indiretta si ottengono gli SMR. Gli SMR (Standardiized Mortalità
Ratio) o Rapporti standardizzati di mortalità sono i rapporti tra il numero di morti per una determinata
malattia che si sono osservati nella popolazione allo studio (casi osservati - O -) e i casi che si
verificherebbero nella popolazione se i tassi fossero quelli standard di una popolazione di riferimento (casi
attesi - A -) . per calcolare i casi attesi bisogna conoscere i tassi specifici di mortalità nella popolazione di
riferimento, specifici per determinate classi d’età, sesso, (o eventualmente per altre caratteristiche definite,
come l’indice di deprivazione) e il numero di persone nella popolazione allo studio che appartengono alle
stesse classi d’età, sesso (o ad altre caratteristiche definite ) Per ottenere i casi attesi si sommano i casi
attesi per singola fascia d’età (o sesso o altra definita caratteristica) ottenuti moltiplicando i tassi specifici
standard per singola classe d’età per il numero di appartenenti alla singola classe d’età nella popolazione
allo studio. Il metodo sopradescritto è definito standardizzazione indiretta e viene utilizzato per correggere
i tassi grezzi di mortalità dalle distorsioni determinate dalla diversa distribuzione dell’età (o di sesso o di
altre caratteristiche) nella popolazione allo studio.
Gli SMR vengono utilizzati anche negli studi di coorte ed è una misura analoga al rischio relativo (RR) o
all’odds ratio (OR) utilizzato negli studi caso controllo.
Se un SMR è superiore ad 1 significa che c’è un eccesso di mortalità Per valutare un SMR dobbiamo però
conoscere anche l’intervallo di confidenza in quanto l’SMR è una stima. Se sia il limite di confidenza (al 95%)
inferiore che il superiore sono superiori all’unità significa che c’è il 95% di probabilità che l’SMR sia
216
217
Moimacco
compreso nell’intervallo tra i due limiti e sia quindi superiore all’unità, e quindi ci sia un eccesso di mortalità
rispetto alla popolazione di riferimento. 178
SMR anni 2000 – 2005
Nell’analisi effettuata si è rilevato un eccesso di mortalità per cause naturali in maschi, femmine e totale, e
per cause cardiovascolari in femmine e totale nella fascia tra 3 e 3,5 km. Si è rilevato inoltre un eccesso di
mortalità per neoplasie totale nella fascia 2-2,5Km e per malattie del sistema circolatorio in femmine nella
fascia 3,5-4 km. Per queste cause di morte i rapporti standardizzati di mortalità (SMR) sono risultati
superiori all’unità in maniera statisticamente significativa (anche il limite di confidenza inferiore era
superiore all’unità).
Per valutare quanto di questi eccessi sia dovuto a variabilità intrinseca si è quindi utilizzata una tecnica di
controllo statistico dei processi, i tunnel Plot; i risultati di questa analisi verranno illustrati nel paragrafo
successivo.
Per quanto riguarda l’eccesso nella fascia 3-3,5km, questo fatto può essere spiegabile con la presenza in
tale area della Casa di Riposo; infatti nonostante la standardizzazione per età della popolazione, è probabile
che nella Casa di Riposo siano residenti persone che a parità di età dei residenti all’esterno siano più
frequentemente affetti da patologie gravi; questo effetto è stato riscontrato anche in altri studi fra i quali
uno riguardava un piccolo comune toscano dove era presente una grande Casa di Riposo 179 e uno in un
piccolo comune rurale in Gran Bretagna 180.
178
Per il calcolo dei SMR e dei limiti di confidenza è stato utilizzato il programma open source Open Epi Version 2.2.1. I limiti di
confidenza sono stati calcolati al 95% con il Mid-P exact test che è il metodo consigliato dai realizzatori del software,(l’altro exact
test , il Fisher exact test non è il test di default) in particolare se il numero di morti osservate è minore o uguale a 5 (come si verifica
in alcune fasce per la mortalità respiratoria), e anche se le morti osservate sono più numerose. In questo caso possono essere
adoperati anche altri metodi (Byar approximation, Rothman/Greenland method, Ury and Wiggins method, Vaderbroucke method).
I limiti di confidenza sono comunque stati calcolati anche con questi metodi ma la significatività dei risultati comunque non variava
"Mid-P exact test" using Miettinen's (1974d) modification, as described in Epidemiologic Analysis with a Programmable Calculator,
1979.
"Fisher exact test" based on the formula (Armitage,1971; Snedecor & Cochran,1967), as described in Epidemiologic Analysis with a
Programmable Calculator, 1979.
"Byar approx. Poisson Method" as described in Rothman and Boice, Epidemiologic Analysis with a Programmable Calculator, 1979.
"Rothman/Greenland" as described in Rothman and Greenland, Modern Epidemiology (2nd Ed).
Ury HK, Wiggins AD. Another shortcut method for calculating the confidence interval of a poisson variable (or of a standardized
mortality ratio). Am J Epidemiol 1985; 122; 197-8.
Vandenbroucke JP. A shortcut method for calculating the 95 percent confidence interval of the standardized mortality ratio (Letter).
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riposo”. Epidemiologia & Prevenzione 2004; 2: 83-86.
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Gardner MJ, Winter PD. Mapping small area cancer mortalità: a residential coding story. J Epidemiol Community Health 1984;
38: 81-84
217
218
Moimacco
SMR per neoplasie in maschi nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
inferiore
0
0,380
0,803
0,377
0,812
0,585
0,544
0,718
Limite confidenza.
superiore
0
7,492
1,876
1,246
1,961
1,173
1,022
1,697
Limite confidenza
inferiore
0
0,066
0,260
0,606
0,920
0,651
0,747
0,739
Limite confidenza.
superiore
0
6,515
1,973
2,005
2,397
1,389
1,326
2,052
SMR per neoplasie totale (maschi e femmine) nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
inferiore
0-0,5 km
0
0
0
0
0,5-1km
3
1,925
1.558
0.3964
1-1,5 km
12
12,672
0.947
0.5131
1,5-2 km
22
24,130
0.912
0.586
2-2,5 km
37
26,355
1.404
1.003
2,5-3 km
59
65,704
0.898
0.6898
3-3,5 km
86
100,790
0.853
0.687
3,5-4 km
36
32,116
1.121
0.797
Limite confidenza.
superiore
0
4.241
1.61
1.358
1.915
1.15
1.049
1.535
0-0,5 km
0,5-1km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
0
2
8
11
20
32
39
21
0
0,881
8,096
15,335
15,467
38,041
51,664
18,584
0
2,267
0,459
0,717
1,293
0,841
0,755
1,130
SMR per neoplasie in femmine nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
0-0,5 km
0,5-1km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
0
1
4
11
17
27
47
15
0
0,757
4,891
9,533
11,123
27,872
46,772
11,786
0
1,321
0,818
1,153
1,528
0,968
1,005
1,272
SMR per cause naturali in maschi nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
0-0,5 km
0,5-1km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
0
3
18
31
41
99
165
39
0
2,85
21,78
41,58
40,12
102,98
136,14
44,99
0
1.053
0.826
0.746
1,022
0.961
1.212
0.867
Limite confidenza
inferiore
0
0.268
0.505
0.516
0,743
0.786
1.037
0.625
Limite confidenza.
superiore
0
2.865
1.281
1.045
1,373
1.165
1.408
1.173
218
219
Moimacco
SMR per cause naturali in femmine nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
inferiore
0
0.395
0.347
0.640
0.750
0.750
1.167
0.840
Limite confidenza.
superiore
0
2.996
1.148
1.348
1.396
1.136
1.495
1.456
SMR per cause naturali totali (maschi e femmine) nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
inferiore
0-0,5 km
0
0
0
0
0,5-1km
7
6,248
1.167
0.510
1-1,5 km
29
37,575
0.779
0.527
1,5-2 km
59
69,699
0.846
0.650
2-2,5 km
81
78,496
1.032
0.825
2,5-3 km
188
198,846
0.9455
0.817
3-3,5 km
415
331,054
1.254
1.137
3,5-4 km
90
91,088
0.988
0.799
Limite confidenza.
superiore
0
2.308
1.094
1.084
1.276
1.088
1.379
1.209
SMR per malattie dell’apparato respiratorio in maschi nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
inferiore
0-0,5 km
0
0
0
0
0,5-1km
0
0,20
0
0
1-1,5 km
1
1,69
0,592
0.030
1,5-2 km
3
4,90
0.612
0.156
2-2,5 km
2
3,01
0.664
0.111
2,5-3 km
5
8,13
0.615
0.225
3-3,5 km
15
10,43
1.438
0.836
3,5-4 km
3
3,03
0.9901
0.252
Limite confidenza.
superiore
0
0
2,918
1.666
2.195
1.363
2.319
2.695
SMR per malattie dell’apparato respiratorio in femmine nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
inferiore
0-0,5 km
0
0
0
0
0,5-1km
1
0,16
6.25
0.313
1-1,5 km
1
0,79
1.266
0.063
1,5-2 km
2
1,68
1.19
0.1996
2-2,5 km
2
2,35
0.851
0.1427
2,5-3 km
4
5,83
0.686
0.218
3-3,5 km
15
12,41
1.209
0.702
3,5-4 km
0
2,73
0
0
Limite confidenza.
superiore
0
30.82
6.243
3.933
2.812
1.655
1.949
0
0-0,5 km
0,5-1km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
0
4
11
28
40
89
250
51
0
3,22
16,66
29,62
38,64
95,92
188,93
45,69
0
1.242
0.660
0.945
1.035
0.928
1.323
1.116
219
220
Moimacco
SMR per malattie dell’apparato respiratorio totale (maschi e femmine)nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
Limite confidenza.
inferiore
superiore
0-0,5 km
0
0
0
0
0
0,5-1km
1
0,449
2.227
0.111
10.98
1-1,5 km
2
2,531
0.7902
0.132
2.611
1,5-2 km
5
4,583
1.091
0.400
2.418
2-2,5 km
4
5,327
0.7509
0.239
1.811
2,5-3 km
9
13,635
0.6601
0.322
1.211
3-3,5 km
30
23,947
1.253
0.861
1.766
3,5-4 km
3
5,921
0.5067
0.1289
1.379
SMR per malattie del sistema circolatorio in maschi nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati attesi
SMR
Limite
confidenza
inferiore
0-0,5 km
0
0
0
0
0,5-1km
0
1,01
0
0
1-1,5 km
7
8,07
0.867
0.379
1,5-2 km
15
15,37
0.976
0.567
2-2,5 km
13
15,42
0.843
0.469
2,5-3 km
39
38
1.026
0.740
3-3,5 km
65
51,46
1.263
0.983
3,5-4 km
11
18,55
0.593
0.312
Limite
confidenza.
superiore
0
0
1.716
1.574
1.405
1.389
1.600
1.031
SMR per malattie del sistema circolatorio in femmine nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
inferiore
0-0,5 km
0
0
0
0
0,5-1km
2
0,82
2.439
0.409
1-1,5 km
4
4,86
0.823
0.261
1,5-2 km
12
9,5
1.263
0.684
2-2,5 km
16
11,09
1.443
0.854
2,5-3 km
38
27,84
1.365
0.9797
3-3,5 km
117
46,7
2.505
2.081
3,5-4 km
26
13,55
1.919
1.280
Limite confidenza.
superiore
0
8.058
1.985
2.147
2.293
1.854
2.991
2.771
SMR per malattie del sistema circolatorio totale (maschi e femmine) nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
Limite confidenza.
inferiore
superiore
0-0,5 km
0
0
0
0
0
0,5-1km
2
2,915
0.686
0.115
2.267
1-1,5 km
11
16,504
0.666
0.350
1.158
1,5-2 km
27
30,031
0.899
0.605
1.29
2-2,5 km
29
34,767
0.834
0.570
1.182
2,5-3 km
77
88,895
0.866
0.688
1.077
3-3,5 km
182
154,687
1.177
1.015
1.357
3,5-4 km
37
39,057
0.9473
0.677
1.292
220
221
Moimacco
Controllo statistico dei processi
Funnel Plot
Il controllo statistico dei processi è un metodo utilizzato già da molti decenni nel controllo dei processi
produttivi industriali, per individuare anomalie. Attraverso questo metodo si cerca di individuare unità
produttive o singole fasi in un processo industriale fuori controllo statistico. Con il termine "fuori controllo
statistico" sui intende unità produttive o fasi di un processo produttivo le cui differenze non possono essere
spiegate dalla variabilità statistica intrinseca a qualunque processo, ma ad una variabilità estrinseca della
quale vanno cercate le cause (per risolvere l'anomalia del processo produttivo, o riparare il guasto).
Questo controllo statistico può essere fatto nello spazio (ovvero si confrontano diverse unità produttive) o
nel tempo (si confrontano le variazioni della stessa unità produttiva in un arco di tempo) o entrambe. Per il
confronto nello spazio il metodo più utilizzato è il Funnel Plot (o diagramma ad imbuto), per il controllo nel
tempo vengono utilizzate le Control Chart (o Shewart Chart, dal nome dell'ideatore) o altre tecniche (SChart, Cusum Chart, ecc.).
Da alcuni anni questi metodi vengono utilizzati anche in medicina, principalmente per il confronto delle
performance di strutture sanitarie (ad esempio i tassi di mortalità in diversi reparti di cardiochirurgia per
determinati interventi, o nello stesso reparto in un determinato arco di tempo, oppure il tasso di
complicanze del diabete in differenti aziende sanitarie). II metodo è utilizzato anche in studi di metanalisi,
ovvero quella tecnica epidemiologica nella quale vengono analizzati più studi epidemiologici diversi per
pervenire a conclusioni più generali (avendo una casistica più ampia); con gli studi di metanalisi si sono
studiati ad esempio gli effetti sanitari dell'esposizione al PM10 e all'ozono (MI5A 1, MI5A 2, APHEA).
Il controllo statistico dei processi è stato infine recentemente proposto anche per il confronto tra i rapporti
standardizzati di mortalità in diverse aree geografiche (specificata mente con la tecnica del Funnel Plot).
Con l'analisi dei dati mediante funnel plot la mortalità per cause naturali nelle femmine e totale e per cause
cardiovascolari nelle femmine si è confermata fuori controllo statistico, ovvero non spiegabile con la
variabilità intrinseca.
Alcuni riferimenti bibliografici sull'argomento sono i seguenti:
(1) Association of Public Health Observatories (APHO) network of 12 public health observatories (PHOs)
working across the five nations of England, Scotland, Wales, Northern Ireland and the Republic of Ireland.
Technical Briefing December 2007 - Issue 2 Statistical process control methods in public health intelligence
(2) Mohammed MA, Cheng KK, Rouse A, Marshall T. Bristol, Shipman, and clinical governance: Shewhart’s
forgotten lessons. Lancet 2001 Feb 10;357(9254): 463-7.
(3) Mohammed MA, Cheng KK, Rouse A, Marshall T, Duffy J. Was Bristol an outlier? Lancet 2001 Dec
15;358(9298):2083-4
(4)Spiegelhalter D. Funnel plots for institutional comparison. Qual Saf Health Care 2002 Dec;11(4):
390-1.
221
Moimacco
Funnel plot SMR neoplasie maschi
200
150
Data
SMR
Average
2SD limits
3SD limits
100
50
0
0
10
20
30
40
50
morti attese
Source: Anni 2000-2005
Funnel Plot SMR neoplasie femmine
200
150
Data
Average
SMR
222
2SD limits
3SD limits
100
50
0
0
10
20
30
40
50
morti attese
222
Moimacco
Funnel Plot SMR neoplasie totale (maschi e femmine)
160
150
140
SMR
130
Data
Average
2SD limits
120
3SD limits
110
100
90
80
0
20
40
60
80
100
morti attese
Funnel Plot SMR naturali maschi
130
120
110
Data
SMR
223
Average
2SD limits
100
3SD limits
90
80
70
0
20
40
60
80
100
120
140
morti attese
223
Moimacco
Funnel Plot naturale femmine
140
130
120
SMR
110
Data
Average
2SD limits
100
3SD limits
90
80
70
60
0
50
100
150
200
morti attese
Funnel Plot naturale totale (maschi e femmine)
130
120
110
Data
SMR
224
Average
2SD limits
100
3SD limits
90
80
70
0
50
100
150
200
250
300
350
morti attese
224
Moimacco
Funnel Plot SMR respiratorio maschi
150
140
130
120
Data
SMR
110
Average
2SD limits
100
3SD limits
90
80
70
60
50
0
2
4
6
8
10
morti attese
Funnel Plot SMR respiratorio femmine
130
120
110
Data
100
Average
SMR
225
2SD limits
3SD limits
90
80
70
60
0
2
4
6
8
10
12
14
morti attese
225
Moimacco
Funnel Plot SMR respiratorio totale (maschi e femmine)
220
200
180
SMR
160
Data
Average
140
2SD limits
3SD limits
120
100
80
60
40
0
5
10
15
20
25
morti attese
Funnel Plot SMR cardiocircolatorio maschi
130
120
110
100
SMR
226
Data
Average
2SD limits
90
3SD limits
80
70
60
50
0
10
20
30
40
50
morti attese
226
Moimacco
Funnel Plot SMR cardiocircolatorio femmine
260
240
220
200
SMR
Data
Average
180
2SD limits
3SD limits
160
140
120
100
80
0
10
20
30
40
50
morti attese
Funnel Plot SMR cardiocircolatorio totale (maschi e femmine)
130
Enter Y-axis Label Here (Indirectly Standardised
Ratio)
227
120
110
Data
100
Average
2SD limits
3SD limits
90
80
70
60
0
20
40
60
80
100
120
140
160
Enter X-axis Label Here (Expected Events)
Source: Enter Source Here
227
228
Moimacco
Stone test
Il test di Stone è un test non parametrico per verificare la significatività del gradiente rischio in funzione
della distanza da una sorgente puntiforme di inquinamento. L’ipotesi nulla è che l’esposizione non cresce al
crescere della distanza ma rimane costante o decresce (Stone R A, Investigation of excess environmental
risk around putative sources: statistical problems and a proposed test. Stat Med, 1988: 7: 649-60). Il
metodo di applicazione del test consiste :
•
Nella costruzione di aree circolari concentriche, incentrate sulla sorgente puntiforme;
•
Nel calcolo del rapporto tra osservati e attesi e redistribuzione (con simulazione Monte Carlo) dei
casi osservati in base agli attesi;
•
Nella esecuzione di due diverse statistiche con standardizzazione interna:
- Poisson maximum test: basato sul massimo valore (cumulativo) di SMRcalcolato sulle corone
circolari.
- Rapporto di verosimiglianza che considera tutti gli SMR
(Lagazio C. Assesment of disease risk in proximity of source of environmental pollution: a review. Epidemiol
Prev,1995 Jun; 19 (63): 168-74) Il test di Stone è stato applicato a tutte le analisi effettuate per verificare
l’esistenza di una relazione decrescente tra distanza dalla fonte inquinante e rischio e il corrispondente
livello di significatività statistica. Per ogni cerchio concentrico attorno all’ipotetica fonte inquinante sono
stati riportati il numero di casi (sotto l’assunzione che seguano una distribuzione di Poisson con media
proporzionale ai corrispondenti valori attesi), di attesi, l’SMR corredato di significatività statistica (IC 95%).
I test danno valori del massimo valore cumulativo di SMR corrispondente ad un raggio di 1 km per le
neoplasie nei maschi e per malattie dell’apparato respiratorio nelle femmine statisticamente significativi,
ma il trend (il Monte Carlo p-level) non è statisticamente significativo (è maggiore di 0,05) in entrambi i casi
(p = 0,318932 per le neoplasie in maschi e p = 0.210721 per le malattie dell’apparato respiratorio in
femmine). Dopo avere eliminato la popolazione residente nella Casa di Riposo il test di Stone da il massimo
valore cumulativo di SMR corrispondente ad un raggio di 1 km anche per malattie dell’apparato
respiratorio totali statisticamente significativo, ma in tutti i casi ma il trend non è statisticamente
significativo.
Maschi neoplasie
STONE TEST
Areas were aggregated
Test based on the maximum relative risk
The value of the test statistic is 2.2701
corresponding to a radius of 1.0
The Monte Carlo p-level is equal to 0.042904
The circle with maximum SMR includes the following areas
Area1
Likelihood ratio test
Null hypothesis H0: SMR= 0.89824
SMR obtained with isotonic regression
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
SMR | OBS EXP SMR | OBS EXP SMR
1 0.0 - 1.0 2.2701 | 2 0.881 2.2701 | 2 0.881 2.2701
2 1.0 - 1.5 1.0026 | 8 8.096 0.9881 | 10 8.977 1.1140
3 1.5 - 2.0 1.0026 | 11 15.335 0.7173 | 21 24.312 0.8638
4 2.0 - 2.5 1.0026 | 20 15.467 1.2931 | 41 39.779 1.0307
5 2.5 - 3.0 0.8496 | 32 38.041 0.8412 | 73 77.820 0.9381
6 3.0 - 3.5 0.8496 | 39 51.664 0.7549 | 112 129.484 0.8650
7 3.5 -***** 0.8496 | 21 18.584 1.1300 | 133 148.068 0.8982
228
229
Moimacco
Femmine neoplasie
STONE TEST
Area1
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 1.3210 | 1 0.757 1.3210 | 1 0.757 1.3210
2 1.0 - 1.5 1.2526 | 4 4.891 0.8178 | 5 5.648 0.8853
3 1.5 - 2.0 1.2526 | 11 9.533 1.1539 | 16 15.181 1.0539
4 2.0 - 2.5 1.2526 | 17 11.123 1.5284 | 33 26.304 1.2546
5 2.5 - 3.0 1.0297 | 27 27.872 0.9687 | 60 54.176 1.1075
6 3.0 - 3.5 1.0297 | 47 46.772 1.0049 | 107 100.948 1.0600
7 3.5 -***** 1.0297 | 15 11.786 1.2727 | 122 112.734 1.0822
Totale Neoplasie
STONE TEST
Area1
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 1.5584 | 3 1.925 1.5584 | 3 1.925 1.5584
2 1.0 - 1.5 1.1242 | 12 12.672 0.9470 | 15 14.597 1.0276
3 1.5 - 2.0 1.1242 | 22 24.130 0.9117 | 37 38.727 0.9554
4 2.0 - 2.5 1.1242 | 37 26.355 1.4039 | 74 65.082 1.1370
5 2.5 - 3.0 0.9113 | 59 65.704 0.8980 | 133 130.786 1.0169
6 3.0 - 3.5 0.9113 | 86 100.790 0.8533 | 219 231.576 0.9457
7 3.5 -***** 0.9113 | 36 32.116 1.1209 | 255 263.692 0.9670
229
230
Moimacco
Naturale maschi
STONE TEST
Area1
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 1.0526 | 3 2.850 1.0526 | 3 2.850 1.0526
2 1.0 - 1.5 1.0333 | 18 21.780 0.8264 | 21 24.630 0.8526
3 1.5 - 2.0 1.0333 | 31 41.580 0.7456 | 52 66.210 0.7854
4 2.0 - 2.5 1.0333 | 41 40.120 1.0219 | 93 106.330 0.8746
5 2.5 - 3.0 1.0333 | 99 102.980 0.9614 | 192 209.310 0.9173
6 3.0 - 3.5 1.0333 | 165 136.140 1.2120 | 357 345.450 1.0334
7 3.5 -***** 0.8669 | 39 44.990 0.8669 | 396 390.440 1.0142
Naturale femmine
STONE TEST
Area1
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 1.2422 | 4 3.220 1.2422 | 4 3.220 1.2422
2 1.0 - 1.5 1.1304 | 11 16.660 0.6603 | 15 19.880 0.7545
3 1.5 - 2.0 1.1304 | 28 29.620 0.9453 | 43 49.500 0.8687
4 2.0 - 2.5 1.1304 | 40 38.640 1.0352 | 83 88.140 0.9417
5 2.5 - 3.0 1.1304 | 89 95.920 0.9279 | 172 184.060 0.9345
6 3.0 - 3.5 1.1304 | 250 188.930 1.3232 | 422 372.990 1.1314
7 3.5 -***** 1.1162 | 51 45.690 1.1162 | 473 418.680 1.1297
230
231
Moimacco
Totale natural
STONE TEST
Area1
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 1.1204 | 7 6.248 1.1204 | 7 6.248 1.1204
2 1.0 - 1.5 1.0787 | 29 37.575 0.7718 | 36 43.822 0.8215
3 1.5 - 2.0 1.0787 | 59 69.699 0.8465 | 95 113.521 0.8368
4 2.0 - 2.5 1.0787 | 81 78.496 1.0319 | 176 192.017 0.9166
5 2.5 - 3.0 1.0787 | 188 198.846 0.9455 | 364 390.863 0.9313
6 3.0 - 3.5 1.0787 | 415 331.054 1.2536 | 779 721.917 1.0791
7 3.5 -***** 0.9881 | 90 91.088 0.9881 | 869 813.005 1.0689
Cardiocircolatorio maschi
STONE TEST
Area1 , Area2 , Area3, Area4, Area5, Area6
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 1.0748 | 0 1.010 0.0000 | 0 1.010 0.0000
2 1.0 - 1.5 1.0748 | 7 8.070 0.8674 | 7 9.080 0.7709
3 1.5 - 2.0 1.0748 | 15 15.370 0.9759 | 22 24.450 0.8998
4 2.0 - 2.5 1.0748 | 13 15.420 0.8431 | 35 39.870 0.8779
5 2.5 - 3.0 1.0748 | 39 38.000 1.0263 | 74 77.870 0.9503
6 3.0 - 3.5 1.0748 | 65 51.460 1.2631 | 139 129.330 1.0748
7 3.5 -***** 0.5930 | 11 18.550 0.5930 | 150 147.880 1.0143
231
232
Moimacco
Cardiocircolatorio femmine
STONE TEST
Area1
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 2.4390 | 2 0.820 2.4390 | 2 0.820 2.4390
2 1.0 - 1.5 1.8760 | 4 4.860 0.8230 | 6 5.680 1.0563
3 1.5 - 2.0 1.8760 | 12 9.500 1.2632 | 18 15.180 1.1858
4 2.0 - 2.5 1.8760 | 16 11.090 1.4427 | 34 26.270 1.2943
5 2.5 - 3.0 1.8760 | 38 27.840 1.3649 | 72 54.110 1.3306
6 3.0 - 3.5 1.8760 | 117 46.700 2.5054 | 189 100.810 1.8748
7 3.5 -***** 1.8760 | 26 13.550 1.9188 | 215 114.360 1.8800
Cardiocircolatorio totale
STONE TEST
Area1 , Area2 , Area3 , Area4, Area5, Area6
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 1.0006 | 2 2.915 0.6862 | 2 2.915 0.6862
2 1.0 - 1.5 1.0006 | 11 16.504 0.6665 | 13 19.419 0.6694
3 1.5 - 2.0 1.0006 | 27 30.031 0.8991 | 40 49.450 0.8089
4 2.0 - 2.5 1.0006 | 29 34.767 0.8341 | 69 84.217 0.8193
5 2.5 - 3.0 1.0006 | 77 88.895 0.8662 | 146 173.112 0.8434
6 3.0 - 3.5 1.0006 | 182 154.687 1.1766 | 328 327.800 1.0006
7 3.5 -***** 0.9473 | 37 39.057 0.9473 | 365 366.856 0.9949
232
233
Moimacco
Respiratorio maschi
STONE TEST
The value of the test statistic is 0.9239 corresponding to a radius of *****
The circle with maximum SMR includes the following areas. Area 1,2,3,4,5,6,7
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 0.9239 | 0 0.200 0.0000 | 0 0.200 0.0000
2 1.0 - 1.5 0.9239 | 1 1.690 0.5917 | 1 1.890 0.5291
3 1.5 - 2.0 0.9239 | 3 4.900 0.6122 | 4 6.790 0.5891
4 2.0 - 2.5 0.9239 | 2 3.010 0.6645 | 6 9.800 0.6122
5 2.5 - 3.0 0.9239 | 5 8.130 0.6150 | 11 17.930 0.6135
6 3.0 - 3.5 0.9239 | 15 10.430 1.4382 | 26 28.360 0.9168
7 3.5 -***** 0.9239 | 3 3.030 0.9901 | 29 31.390 0.9239
Respiratorio femmine
STONE TEST
The value of the test statistic is 6.2500 corresponding to a radius of 1.0
The circle with maximum SMR includes the following areas Area1
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
SMR OBS EXP SMR | OBS EXP SMR
1 0.0 - 1.0 6.2500 | 1 0.160 6.2500 | 1 0.160 6.2500
2 1.0 - 1.5 1.2658 | 1 0.790 1.2658 | 2 0.950 2.1053
3 1.5 - 2.0 1.1905 | 2 1.680 1.1905 | 4 2.630 1.5209
4 2.0 - 2.5 0.9005 | 2 2.350 0.8511 | 6 4.980 1.2048
5 2.5 - 3.0 0.9005 | 4 5.830 0.6861 | 10 10.810 0.9251
6 3.0 -***** 0.9005 | 15 15.140 0.9908 | 25 25.950 0.9634
233
234
Moimacco
Respiratorio totale
STONE TEST
The value of the test statistic is 2.2272 corresponding to a radius of 1.0
The circle with maximum SMR includes the following areas Area1
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0
2 1.0 - 1.5
3 1.5 - 2.0
4 2.0 - 2.5
5 2.5 - 3.0
6 3.0 - 3.5
7 3.5 -*****
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
SMR |OBS EXP SMR | OBS EXP SMR
2.2272 | 1 0.449 2.2272 | 1 0.449 2.2272
0.9995 | 2 2.531 0.7902 | 3 2.980 1.0067
0.9995 | 5 4.583 1.0910 | 8 7.563 1.0578
0.9995 | 4 5.327 0.7509 | 12 12.890 0.9310
0.9995 | 9 13.635 0.6601 | 21 26.525 0.7917
0.9995 | 30 23.947 1.2528 | 51 50.472 1.0105
0.5067 | 3 5.921 0.5067 | 54 56.393 0.9576
234
235
Moimacco
Conclusioni
In conclusione lo studio diretto degli effetti sanitari correlabili (mortalità per cause naturali, neoplasie,
malattie cardiovascolari e respiratorie negli anni dal 2000 al 2005) con l’esposizione all’inquinamento della
popolazione residente nelle vicinanze della zona industriale (fino a 4 km da questa,nei comuni di Cividale
del Friuli, Moimacco, Premariacco, Torreano, Remanzacco e Faedis) non ha evidenziato eccessi di mortalità
statisticamente significativi o aumenti della stessa con l’avvicinarsi alla zona industriale. Questi risultati
sono in linea con l’analisi dei dati ambientali, che hanno evidenziato livelli di inquinamento atmosferico
nelle zone residenziali, non particolarmente elevati. Sono anche in linea con la valutazione del rischio o risk
assessment dalla quale non è emerso un rischio significativo nella popolazione esposta alle concentrazioni
rilevate nel corso del monitoraggio effettuato dall’ARPA, pur con i limiti insiti in tale stima basata oltretutto
su una serie di dati limitata nel tempo. Il fatto che gli inquinanti emessi nella zona industriale
probabilmente non producano concentrazioni particolarmente elevate nelle zone residenziali circostanti
e verosimilmente non causino direttamente effetti sanitari evidenti nella popolazione residente nelle
aree residenziali limitrofe, non significa che queste emissioni non contribuiscano in maniera significativa
all’inquinamento di un area più vasta, ed ai conseguenti effetti sanitari di questo e vadano pertanto
ridotti il più possibile.
1) Dall’esame dei rapporti tra casi attesi e casi osservati nelle diverse fasce non si rilevano rapporti
statisticamente significativi superiori nelle aree più vicine alla sorgente dell’inquinamento atmosferico
rispetto alle aree più lontane per tutti gli indicatori di effetto prescelti (mortalità per tumori, per malattie
cardiocircolatorie, respiratorie e mortalità generale per cause non accidentali). Ciò, d’altronde,
confermerebbe la valutazione dei risultati del monitoraggio effettuato dall’ARPA e degli effetti sanitari
stimabili dei livelli di inquinanti rilevati dalle centraline dell’ARPA nelle zone residenziali, che, come detto in
precedenza, erano bassi. L’unica fascia dove sono stati riscontrati rapporti tra casi attesi e osservati
le4ggermente superiori in alcuni anni nella mortalità per tutte le cause naturali è quella tra 3 e 3,5 km dove
si trova la casa di riposo. Questo fatto può essere spiegabile con la presenza in tale area della Casa di
Riposo; infatti nonostante la standardizzazione per età della popolazione, è probabile che nella Casa di
Riposo siano residenti persone che a parità di età dei residenti all’esterno siano più frequentemente affetti
da patologie gravi; questo effetto è stato riscontrato anche in altri studi fra i quali uno riguardava un
piccolo comune toscano dove era presente una grande Casa di Riposo 181 e uno in un piccolo comune rurale
in Gran Bretagna 182.
Nonostante questi risultati, comunque, è sempre opportuno che nelle sorgenti industriali
dell’inquinamento atmosferico presenti nella Zona Industriale vengano utilizzate le migliori tecniche per
ridurre ed abbattere il più possibile le emissioni in modo da abbassare i livelli di inquinamento rilevati
all’interno della Z.I.. Come gia detto in precedenza, va precisato che per i lavoratori valgono limiti diversi
rispetto a quelli considerati all’esterno delle industrie ( quali i TLW, TLW-STEL, TLW-C) e per valutare il
rispetto di tali limiti le concentrazioni devono essere misurate all’interno delle industrie. Gli inquinanti
misurati sono in genere diversi da quelli misurati nell’ambiente esterno e specifici per ogni diversa attività
industriale e talvolta per le diverse mansioni all’interno dell’attività industriale. I valori di tali limiti sono in
genere significativamente più elevati di quelli stabiliti dalla normativa, dalle Organizzazioni sanitarie o dalla
letteratura scientifica per la popolazione generale, in quanto si considera una esposizione per un periodo di
tempo più limitato ((8 ore al dì per 5 giorni la settimana) una popolazione esposta adulta e sana.
Comunque all’interno della Z.I. non risulta esserci popolazione stabilmente residente .
In sintesi da questa indagine sulla popolazione residente nelle vicinanze della Z.I. non sono emersi aumenti
della mortalità, generale e per le cause specifiche individuate, correlabili con l’inquinamento.
Consideriamo comunque la presente indagine come parte di un insieme di azioni di sorveglianza sanitaria
181
Chellini A, Lo Presti E, Mazzoni G. Biggeri A .Un insolito eccesso di mortalità in un piccolo comune toscano e l’”effetto casa di
riposo”. Epidemiologia & Prevenzione 2004; 2: 83-86.
182
Gardner MJ, Winter PD. Mapping small area cancer mortalità: a residential coding story. J Epidemiol Community Health 1984;
38: 81-84
235
236
Moimacco
che dovrà continuare nel tempo, parallelamente al monitoraggio ambientale e sarà suscettibile di ulteriori
affinamenti.
2) Con l’applicazione delle migliori tecniche disponibile per la riduzione delle emissioni diffuse e a camino
nell’ambito delle autorizzazioni ambientali integrate a cui sono sottoposte le maggiori industrie della zona
anche l’inquinamento atmosferico e i fumi (legati principalmente a emissioni diffuse che si verificano in
determinate fasi dei cicli produttivi) dovrebbero ridursi. Nel caso dovessero persistere segnalazioni di
disturbi, anche dopo l’applicazione di tali tecniche, si potrebbe effettuare un ulteriore indagine, sentito il
parere dell’Osservatorio Epidemiologico Ambientale Regionale, di recente istituzione, in merito alla
fattibilità dello stesso.
3) Qualunque ampliamento dell’indagine effettuata (ad esempio ampliamento dell’arco di tempo analizzato
a più anni) ha, a nostro parere, come prerequisiti l’estensione della georeferenziazione dei numeri civici a
tutti i Comuni, il collegamento dei numeri civici georeferenziati con i data base anagrafici, la stima delle
concentrazioni in tutta l’area da studiare mediante modelli di dispersione.
236
237
Moimacco
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Moimacco
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240
241
Moimacco
Riassunto
Titolo indagine e breve descrizione
Indagine epidemiologica sulla popolazione residente nelle vicinanze della Zona Industriale di Cividale del
Friuli e Moimacco.
Premessa ed obiettivi
Nell’ambito del gruppo di lavoro costituito dal Servizio di Igiene Ambientale del Dipartimento di
Prevenzione dell’A.S.S. n. 4 “Medio Friuli”, Agenzia per la Protezione Ambientale del Friuli Venezia Giulia –
Dipartimento di Udine, Amministrazioni Comunali di Cividale del Friuli e Moimacco per lo studio degli
impatti ambientali e sanitari della Zona Industriale di Cividale del Friuli e Moimacco, è stata richiesta
all’A.S.S. una valutazione dell’impatto sanitario della sopradetta Zona Industriale. Lo studio è
complementare al “Programma di gestione ambientale” gia realizzato dall’ARPA e i cui risultati sono
disponibili sul sito del Comune di Cividale del Friuli (http://www.cividale.net/amministrazione/ambiente);
nel programma di monitoraggio dell’ARPA è stata effettuata una analisi delle attività produttive e
dell’inquinamento di acue superficiali e sotterranee, suolo, aria e misure del rumore; campagne di
monitoraggio della qualità dell’aria continuano.
Gruppo di lavoro
A.S.S. 4 “Medio Friuli”
Dr. Francesco Acchiardi, coordinatore del progetto (Servizio di Igiene Ambientale del Dipartimento di
Prevenzione)
A.T. Emanuele Polato (Servizio di Igiene Ambientale del Dipartimento di Prevenzione)
Comune di Cividale del Friuli
Ing. Sara Massera dell’ U.O. Ambiente, Ecologia, Sanità, Patrimonio
Francesco Bucovaz dell’ U.O. Ambiente, Ecologia, Sanità, Patrimonio
Ufficio anagrafe
Comune di Moimacco: Ufficio Tecnico e Ufficio Anagrafe
Comune di Premariacco: Ufficio Tecnico e Ufficio Anagrafe
Comune di Torreano: Ufficio Tecnico e Ufficio Anagrafe
Comune di Faedis: Ufficio Tecnico e Ufficio Anagrafe
Comune di Remanzacco: Ufficio Tecnico e Ufficio Anagrafe
ARPA – FVG
Attività svolte
1) Analisi dati ambientali:
Preliminarmente si è effettuata una analisi dei dati ambientali. Si sono analizzate le condizioni ambientali
dell’area attorno alla zona industriale mediante i dati degli inventari delle emissioni, del monitoraggio
ambientale e dei modelli di dispersione degli inquinanti; sono stati utilizzati dati del “Programma di
gestione ambientale” effettuato dall’ARPA- FVG nell’area e dati ricavati da altre fonti. L’analisi ha
riguardato esclusivamente l’aria, in quanto gli altri comparti ambientali (acque superficiali e sotterranee,
suolo) non sono risultati inquinati. Dai dati del catasto delle emissioni è emerso che le fonti del PM 10
emesso nell’area sono molteplici, e quantitativamente le maggiori sono da combustione non industriale
(riscaldamento) e trasporto su strada (traffico), mentre le fonti principali dei metalli pesanti (arsenico,
cadmio, nichel, piombo, manganese) sono la combustione industriale e le attività produttive. Le
concentrazioni del PM 10 e dei metalli pesanti rilevate nel corso del monitoraggio effettuato dall’ARPA
nelle zone residenziali, sono risultate un poco più basse o simili se confrontate con le concentrazioni
rilevate dalle centraline dell’ARPA nello stesso periodo in altri siti della regione; per molti metalli pesanti
sono risultate simili ai valori tipici di aree rurali secondo le Air Quality Guidelines 2000 dell’Organizzazione
Mondiale della Sanità. Le concentrazioni di PM 10 (e in parte dei metalli pesanti) rilevate dalla centralina
in zona industriale sono risultate simili a quelle di altre centraline presenti in altre zone industriali della
regione (con differenze legate alla localizzazione delle stesse). Questi risultati sono in linea con i modelli di
dispersione degli inquinanti, secondo i quali il PM10 si disperde rapidamente in un area molto vasta,
raggiungendo, se le condizioni meteoclimatiche sono omogenee, concentrazioni abbastanza omogenee in
tutta la pianura. Nelle aree urbane, invece le concentrazioni sono sempre più elevate, a causa delle
241
242
Moimacco
condizioni orografiche (barriere costituite dagli edifici) che ostacolano la dispersione delle polveri e della
numerosità delle fonti; concentrazioni più elevate del fondo urbano e del fondo regionale si riscontrano in
genere nelle immediate vicinanze di fonti localizzate (strade ad alto traffico, emissioni industriali). Anche i
modelli di dispersione degli inquinanti realizzati dal Centro Regionale Modellistica Ambientale dell’ARPA –
FVG riferiti all’area studiata e a tutta la regione, per il PM 10 e il biossido di azoto, pur con differenze
dovute alle peculiari condizioni meteoclimatiche dell’area sembrano essere abbastanza in linea con questi
modelli di dispersione generali.
Per studiare gli effetti dell’inquinamento sulla salute della popolazione si possono utilizzare metodi
indiretti o metodi diretti. Con i metodi indiretti si stima il numero di malattie (incidenza di determinate
malattie e mortalità per determinate cause correlabili con gli inquinanti presenti) o la presenza od assenza
di rischi (risk assessment o valutazione del rischio) prevedibili teoricamente nella popolazione esposta ai
livelli di inquinamento misurati. Con i metodi diretti si misurano le variazioni del numero di malattie
(incidenza di determinate malattie e mortalità per determinate cause correlabili con gli inquinanti
presenti) nella popolazione in base al diverso grado di esposizione all’inquinamento della stessa; il diverso
grado di inquinamento può essere misurato o stimato in base alla distanza dalla fonte dell’inquinamento.
2) Metodi indiretti:
Con i metodi indiretti si è stimato il rischio ( o l’assenza di rischio) a cui è esposta la popolazione residente
nell’area attorno alla zona industriale, ai livelli di inquinamento rilevati dall’ARPA-FVG con il “Programma
di gestione ambientale”. Questa stima viene generalmente effettuata con il Risk Assessment o valutazione
del rischio che comporta diverse fasi: l’identificazione del rischio, la definizione dell’esposizione, la
valutazione dose-risposta e la caratterizzazione del rischio. Per quanto riguarda l’identificazione del rischio
sono stati scelti tutti gli inquinanti misurati dall’ARPA-FVG nel corso del monitoraggio. La via di esposizione
degli inquinanti attraverso le acque sotterranee non è stata considerata completa (cioè capace di
raggiungere bersagli umani) non essendoci nell’area pozzi di acquedotto o per uso potabile. La via
attraverso il suolo potrebbe essere completa, ma essendo le concentrazioni misurate dall’ARPA sempre
inferiori alle concentrazioni soglia di contaminazione (tranne in un punto su suolo ad uso industriale dove
la concentrazione di zinco ha superato la soglia più bassa per uso residenziale), anche questa via di
esposizione non è stata considerata. Si è quindi effettuata una valutazione di tossicità e una valutazione
dose risposta con approccio tossicologico per gli inquinanti monitorati in atmosfera. Avendo presente i
limiti del calcolo che ha riguardato solo i metalli pesanti (arsenico, cadmio, nichel, cromo, piombo, zinco) e
il benzene, etilbenzene, toluene e xileni, e che da comunque stime basate su un periodo limitato di misure
(la stima considera che l’esposizione misurata sia costante per tutta la vita della popolazione esposta), per
questi inquinanti non si è rilevato un superamento dei livelli di rischio cumulativo tossicologico e di rischio
cancerogeno cumulativo come indicato dall’Istituto Superiore di Sanità. In ogni caso per essere ancora più
cautelativi nella stima si sono considerate sempre le medie di concentrazioni più elevate, e il cromo è stato
considerato tutto come esavalente (la forma cancerogena) mentre è stato misurato come cromo totale e
in atmosfera è in buona parte in forma trivalente (non cancerogeno e meno tossico). Per il PM10 la
valutazione del rischio può essere fatta solo con approccio epidemiologico, impossibile con dati di
monitoraggio per un periodo così limitato. Va comunque tenuto presente che per il PM10 i livelli stabiliti
come valore guida dall’Organizzazione Mondiale della Sanità nel 2005 sono 20 µg/m3 come media annua.
E’ stato effettuato un risk assessment sulla base dei risultati del monitoraggio dell’ARPA utilizzando il
software BP-RISC4.
3) Metodi diretti:
L’area oggetto dello studio è stata suddivisa sulla carta tecnica regionale i 8 fasce concentriche a 500 m di
distanza l’una dall’altra a partire da un centro identificato all’interno della Zona Industriale,
rappresentativo in quanto vicino a dove è stata posizionata la centralina dell’ARPA all’interno della Z.I., e
ad una delle maggiori sorgenti di inquinamento atmosferico dell’area (Fig. 1)
242
243
Moimacco
Fig 1
Sono stati identificati i numeri civici presenti all’interno di ciascuna fascia; la prima fascia(tra 0 e 0,5 km) è
suddivisa tra il territorio comunale di Cividale del Friuli e Moimacco. Le fasce tra 0,5-1Km, 1-1,5Km sono
tutte nel territorio di Cividale e Moimacco; la fascia 1,5-2Km comprende anche parte del territorio
comunale di Premariacco; nelle fasce più lontane è compreso anche il territorio comunale di Torreano e
fra 3,5 e 4 Km è compresa una piccola parte del Comune di Remanzacco e Faedis. L’identificazione dei
numeri civici all’interno di ciascuna fascia, per i Comuni di Cividale del Friuli e Remanzacco, dove i numeri
civici erano georeferenziati, è stata effettuata con il software GIS Geomedia o START2; per i Comuni dove i
numeri civici non erano georeferenziati è stata effettuata con controlli sulla cartografia e sopralluoghi.
Sono stati raccolti i dati anagrafici per i territori comunali compresi nell’area oggetto di studio per gli anni
2000, 2001,2002, 2003, 2004 e 2005: nome, cognome, sesso, data di nascita, di immigrazione, data di
decesso, di emigrazione, via e numero civico di residenza.
I dati anagrafici raccolti sono stati trasformati dal formato Ascot o file di testo (formato nel quale sono
presenti in quasi tutti gli uffici anagrafici comunali – tranne Remanzacco) in formato Excel o Access per
poter essere collegati al database dei numeri civici identificati in ciascuna fascia.
- E’ stata calcolata la distribuzione per sesso e classi d’età della popolazione residente in ciascuna fascia in
ciascun anno considerato (dal 2000 al 2005).
- Come indicatori di effetto dell’esposizione all’inquinamento atmosferico sono stati scelti la mortalità per
tumori (ICD9 140-239), per malattie del sistema circolatorio (ICD9 390-459), per malattie respiratorie (ICD9
460-519) e per cause naturali esclusi traumatismi e avvelenamenti (ICD9 1-799). Sono stati individuati
questi indicatori in quanto correlabili all’esposizione ad inquinamento atmosferico secondo i principali
studi epidemiologici . In particolare per l’esposizione al PM10 vi sono studi epidemiologici che analizzano
fra gli effetti a breve e/o lungo termine, per malattie cardiovascolari e respiratorie (MISA I e II, APHEA,
ecc.). Importanti studi di epidemiologia ambientale sono stati realizzati da Pope CA 1989 proprio sulla
243
244
Moimacco
popolazione esposta, residente nelle vicinanze della acciaieria, della mortalità generale e per cause
respiratorie e cardiovascolari, (oltre che dell’incidenza di sintomi respiratori, della funzionalità respiratoria
nella popolazione, dell’assenteismo scolastico). Per quanto riguarda le neoplasie alcuni metalli pesanti
(cromo esavalente, cadmio, nichel, arsenico) e il benzene presente nelle emissioni sono cancerogeni;
nell’area in esame; (va comunque precisato che le concentrazioni misurate dall’ARPA atmosfera sono
piuttosto basse e stimare teoricamente degli effetti rilevabili - come casi di neoplasia in eccesso - in un
arco di tempo di pochi anni - 5-10 anni - su una popolazione così piccola è difficile.
- E’ stata effettuata la standardizzazione per età e sesso dei tassi di mortalità per le cause sopraccitate, con
il metodo indiretto, il metodo più adatto per un numero di eventi osservati relativamente basso come nella
popolazione studiata, che è poco numerosa nelle singole fasce. I tassi di specifici di mortalità per sesso,
classe di età, grandi gruppi di cause presi come riferimento sono quelli calcolati dall’ISTAT per l’anno 2002
nella ripartizione geografica Nord-Est, reperibili nella banca dati Indicatori Socio Sanitari Regionali. Sono
stati quindi calcolati il numero di morti attese per maschi, femmine e complessive, per le cause scelte
(neoplasiche, cardiovascolari, respiratorie e naturali) in ciascuna fascia e in ciascun anno.
- Sono stati esaminati gli indici di deprivazione per Comune e per sezione di censimento per la regione Friuli
Venezia Giuli realizzati dal dott. Nicola Caranci dell’Agenzia Sociale Sanitaria della Regione Emilia Romagna.
Al momento non è stata possibile effettuare una standardizzazione della popolazione presente nelle fasce,
in quanto la stessa popolazione è stata calcolata per dati georeferenziati e non per sezioni di censimento, la
cui area non combacia con i limiti delle fasce. I dati sono utili ugualmente a livello conoscitivo in quanto gli
indici di deprivazione sono correlati alla mortalità e sono importanti fattori confondenti in studi geografici di
epidemiologia ambientale (sono a loro volta correlati indirettamente a fattori di rischio legati a stili di vita
come alimentazione e abitudine al fumo e/o occupazionali)
- Dalla banca dati del Sistema Informativo Sanitario Regionale sono stati individuati i decessi nell’arco di
tempo considerato nei Comuni di Cividale del Friuli, Moimacco, Premariacco, Torreano, Faedis e
Remanzacco. Di questi sono stati individuati tramite l’indirizzo di residenza, i deceduti in ogni singola fascia.
Sono stati esclusi i domiciliati non residenti, in quanto i tassi standardizzati sui quali si è ricavato il numero
dei decessi attesi si riferiscono alla popolazione residente e non alla popolazione domiciliata. I deceduti
all’interno di ciascuna fascia sono stati suddivisi per sesso e causa di morte ISTAT, ed è stato calcolato il
numero di casi osservati all’interno di ciascuna fascia per ciascun anno.
- Infine sono stati calcolati gli SMR (Standardized Mortality Ratios) per ciascuna fascia , cioè il rapporto tra i
casi osservati e i casi attesi, e i rispettivi limiti di confidenza inferiori e superiori, con un livello di confidenza
del 95%. per ogni anno (dal 2000 al 2005) e cumulativi per maschi, femmine e totale. Gli SMR sono stati
analizzati con strumenti per il Controllo Statistico dei Processi, in particolare il Funnel Plot per identificare
eventuali fasce in cui gli SMR fossero fuori controllo statistico ovvero con valori non dovuti alla variabilità
intrinseca.
- Tramite il test di Stone si è studiata l’eventuale presenza di un gradiente “rischio-distanza”. Il test di Stone
è un test non parametrico per verificare la significatività del gradiente rischio in funzione della distanza da
una sorgente puntiforme di inquinamento (Stone R A, Investigation of excess environmental risk around
putative sources: statistical problems and a proposed test. Stat Med, 1988: 7: 649-60). L’ipotesi nulla è che
l’esposizione non cresce al crescere della distanza ma rimane costante o decresce. Abbiamo utilizzato un
software fornitoci dal prof C. Lagazio, del Dipartimento di Scienze Statistiche dell’Università di Udine
(Lagazio C. Assessment of disease risk in proximity of source of environmental pollution: a review.
Epidemiol Prev,1995 Jun; 19 (63): 168-74).
Il metodo di applicazione del test consiste :
- Nella costruzione di aree circolari concentriche, incentrate sulla sorgente puntiforme;
- Nel calcolo del rapporto tra osservati e attesi e redistribuzione (con simulazione Monte Carlo) dei
casi osservati in base agli attesi;
- Nella esecuzione di due diverse statistiche con standardizzazione interna:
- Poisson maximum test: basato sul massimo valore (cumulativo) di SMR calcolato sulle corone
circolari
- Rapporto di verosimiglianza che considera tutti gli SMR
Applicando il test alla mortalità per le cause sopraelencate per maschi, femmine e totale non si è rilevato un
gradiente statisticamente significativo.
244
245
Moimacco
- Nell’analisi effettuata si è rilevato un eccesso di mortalità per cause naturali in maschi, femmine e totale, e
per cause cardiovascolari in femmine e totale nella fascia tra 3 e 3,5 km. Per queste cause di morte i
rapporti standardizzati di mortalità (SMR) sono risultati superiori all’unità in maniera statisticamente
significativa (anche il limite di confidenza inferiore era superiore all’unità). Con l’analisi dei dati mediante
funnel plot la mortalità per cause naturali nelle femmine e totale e per cause cardiovascolari nelle femmine
si è confermata fuori controllo statistico, ovvero non spiegabile con la variabilità intrinseca. Come già
accennato, è stata ipotizzata la spiegazione di tale eccesso di mortalità con la presenza della Casa di Riposo
di Cividale del Friuli nella fascia 3-3,5 km; pur essendo gli SMR standardizzati per sesso ed età.
Questo fatto può essere spiegabile con la presenza in tale area della Casa di Riposo; infatti nonostante la
standardizzazione per età della popolazione, è probabile che nella Casa di Riposo siano residenti persone
che a parità di età dei residenti all’esterno siano più frequentemente affetti da patologie gravi; questo
effetto è stato riscontrato anche in altri studi fra i quali uno riguardava un piccolo comune toscano dove
era presente una grande Casa di Riposo (Chellini A, Lo Presti E, Mazzoni G. Biggeri A .Un insolito eccesso di
mortalità in un piccolo comune toscano e l’”effetto casa di riposo”. Epidemiologia & Prevenzione 2004; 2:
83-86) e uno in un piccolo comune rurale in Gran Bretagna (Gardner MJ, Winter PD. Mapping small area
cancer mortalità: a residential coding story. J Epidemiol Community Health 1984; 38: 81-84).
Come nello studio sopraccitato sono stati quindi esclusi dall’analisi degli anni 2000-2005 gli ospiti della casa
di riposo; i risultati, che si riportano per esteso nelle pagine successive, sembrano confermare l’ipotesi che
l’eccesso di mortalità sia attribuibile alla presenza della casa di riposo: no si evidenziano eccessi di mortalità
negli SMR e i Funnel plot risultano tutti entro i limiti di variabilità intrinseca. Anche i risultati del test di
Stone non si discostano da quelli calcolati in precedenza. Anche se non si è evidenziato un gradiente
statisticamente significativo di eccesso di mortalità per cause specifiche in rapporto con la distanza dalla
Zona Industriale, è comunque utile effettuare ulteriori approfondimenti, specialmente se i dati di
georeferenziazione dei numeri civici e di linkage con i dati anagrafici si potessero estendere a più Comuni e
ad un arco di tempo più lungo.
245
246
Moimacco
Appendice 1
Mortalità per Neoplasie
Maschi Anno 2000
fascia
Attesi
0-0,5 km
0
0,5-1 km
0,21
1-1,5 km
1,21
1,5-2 km
2,51
2-2,5 km
2,41
2,5-3 km
5,96
3-3,5 km
8,58
3,5-4 km
2,7
Osservati
0
0
4
2
6
6
10
0
SMR
0
0
3,3
0,79
2,48
1
1,16
0
l.c. inf
0
0
1,05
0,13
1
0,4
0,59
0
l.c. sup
0
0
7,97
2,63
5,17
2,09
2,07
0
Anno 2001
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,16
1,21
2,59
2,52
6,1
8,88
2,75
Osservati
0
1
1
3
3
3
5
7
SMR
0
6,25
0,82
1,15
1,19
0,49
0,56
1,11
l.c. inf
0
0,31
0,04
0,29
0,3
0,12
0,2
2,54
l.c. sup
0
30,82
4,07
3,15
3,23
1,33
1,24
5,03
Anno 2002
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,15
1,37
2,57
2,52
6,37
8,49
3,1
Osservati
0
1
1
0
0
8
7
1
SMR
0
6,66
0,72
0
0
1,25
0,82
0,32
l.c. inf
0
0,33
0,03
0
0
0,58
0,36
0,01
l.c. sup
0
32,87
3,59
0
0
2,38
1,63
1,59
Anno 2003
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,15
1,43
2,49
2,63
6,36
8,46
3,25
Osservati
0
0
3
2
7
6
5
5
SMR
0
0
2,09
0,8
2,66
0,94
0,59
1,53
l.c. inf
0
0
0,53
0,13
1,16
0,38
0,21
0,56
l.c. sup
0
0
5,7
2,65
5,26
1,96
1,31
3,41
246
247
Moimacco
Anno 2004
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,16
1,42
2,56
2,65
6,53
8,58
3,35
Osservati
0
0
2
3
2
5
7
5
SMR
0
0
1,4
1,17
0,75
0,76
0,81
1,49
l.c. inf
0
0
0,23
0,29
0,12
0,28
0,35
0,54
l.c. sup
0
0
4,65
3,18
2,49
1,69
1,61
3,3
Anno 2005
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,18
1,43
2,65
2,69
6,68
8,65
3,4
Osservati
0
0
1
1
2
4
15
3
SMR
0
0
0,69
0,37
0,74
0,59
1,73
0,88
l.c. inf
0
0
0,03
0,01
0,12
0,19
1
0,22
l.c. sup
0
0
3,44
1,86
2,45
1,44
2,79
2,4
Femmine Anno 2000
fascia
Attesi
0-0,5 km
0
0,5-1 km
0,12
1-1,5 km
0,56
1,5-2 km
1,45
2-2,5 km
1,78
2,5-3 km
4,29
3-3,5 km
7,94
3,5-4 km
2,07
Osservati
0
0
2
2
2
6
10
4
SMR
0
0
3,57
1,37
1,12
1,39
1,35
1,93
l.c. inf
0
0
0,59
0,23
0,18
0,56
0,63
0,61
l.c. sup
0
0
11,79
4,55
3,71
2,9
2,24
4,66
Anno 2001
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Osservati
0
0
1
3
4
7
3
2
SMR
0
0
1,42
2,01
2,13
1,61
0,37
0,95
l.c. inf
0
0
0,07
0,51
0,67
0,7
0,09
0,16
l.c. sup
0
0
7,04
5,47
5,15
3,19
1,02
3,16
Attesi
0
0,14
0,7
1,49
1,87
4,34
7,94
2,09
247
248
Moimacco
Anno 2002
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,11
0,86
1,6
1,8
4,71
7,68
2,31
Osservati
0
0
0
1
2
5
10
1
SMR
0
0
0
0,62
1,11
1,06
1,3
0,43
l.c. inf
0
0
0
0,03
0,18
0,38
0,66
0,02
l.c. sup
0
0
0
3,08
3,67
2,35
2,32
2,13
Anno 2003
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,15
0,88
1,64
1,83
4,73
7,59
2,28
Osservati
0
0
1
1
2
4
7
3
SMR
0
0
1,13
0,6
1,09
0,84
0,92
1,31
l.c. inf
0
0
0,05
0,03
0,18
0,26
0,4
0,33
l.c. sup
0
0
5,6
3
3,61
2,03
1,82
3,58
Anno 2004
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,17
0,93
1,64
1,87
4,86
7,68
2,34
Osservati
0
1
0
2
4
3
8
1
SMR
0
5,88
0
1,21
2,13
0,61
1,04
0,42
l.c. inf
0
0,29
0
0,2
0,67
0,15
0,48
0,02
l.c. sup
0
29,01
0
4,02
5,15
1,67
1,97
2,1
Anno 2005
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,13
0,93
1,68
1,94
4,91
7,87
2,46
Osservati
0
0
2
2
3
2
9
4
SMR
0
0
2,15
1,19
1,54
0,4
1,14
1,62
l.c. inf
0
0
0,36
0,19
0,39
0,06
0,55
0,51
l.c. sup
0
0
7,1
3,93
4,2
1,34
1,09
3,92
248
249
Moimacco
Mortalità per Malattie del sistema circolatorio
Maschi Anno 2000
fascia
Attesi
0-0,5 km
0
0,5-1 km
0,3
1-1,5 km
1,17
1,5-2 km
2,71
2-2,5 km
2,37
2,5-3 km
6,52
3-3,5 km
8,99
3,5-4 km
2,46
Osservati
0
0
0
1
1
10
9
2
SMR
0
0
0
0,36
0,42
1,53
1
0,81
Anno 2001
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,18
1,18
2,8
2,5
7
9,34
2,5
Osservati
0
0
1
5
1
4
15
3
SMR
0
0
0,84
1,78
0,4
0,57
1,6
1,2
l.c. inf
0
0
0,04
0,65
0,02
0,18
0,93
0,3
l.c. sup
0
0
4,17
3,95
1,97
1,37
2,58
3,26
Anno 2002
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,17
1,44
2,71
2,53
6,89
8,92
2,73
Osservati
0
0
0
2
3
8
13
4
SMR
0
0
0
0,73
1,18
1,16
1,45
1,46
l.c. inf
0
0
0
0,12
0,3
0,53
0,81
0,46
l.c. sup
0
0
0
2,43
3,22
2,2
2,42
3,53
Anno 2003
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,15
1,57
2,56
2,69
6,72
8,84
2,94
Osservati
0
0
2
2
3
8
12
1
SMR
0
0
1,27
0,78
1,11
1,19
1,35
0,34
l.c. inf
0
0
0,21
0,13
0,28
0,55
0,73
0,01
l.c. sup
0
0
4,2
2,58
3,03
2,26
2,3
1,67
l.c. inf
0
0
0
0,01
0,02
0,77
0,48
0,13
l.c. sup
0
0
0
1,81
2,08
2,73
1,33
2,68
249
250
Moimacco
Anno 2004
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,16
1,69
2,71
2,74
6,88
8,82
2,95
Osservati
0
0
0
4
3
7
10
2
SMR
0
0
0
1,47
1,09
1,01
1,13
0,67
l.c. inf
0
0
0
0,46
0,27
0,44
0,57
0,11
l.c. sup
0
0
0
3,56
2,97
2,01
2,02
2,23
Anno 2005
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,16
1,61
3,05
2,84
7,26
8,64
3,1
Osservati
0
0
0
1
3
3
9
1
SMR
0
0
0
0,32
1,05
0,41
1,04
0,32
l.c. inf
0
0
0
0,01
0,26
0,1
0,5
0,01
l.c. sup
0
0
0
1,61
2,87
1,12
1,91
1,59
Femmine Anno 2000
fascia
Attesi
0-0,5 km
0
0,5-1 km
0,14
1-1,5 km
1
1,5-2 km
1,78
2-2,5 km
2,95
2,5-3 km
6,98
3-3,5 km
16,36
3,5-4 km
3,17
Osservati
0
0
0
1
1
9
18
4
SMR
0
0
0
0,56
0,33
1,28
1,1
1,26
l.c. inf
0
0
0
0,02
0,01
0,62
0,67
0,4
l.c. sup
0
0
0
2,77
1,67
2,36
1,7
3,04
Anno 2001
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Osservati
0
0
1
4
2
5
19
1
SMR
0
0
0,97
2,1
0,67
0,71
1,17
0,3
l.c. inf
0
0
0,04
0,66
0,11
0,26
0,72
0,01
l.c. sup
0
0
4,78
5,07
2,23
1,57
1,8
1,49
Attesi
0
0,22
1,03
1,9
2,96
7,03
16,16
3,29
250
251
Moimacco
Anno 2002
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,13
1,26
2,28
2,84
7,49
15,85
3,44
Osservati
0
0
0
1
5
5
33
10
SMR
0
0
0
0,43
1,76
0,66
2,08
2,9
l.c. inf
0
0
0
0,02
0,64
0,24
1,45
1,47
l.c. sup
0
0
0
2,16
3,9
1,47
2,88
5,18
Anno 2003
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,29
1,36
2,32
2,9
7,41
15,12
3,35
Osservati
0
0
0
0
5
10
27
8
SMR
0
0
0
0
1,72
1,34
1,78
2,38
l.c. inf
0
0
0
0
0,63
0,68
1,2
1,1
l.c. sup
0
0
0
0
3,82
2,4
2,56
4,53
Anno 2004
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,44
1,44
2,31
3,12
7,7
15,27
3,53
Osservati
0
0
2
5
2
4
15
5
SMR
0
0
1,38
2,16
0,64
0,51
0,98
1,41
l.c. inf
0
0
0,23
0,79
0,1
0,16
0,57
0,51
l.c. sup
0
0
4,58
4,79
2,11
1,25
1,58
3,13
Anno 2005
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,83
1,43
2,33
3,27
7,94
15,82
4,15
Osservati
0
2
0
1
1
5
17
1
SMR
0
2,4
0
0,42
0,3
0,62
1,07
0,24
l.c. inf
0
0,4
0
0,02
0,01
0,23
0,64
0,01
l.c. sup
0
7,96
0
2,11
1,5
1,46
1,68
1,18
251
252
Moimacco
Mortalità per Malattie dell’Apparato Respiratorio
Maschi Anno 2000
fascia
Attesi
0-0,5 km
0
0,5-1 km
0,06
1-1,5 km
0,22
1,5-2 km
0,53
2-2,5 km
0,45
2,5-3 km
1,29
3-3,5 km
1,76
3,5-4 km
0,45
Osservati
0
0
0
0
0
0
1
0
SMR
0
0
0
0
0
0
0,56
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0
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0
0
0
0,02
0
l.c. sup
0
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0
0
2,8
0
Anno 2001
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,03
0,22
0,55
0,48
1,4
1,83
0,45
Osservati
0
0
0
0
1
2
2
1
SMR
0
0
0
0
2,08
1,42
1,09
2,22
l.c. inf
0
0
0
0
0,1
0,23
0,18
0,11
l.c. sup
0
0
0
0
10,27
4,71
3,61
10,95
Anno 2002
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,03
0,28
0,52
0,48
1,36
1,75
0,49
Osservati
0
0
0
1
0
1
4
0
SMR
0
0
0
1,92
0
0,75
2,28
0
l.c. inf
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0
0
0,09
0
0,03
0,72
0
l.c. sup
0
0
0
9,48
0
3,62
5,51
0
Anno 2003
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,02
0,31
0,49
0,52
1,31
1,72
0,54
Osservati
0
0
0
1
0
0
4
0
SMR
0
0
0
2,04
0
0
2,32
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l.c. inf
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0
0,73
0
l.c. sup
0
0
0
10,06
0
0
5,6
0
252
253
Moimacco
Anno 2004
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,03
0,34
0,52
0,53
1,34
1,71
0,53
Osservati
0
0
1
1
1
0
3
0
SMR
0
0
2,94
1,92
1,88
0
1,75
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l.c. inf
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0
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0,09
0,09
0
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0
l.c. sup
0
0
14,5
9,48
9,3
0
4,77
0
Anno 2005
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,03
0,32
0,6
0,55
1,43
1,66
0,57
Osservati
0
0
1
0
0
2
1
2
SMR
0
0
3,12
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0
1,39
0,6
3,5
l.c. inf
0
0
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0
0,23
0,03
0,58
l.c. sup
0
0
15,41
0
0
4,62
2,97
11,59
Femmine Anno 2000
fascia
Attesi
0-0,5 km
0
0,5-1 km
0,01
1-1,5 km
0,13
1,5-2 km
0,23
2-2,5 km
0,38
2,5-3 km
0,91
3-3,5 km
2,15
3,5-4 km
0,41
Osservati
0
0
0
0
0
0
9
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SMR
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0
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4,18
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l.c. inf
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0
2,04
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l.c. sup
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0
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0
7,68
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Anno 2001
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Osservati
0
0
0
0
0
1
1
0
SMR
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0
0
0
0
1,08
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l.c. inf
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l.c. sup
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5,36
2,32
0
Attesi
0
0,02
0,13
0,25
0,38
0,92
2,12
0,43
253
254
Moimacco
Anno 2002
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,01
0,16
0,3
0,37
0,98
2,08
0,45
Osservati
0
0
0
0
0
0
0
0
SMR
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Anno 2003
fascia
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0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,03
0,18
0,3
0,38
0,97
1,98
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Osservati
0
0
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0
1
1
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SMR
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l.c. inf
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27,3
12,97
0
0
Anno 2004
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,05
0,19
0,3
0,41
1,01
2
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Osservati
0
0
0
0
1
0
0
0
SMR
0
0
0
0
2,43
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l.c. sup
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0
Anno 2005
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,04
0,18
0,3
0,43
1,04
2,08
0,54
Osservati
0
1
0
2
0
2
5
1
SMR
0
25
0
3,33
0
1,92
2,4
1,85
l.c. inf
0
1,25
0
0,16
0
0,32
0,88
0,09
l.c. sup
0
123,2
0
16,43
0
16,43
5,32
9,13
254
255
Moimacco
Mortalità per cause naturali
Maschi Anno 2000
fascia
Attesi
0-0,5 km
0
0,5-1 km
0,68
1-1,5 km
3,07
1,5-2 km
6,8
2-2,5 km
6,15
2,5-3 km
16,22
3-3,5 km
22,76
3,5-4 km
6,63
Osservati
0
0
4
4
7
18
25
2
SMR
0
0
1,3
0,58
1,13
1,1
1,09
0,3
l.c. inf
0
0
0,41
0,18
0,49
0,67
0,72
0,05
l.c. sup
0
0
3,14
1,41
2,25
1,71
1,59
0,99
Anno 2001
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,45
3,1
7,04
6,46
17,12
23,6
6,72
Osservati
0
2
3
8
5
15
29
12
SMR
0
4,44
0,96
1,13
0,77
0,87
1,21
1,78
l.c. inf
0
0,74
0,24
0,52
0,28
0,5
0,82
0,96
l.c. sup
0
14,68
2,63
2,15
1,71
1,41
1,71
3,03
Anno 2002
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,42
3,65
6,87
6,51
17,24
22,57
7,43
Osservati
0
1
4
4
4
21
28
5
SMR
0
2,38
1,09
0,58
0,61
1,21
1,24
0,67
l.c. inf
0
0,11
0,34
0,18
0,19
0,77
0,84
0,24
l.c. sup
0
11,74
2,64
1,4
1,48
1,83
1,76
1,49
Anno 2003
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,41
3,9
6,56
6,88
16,94
22,4
7,9
Osservati
0
0
5
7
11
20
33
7
SMR
0
0
1,28
1,06
1,59
1,18
1,03
0,88
l.c. inf
0
0
0,46
0,46
0,84
0,74
1,47
0,38
l.c. sup
0
0
2,84
2,11
2,77
1,79
2,04
1,75
255
256
Moimacco
Anno 2004
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,43
4,09
6,85
6,95
17,38
22,48
8,01
Osservati
0
0
5
8
8
13
25
7
SMR
0
0
1,22
1,16
1,15
0,74
1,11
0,87
l.c. inf
0
0
0,44
0,54
0,53
0,41
0,73
0,38
l.c. sup
0
0
2,7
2,21
2,18
1,24
1,61
1,72
Anno 2005
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,46
3,97
7,46
7,17
18,08
22,33
8,3
Osservati
0
0
3
3
6
14
29
10
SMR
0
0
0,75
0,4
0,83
0,77
1,29
1,2
l.c. inf
0
0
0,19
0,1
0,33
0,44
0,88
0,61
l.c. sup
0
0
2,05
1,09
1,74
1,26
1,84
2,14
Femmine Anno 2000
fascia
Attesi
0-0,5 km
0
0,5-1 km
0,35
1-1,5 km
2,23
1,5-2 km
4,25
2-2,5 km
6,28
2,5-3 km
14,93
3-3,5 km
32,51
3,5-4 km
6,94
Osservati
0
0
2
3
6
20
46
11
SMR
0
0
0,89
0,7
0,95
1,33
1,41
1,58
l.c. inf
0
0
0,15
0,17
0,38
0,84
1,04
0,83
l.c. sup
0
0
2,96
1,92
1,98
2,03
1,87
2,75
Anno 2001
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Osservati
0
0
3
9
7
17
33
6
SMR
0
0
1,3
2
1,09
1,12
1,02
0,84
l.c. inf
0
0
0,33
0,97
0,47
0,67
0,71
0,34
l.c. sup
0
0
3,54
3,68
2,16
1,76
1,42
1,75
Attesi
0
0,49
2,3
4,48
6,41
15,09
32,22
7,12
256
257
Moimacco
Anno 2002
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,32
2,82
5,13
6,14
16,15
31,5
7,6
Osservati
0
0
0
3
7
12
54
14
SMR
0
0
0
0,58
1,14
0,74
1,71
1,84
l.c. inf
0
0
0
0,14
0,49
0,4
1,3
1,04
l.c. sup
0
0
0
1,59
2,25
1,26
2,21
3,01
Anno 2003
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,6
2,98
5,24
6,26
16,08
30,37
7,46
Osservati
0
0
2
1
8
19
45
12
SMR
0
0
0,67
0,19
1,27
1,18
1,48
1,6
l.c. inf
0
0
0,11
0,01
0,59
0,73
1,09
0,87
l.c. sup
0
0
2,21
0,94
2,42
1,81
1,96
2,73
Anno 2004
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,83
3,14
5,23
6,63
16,65
30,67
7,77
Osservati
0
0
2
7
8
8
31
6
SMR
0
0
0,63
1,33
1,2
0,48
1,01
0,77
l.c. inf
0
0
0,1
0,58
0,56
0,22
0,69
0,31
l.c. sup
0
0
2,1
2,64
2,29
0,91
1,41
1,6
Anno 2005
fascia
0-0,5 km
0,5-1 km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
Attesi
0
0,63
3,13
5,29
6,92
17,02
31,66
8,8
Osservati
0
3
3
5
4
13
43
6
SMR
0
4,76
0,95
0,95
0,57
0,76
1,35
0,68
l.c. inf
0
1,21
0,24
0,34
0,18
0,42
0,99
0,27
l.c. sup
0
12,95
2,6
2,09
1,39
1,27
1,81
1,41
257
258
Moimacco
Appendice 2
258
259
Moimacco
Tipo tumori
Fasce distanza in Km
Sesso
Bocca
Lingua
gh. salivari
orofaringe
ipofaringe
Esofago
Stomaco
intestino tenue
Colon
retto sigma
canale anale
Fegato
Colecisti
dotti biliari
Pancreas
retroperitoneo
intestino sede non specificata
addome sede non specificata
app.digerente sede non
specificata
Laringe
Trachea
bronchi e polmoni
Encefalo
meningi
midollo spinale
Rene
Vescica
Prostata
Vagina
Utero
Ovaio
Pelvi
mammella
leucemia mieloide acuta
leucemia linfoide acuta
leucemia non specificata
Linfomi
altre neoplasie tessuto linfo
istioc.
micosi fungoide
melanoma
Cute
metastasi localizzate
sede sconosciuta
numero decessi
0-0,5
0,5-1
M F
M
F
1-1,5
M
F
1,5-2
M F
2-2,5
M
F
2,5-3
M F
1
3-3,5
M F
3,5-4
M F
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
2
1
1
1
1
2
1
1
3
3
6
2
3
3
3
1
2
3
1
3
3
1
1
1
2
1
4
1
1
3
1
1
2
1
3
1
1
6
1
2
1
1
11
3
1
2
1
1
1
3
1
1
1
1
1
1
5
2
1
4
1
1
1
2
1
8
1
1
3
8
2
1
2
2
1
2
1
1
2
1
1
1
2
1
2
1
1
2
1
1
1
1
2
1
4
1
1
2
1
1
1
4
1
1
1
12
2
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
259
1
260
Moimacco
Appendice 3
1) Nell’analisi effettuata, come è stato precedentemente segnalato, si è rilevato un eccesso di mortalità per
cause naturali in maschi, femmine e totale, e per cause cardiovascolari in femmine e totale nella fascia tra 3
e 3,5 km. Per queste cause di morte i rapporti standardizzati di mortalità (SMR) sono risultati superiori
all’unità in maniera statisticamente significativa (anche il limite di confidenza inferiore era superiore
all’uità). Con l’analisi dei dati mediante funnel plot la mortalità per cause naturali nelle femmine e totale e
per cause cardiovascolari nelle femmine si è confermata fuori controllo statistico, ovvero non spiegabile
con la variabilità intrinseca.Come già accennato, è stata ipotizzata la spiegazione di tale eccesso di mortalità
con la presenza della Casa di Riposo di Cividale del Friuli nella fascia 3-3,5 km.
in una casa di riposo, a parità di età e sesso, la popolazione è evidentemente più fragile.
Questo fenomeno è stato rilevato anche in uno studio in un Comune toscano (“Un insolito eccesso di
mortalità in un piccolo comune toscano e l’”effetto casa di riposo””- Elisabetta Chellini, Eluisa Lo Presti,
Gabriele Mazzoni, Annibale Buggeri – Epidemiologia e Prevenzione – Anno 28 (2) marzo- aprile 2004 –
pagg. 83-86). Come nello studio sopraccitato sono stati quindi esclusi dall’analisi degli anni 2000-2005 gli
ospiti della casa di riposo; i risultati, che si riportano per esteso nelle pagine successive, sembrano
confermare l’ipotesi che l’eccesso di mortalità sia attribuibile alla presenza della casa di riposo: no si
evidenziano eccessi di mortalità negli SMR e i Funnel plot risultano tutti entro i limiti di variabilità
intrinseca. Si è nuovamente eseguito il Test di Stone, che non ha evidenziato nessun gradiente
statisticamente significativo nella mortalità rispetto alla sorgente di inquinamento, anche con i dati corretti
senza gli ospiti della casa di riposo.
2) In conclusione anche negli studi su piccole aree con sorgenti puntiformi di inquinamento, andrebbe
tenuto conto anche della presenza di case di riposo; l’effetto della presenza di case di riposo comunque
potrebbe essere già considerato in alcuni indici di deprivazione, qualora nella costruzione degli stessi vi sia
anche la vita in comunità – case di riposo-, e qualora gli SMR vengano standardizzati anche per l’indice di
deprivazione per età . Per correggere la distorsione dovuta alla casa di riposo, ed anche perché il periodo di
latenza delle neoplasie è lungo anche 20 anni, sarebbe considerare fra la popolazione esposta solo quella
residente da 10 o 20 anni; nel nostro caso non è stato possibile per difficoltà tecniche nella raccolta ed
elaborazione dei dati anagrafici (superabile nel caso venisse completata la georeferenziazione dei numeri
civici in tutti i comuni ed il linkage con il data base anagrafico anche di 10 o 20 anni fa). Nello studio
sull’inquinamento atmosferico si considerano però anche effetti a breve termine, anche se la percentuale
degli stessi è piuttosto bassa rispetto a quelli a lungo termine e difficilmente rilevabile in una popolazione
così piccola; fra i meccanismi con i quali si spiegano gli effetti a breve termine vi è anche quello
dell’harvesting o premorienza di 10-15 giorni che può colpire anche i residenti in una casa di riposo. La
mortalità a breve termine di questo tipo si evidenzia però di più con studi di serie temporali o casecrossover (cioè un tipo di studio caso controllo nel quale il controllo è il caso prima dell’esposizione) e su
popolazioni più grandi. Per lo studio della mortalità cardiovascolare e in misura minore respiratoria quindi
non è necessaria una esposizione di 10 e più anni anche se la frazione attribuibile all’inquinamento
atmosferico di tali mortalità per cause specifiche è relativamente bassa ripetto ad altri fattori di rischio –
alimentazione, attività fisica, abitudine al fumo, consumo di alcol, condizioni abitative –riscaldamento a
legna, radon-, occupazione e fattori genetici.
260
261
Moimacco
SMR anni 2000 – 2005 senza casa di riposo
SMR per neoplasie in maschi nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
inferiore
0
0,380
0,803
0,377
0,812
0,585
0.412
0,718
Limite confidenza.
superiore
0
7,492
1,876
1,246
1,961
1,173
0.867
1,697
Limite confidenza
inferiore
0
0,066
0,260
0,606
0,920
0,651
0.623
0,739
Limite confidenza.
superiore
0
6,515
1,973
2,005
2,397
1,389
1.237
2,052
SMR per neoplasie totale (maschi e femmine) nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
inferiore
0-0,5 km
0
0
0
0
0,5-1km
3
1,925
1.558
0.396
1-1,5 km
12
12,672
0.947
0.513
1,5-2 km
22
24,130
0.912
0.586
2-2,5 km
37
26,355
1.404
1.003
2,5-3 km
59
65,704
0.898
0.690
3-3,5 km
61
84,321
0.723
0.558
3,5-4 km
36
32,116
1.121
0.797
Limite confidenza.
superiore
0
4.241
1.610
1.358
1.915
1.150
0.923
1.535
0-0,5 km
0,5-1km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
0
2
8
11
20
32
28
21
0
0,881
8,096
15,335
15,467
38,041
46,074
18,584
0
2,267
0,459
0,717
1,293
0,841
0.608
1,130
SMR per neoplasie in femmine nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
0-0,5 km
0,5-1km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
0
1
4
11
17
27
33
15
0
0,757
4,891
9,533
11,123
27,872
37,041
11,786
0
1,321
0,818
1,153
1,528
0,968
0.891
1,272
261
262
Moimacco
SMR per cause naturali in maschi nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
inferiore
0
0.268
0.505
0.516
0,743
0.786
0.766
0.625
Limite confidenza.
superiore
0
2.865
1.281
1.045
1,373
1.165
1.116
1.173
Limite confidenza
inferiore
0
0.395
0.347
0.640
0.750
0.750
0.739
0.840
Limite confidenza.
superiore
0
2.996
1.148
1.348
1.396
1.136
1.065
1.456
SMR per cause naturali totali (maschi e femmine) nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
inferiore
0-0,5 km
0
0
0
0
0,5-1km
7
6,248
1.167
0.510
1-1,5 km
29
37,575
0.772
0.527
1,5-2 km
59
69,699
0.846
0.650
2-2,5 km
81
78,496
1.032
0.825
2,5-3 km
188
198,846
0.945
0.817
3-3,5 km
224
249,519
0.898
0.786
3,5-4 km
90
91,088
0.988
0.799
Limite confidenza.
superiore
0
2.308
1.094
1.084
1.276
1.088
1.021
1.209
0-0,5 km
0,5-1km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
0
3
18
31
41
99
109
39
0
2,85
21,78
41,58
40,12
102,98
117,346
44,99
0
1.053
0.826
0.746
1,022
0.961
0.929
0.867
SMR per cause naturali in femmine nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
0-0,5 km
0,5-1km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
0
4
11
28
40
89
115
51
0
3,220
16,660
29,620
38,640
95,920
129,069
45,69
0
1.242
0.660
0.945
1.035
0.928
0.891
1.116
SMR per malattie dell’apparato respiratorio in maschi nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
inferiore
0-0,5 km
0
0
0
0
0,5-1km
0
0,200
0
0
1-1,5 km
1
1,690
0,592
0.030
1,5-2 km
3
4,900
0.612
0.156
2-2,5 km
2
3,010
0.664
0.111
2,5-3 km
5
8,130
0.615
0.225
3-3,5 km
7
8,679
0.806
0.353
3,5-4 km
3
3,030
0.990
0.252
Limite confidenza.
superiore
0
0
2,918
1.666
2.195
1.363
1.595
2.695
262
263
Moimacco
SMR per malattie dell’apparato respiratorio in femmine nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
inferiore
0-0,5 km
0
0
0
0
0,5-1km
1
0,160
6.250
0.313
1-1,5 km
1
0,790
1.266
0.063
1,5-2 km
2
1,680
1.190
0.200
2-2,5 km
2
2,350
0.851
0.143
2,5-3 km
4
5,830
0.686
0.218
3-3,5 km
6
7,965
0.753
0.305
3,5-4 km
0
2,730
0
0
Limite confidenza.
superiore
0
30.820
6.243
3.933
2.812
1.655
1.567
0
SMR per malattie dell’apparato respiratorio totale (maschi e femmine)nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
Limite confidenza.
inferiore
superiore
0-0,5 km
0
0
0
0
0
0,5-1km
1
0,449
2.227
0.111
10.980
1-1,5 km
2
2,531
0.7902
0.132
2.611
1,5-2 km
5
4,583
1.091
0.400
2.418
2-2,5 km
4
5,327
0.7509
0.239
1.811
2,5-3 km
9
13,635
0.6601
0.322
1.211
3-3,5 km
13
16,906
0.769
0.428
1.282
3,5-4 km
3
5,921
0.507
0.129
1.379
SMR per malattie del sistema circolatorio in maschi nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
inferiore
0-0,5 km
0
0
0
0
0,5-1km
0
1,010
0
0
1-1,5 km
7
8,070
0.867
0.379
1,5-2 km
15
15,370
0.976
0.567
2-2,5 km
13
15,420
0.843
0.469
2,5-3 km
39
38
1.026
0.740
3-3,5 km
45
45,344
0.992
0.733
3,5-4 km
11
18,550
0.593
0.312
SMR per malattie del sistema circolatorio in femmine nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
Limite confidenza
inferiore
0-0,5 km
0
0
0
0
0,5-1km
2
0,820
2.439
0.409
1-1,5 km
4
4,860
0.823
0.261
1,5-2 km
12
9,500
1.263
0.684
2-2,5 km
16
11,090
1.443
0.854
2,5-3 km
38
27,840
1.365
0.980
3-3,5 km
48
60,495
0.793
0.592
3,5-4 km
26
13,550
1.919
1.280
Limite confidenza.
superiore
0
0
1.716
1.574
1.405
1.389
1.316
1.031
Limite confidenza.
superiore
0
8.058
1.985
2.147
2.293
1.854
1.043
2.771
263
264
Moimacco
SMR per malattie del sistema circolatorio totale (maschi e femmine) nel periodo 2000-2005
Fasce
osservati
attesi
SMR
0-0,5 km
0,5-1km
1-1,5 km
1,5-2 km
2-2,5 km
2,5-3 km
3-3,5 km
3,5-4 km
0
2
11
27
29
77
93
37
0
2,915
16,504
30,031
34,767
88,895
110,328
39,057
0
0.686
0.666
0.899
0.834
0.866
0.845
0.947
Limite confidenza
inferiore
0
0.115
0.350
0.605
0.569
0.688
0.686
0.677
Limite confidenza.
superiore
0
2.267
1.158
1.290
1.182
1.077
1.031
1.292
264
Moimacco
Funnel Plot SMR neoplasie maschi senza casa di riposo
200
Data
150
Average
SMR
2SD limits
3SD limits
100
50
0
0
10
20
30
40
morti attese
Funnel Plot SMR neoplasie femmine senza casa di riposo
200
Data
Average
150
2SD limits
SMR
265
3SD limits
100
50
0
0
10
20
30
40
morti attese
265
Moimacco
Funnel Plot SMR neoplasie totale (maschi e femmine) senza casa di
riposo
Ente r Y-ax is Labe l Here (Indire ctly Sta ndar
160
150
140
Data
130
Average
2SD limits
120
3SD limits
110
100
90
80
70
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Enter X-axis Label Here (Expected Events)
Source: Enter Source Here
Funnel Plot SMR naturale femmine
130
120
110
Data
SMR
266
Average
100
2SD limits
3SD limits
90
80
70
60
0
20
40
60
80
100
120
140
morti attese
266
Moimacco
Funnel Plot SMR naturale totale (maschi e femmine) senza casa di riposo
120
115
110
105
Data
SMR
100
Average
2SD limits
95
3SD limits
90
85
80
75
70
0
50
100
150
200
250
morti attese
Funnel Plot SMR cardiocircolatorio totale (maschi e femmine) senza casa di riposo
95
90
85
Data
SMR
267
Average
80
2SD limits
3SD limits
75
70
65
60
0
20
40
60
80
100
120
morti attese
267
Moimacco
Funnel Plot SMR naturale maschi senza casa di riposo
110
105
100
Data
95
SMR
Average
2SD limits
90
3SD limits
85
80
75
70
0
20
40
60
80
100
120
morti attese
Funnel Plot SMR cardiocircolatorio femmine senza casa di riposo
250
230
210
190
Data
SMR
268
Average
170
2SD limits
3SD limits
150
130
110
90
70
0
10
20
30
40
50
60
morti attese
268
Moimacco
Funnel Plot SMR cardiocircolatorio maschi senza casa di riposo
110
100
90
Data
SMR
Average
2SD limits
80
3SD limits
70
60
50
0
10
20
30
40
morti attese
Funnel Plot SMR respiratorio maschi senza casa di riposo
110
100
90
Data
Average
SMR
269
2SD limits
80
3SD limits
70
60
50
0
2
4
6
8
10
morti attese
269
Moimacco
Funnel Plot SMR respiratorio femmine senza casa di riposo
570
470
Data
SMR
Average
370
2SD limits
3SD limits
270
170
70
0
2
4
6
8
10
12
14
morti attese
Funnel Plot SMR respiratorio totale (maschi e femmine) senza casa di
riposo
220
200
180
Data
160
SMR
270
Average
140
2SD limits
3SD limits
120
100
80
60
40
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
morti attese
270
271
Moimacco
Neoplasie maschi
STONE TEST
Area1
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 2.2701 | 2 0.881 2.2701 | 2 0.881 2.2701
2 1.0 - 1.5 1.0026 | 8 8.096 0.9881 | 10 8.977 1.1140
3 1.5 - 2.0 1.0026 | 11 15.335 0.7173 | 21 24.312 0.8638
4 2.0 - 2.5 1.0026 | 20 15.467 1.2931 | 41 39.779 1.0307
5 2.5 - 3.0 0.8412 | 32 38.041 0.8412 | 73 77.820 0.9381
6 3.0 - 3.5 0.7578 | 28 46.074 0.6077 | 101 123.894 0.8152
7 3.5 -***** 0.7578 | 21 18.584 1.1300 | 122 142.478 0.8563
Neoplasie femmine
STONE TEST
Area1
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 1.3210 | 1 0.757 1.3210 | 1 0.757 1.3210
2 1.0 - 1.5 1.2526 | 4 4.891 0.8178 | 5 5.648 0.8853
3 1.5 - 2.0 1.2526 | 11 9.533 1.1539 | 16 15.181 1.0539
4 2.0 - 2.5 1.2526 | 17 11.123 1.5284 | 33 26.304 1.2546
5 2.5 - 3.0 0.9779 | 27 27.872 0.9687 | 60 54.176 1.1075
6 3.0 - 3.5 0.9779 | 33 37.041 0.8909 | 93 91.217 1.0196
7 3.5 -***** 0.9779 | 15 11.786 1.2727 | 108 103.003 1.0485
271
272
Moimacco
Totale neoplasie
STONE TEST
Area1
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 1.5584 | 3 1.925 1.5584 | 3 1.925 1.5584
2 1.0 - 1.5 1.1242 | 12 12.672 0.9470 | 15 14.597 1.0276
3 1.5 - 2.0 1.1242 | 22 24.130 0.9117 | 37 38.727 0.9554
4 2.0 - 2.5 1.1242 | 37 26.355 1.4039 | 74 65.082 1.1370
5 2.5 - 3.0 0.8980 | 59 65.704 0.8980 | 133 130.786 1.0169
6 3.0 - 3.5 0.8339 | 61 84.321 0.7234 | 194 215.107 0.9019
7 3.5 -***** 0.8339 | 36 32.000 1.1250 | 230 247.107 0.9308
Naturali maschi
STONE TEST
Area1
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 1.0526 | 3 2.850 1.0526 | 3 2.850 1.0526
2 1.0 - 1.5 0.9203 | 18 21.780 0.8264 | 21 24.630 0.8526
3 1.5 - 2.0 0.9203 | 31 41.580 0.7456 | 52 66.210 0.7854
4 2.0 - 2.5 0.9203 | 41 40.120 1.0219 | 93 106.330 0.8746
5 2.5 - 3.0 0.9203 | 99 102.980 0.9614 | 192 209.310 0.9173
6 3.0 - 3.5 0.9203 | 109 117.346 0.9289 | 301 326.656 0.9215
7 3.5 -***** 0.8669 | 39 44.990 0.8669 | 340 371.646 0.9148
272
273
Moimacco
Naturale femmine
STONE TEST
Area1
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 1.2422 | 4 3.220 1.2422 | 4 3.220 1.2422
2 1.0 - 1.5 0.9393 | 11 16.660 0.6603 | 15 19.880 0.7545
3 1.5 - 2.0 0.9393 | 28 29.620 0.9453 | 43 49.500 0.8687
4 2.0 - 2.5 0.9393 | 40 38.640 1.0352 | 83 88.140 0.9417
5 2.5 - 3.0 0.9393 | 89 95.920 0.9279 | 172 184.060 0.9345
6 3.0 - 3.5 0.9393 | 115 129.069 0.8910 | 287 313.129 0.9166
7 3.5 -***** 0.9393 | 51 45.690 1.1162 | 338 358.819 0.9420
Naturale totale
STONE TEST
Area1
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 1.1204 | 7 6.248 1.1204 | 7 6.248 1.1204
2 1.0 - 1.5 0.9282 | 29 37.575 0.7718 | 36 43.822 0.8215
3 1.5 - 2.0 0.9282 | 59 69.699 0.8465 | 95 113.521 0.8368
4 2.0 - 2.5 0.9282 | 81 78.496 1.0319 | 176 192.017 0.9166
5 2.5 - 3.0 0.9282 | 188 198.846 0.9455 | 364 390.863 0.9313
6 3.0 - 3.5 0.9219 | 224 249.519 0.8977 | 588 640.382 0.9182
7 3.5 -***** 0.9219 | 90 91.088 0.9881 | 678 731.470 0.9269
273
274
Moimacco
Cardiocircolatorie maschi
STONE TEST
Area1, Area2 , Area3, Area4, Area5 , Area6
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 0.9658 | 0 1.010 0.0000 | 0 1.010 0.0000
2 1.0 - 1.5 0.9658 | 7 8.070 0.8674 | 7 9.080 0.7709
3 1.5 - 2.0 0.9658 | 15 15.370 0.9759 | 22 24.450 0.8998
4 2.0 - 2.5 0.9658 | 13 15.420 0.8431 | 35 39.870 0.8779
5 2.5 - 3.0 0.9658 | 39 38.000 1.0263 | 74 77.870 0.9503
6 3.0 - 3.5 0.9658 | 45 45.344 0.9924 | 119 123.214 0.9658
7 3.5 -***** 0.5930 | 11 18.550 0.5930 | 130 141.764 0.9170
Cardiocircolatorio femmine
STONE TEST
Area1
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 2.4390 | 2 0.820 2.4390 | 2 0.820 2.4390
2 1.0 - 1.5 1.3136 | 4 4.860 0.8230 | 6 5.680 1.0563
3 1.5 - 2.0 1.3136 | 12 9.500 1.2632 | 18 15.180 1.1858
4 2.0 - 2.5 1.3136 | 16 11.090 1.4427 | 34 26.270 1.2943
5 2.5 - 3.0 1.3136 | 38 27.840 1.3649 | 72 54.110 1.3306
6 3.0 - 3.5 0.9994 | 48 60.495 0.7935 | 120 114.605 1.0471
7 3.5 -***** 0.9994 | 26 13.550 1.9188 | 146 128.155 1.1392
274
275
Moimacco
Cardiocircolatorio totale
STONE TEST
corresponding to a radius of *****
Area1, Area2, Area3, Area4, Area5, Area6 , Area7
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 0.8558 | 2 2.915 0.6862 | 2 2.915 0.6862
2 1.0 - 1.5 0.8558 | 11 16.504 0.6665 | 13 19.419 0.6694
3 1.5 - 2.0 0.8558 | 27 30.031 0.8991 | 40 49.450 0.8089
4 2.0 - 2.5 0.8558 | 29 34.767 0.8341 | 69 84.217 0.8193
5 2.5 - 3.0 0.8558 | 77 88.895 0.8662 | 146 173.112 0.8434
6 3.0 - 3.5 0.8558 | 93 110.328 0.8429 | 239 283.440 0.8432
Respiratorio maschi
STONE TEST
corresponding to a radius of *****
Area1 , Area2, Area3, Area4, Area5, Area6, Area7
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 0.7085 | 0 0.200 0.0000 | 0 0.200 0.0000
2 1.0 - 1.5 0.7085 | 1 1.690 0.5917 | 1 1.890 0.5291
3 1.5 - 2.0 0.7085 | 3 4.900 0.6122 | 4 6.790 0.5891
4 2.0 - 2.5 0.7085 | 2 3.010 0.6645 | 6 9.800 0.6122
5 2.5 - 3.0 0.7085 | 5 8.130 0.6150 | 11 17.930 0.6135
6 3.0 - 3.5 0.7085 | 7 8.680 0.8065 | 18 26.610 0.6764
7 3.5 -***** 0.7085 | 3 3.030 0.9901 | 21 29.640 0.7085
275
276
Moimacco
Respiratorio totale
STONE TEST
Area1
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 2.2272 | 1 0.449 2.2272 | 1 0.449 2.2272
2 1.0 - 1.5 0.9840 | 2 2.531 0.7902 | 3 2.980 1.0067
3 1.5 - 2.0 0.9840 | 5 4.583 1.0910 | 8 7.563 1.0578
4 2.0 - 2.5 0.7509 | 4 5.327 0.7509 | 12 12.890 0.9310
5 2.5 - 3.0 0.7204 | 9 13.635 0.6601 | 21 26.525 0.7917
6 3.0 - 3.5 0.7204 | 13 16.906 0.7690 | 34 43.431 0.7829
7 3.5 -***** 0.5067 | 3 5.921 0.5067 | 37 49.352 0.7497
Respiratorio Femmine
STONE TEST
Area1
| SINGLE BANDS
| CUMULATED VALUES
Ord. Bands
1 0.0 - 1.0 6.2500 | 1 0.160 6.2500 | 1 0.160 6.2500
2 1.0 - 1.5 1.2658 | 1 0.790 1.2658 | 2 0.950 2.1053
3 1.5 - 2.0 1.1905 | 2 1.680 1.1905 | 4 2.630 1.5209
4 2.0 - 2.5 0.8511 | 2 2.350 0.8511 | 6 4.980 1.2048
5 2.5 - 3.0 0.6861 | 4 5.830 0.6861 | 10 10.810 0.9251
6 3.0 -***** 0.5610 | 6 10.695 0.5610 | 16 21.505 0.7440
276

Valutazione dell`impatto sanitario Zona Industriale Moimacco

Transcript

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