Esposizione occupazionale a pesticidi ad azione anticrittogamica in

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Università Politecnica delle Marche
Facoltà di Medicina e Chirurgia
DOTTORATO DI RICERCA IN SCIENZE DELLA SICUREZZA E
DELLA TUTELA DELLA SALUTE NEGLI AMBIENTI DI LAVORO
XIII CICLO
ESPOSIZIONE OCCUPAZIONALE A
PESTICIDI AD AZIONE
ANTICRITTOGAMICA IN
VITICOLTURA
TESI SPERIMENTALE
A.A. 2013/2014
Dottoranda: Dott.ssa Marzia Fioretti
Tutor: Prof. Lori Santarelli
Dottorato in collaborazione con: INAIL- Settore Ricerca, Dipartimento di Igiene
del Lavoro, Via Fontana Candida 1, Monte Porzio Catone (Roma); ARPA Marche,
Dipartimento di Macerata, Via Federico II 41, Villa Potenza (Macerata)
Scuola di Dottorato in "Scienze della sicurezza e della tutela della salute negli ambienti di lavoro”
INDICE
1
RIASSUNTO ________________________________________________________ 6
2
INTRODUZIONE ____________________________________________________ 9
2.1
L’EFSA E LA VALUTAZIONE DEL RISCHIO DI ESPOSIZIONE OCCUPAZIONALE A
PESTICIDI _______________________________________________________________ 10
2.2
STUDI EPIDEMIOLOGICI IN AGRICOLTURA _____________________________ 13
2.2.1
EFFETTI ACUTI ____________________________________________________
2.2.2
EFFETTI A LUNGO TERMINE
2.3
LE MALATTIE PROFESSIONALI IN AGRICOLTURA IN ITALIA________________ 21
2.4
LA VITICOLTURA IN ITALIA _________________________________________ 22
2.5
STUDI DI DISSIPAZIONE DEI RESIDUI DI PESTICIDI SULLE FOGLIE ___________ 24
2.5.1
UNITÀ SPERIMENTALI
2.5.2
PERIODO DI CAMPIONAMENTO _______________________________________
2.5.3
GIORNI DI CAMPIONAMENTO
2.5.4
NUMERO DEI CAMPIONI _____________________________________________
2.5.5
INDIVIDUAZIONE DEI PUNTI DI PRELIEVO
2.5.6
CAMPIONAMENTO
2.5.7
CONSERVAZIONE DEI CAMPIONI ______________________________________
28
2.5.8
PROCEDURA DI RIMOZIONE DEI RESIDUI _______________________________
28
2.5.9
DETERMINAZIONE ANALITICA
13
_________________________________________ 14
______________________________________________ 25
26
________________________________________ 26
26
______________________________ 27
_________________________________________________ 27
_______________________________________ 28
2.5.10 CURVA DI DISSIPAZIONE ____________________________________________ 29
2.5.11 CALCOLO DEL COEFFICIENTE DI TRASFERIMENTO DERMICO ______________ 29
2.6
VALUTAZIONE DELL’ESPOSIZIONE DERMICA ___________________________ 29
2.6.1
ALCUNE METODOLOGIE PER LA VALUTAZIONE DEL RISCHIO CUTANEO ______
31
2.6.1.1 TECNICHE DEI SURROGATI CUTANEI __________________________________ 31
2.6.1.1.1
MATERIALI DI CAMPIONAMENTO ____________________________ 32
2
2.6.1.1.2
NUMERO DEI PADS ________________________________________ 33
2.6.1.1.3
LOCALIZZAZIONE DEI PADS_________________________________ 33
2.6.1.1.4
DURATA DEL CAMPIONAMENTO _____________________________ 34
2.6.1.2 TECNICHE DI RIMOZIONE ___________________________________________ 34
2.6.1.2.1
2.6.2
WASH TEST ______________________________________________ 35
STIMA DELL’ESPOSIZIONE DERMICA POTENZIALE E DELLA DOSE CUTANEA __ 36
2.6.2.1 CALCOLO DELL’ESPOSIZIONE DERMICA POTENZIALE (PED) _______________ 38
2.6.2.2 CALCOLO DELLA DOSE DERMICA (ED) _________________________________ 38
2.6.3
STIMA DELLA DOSE DERMICA ASSORBITA E DELLA DOSE TOTALE ASSORBITA 39
2.6.3.1 CALCOLO DELLA DOSE DERMICA ASSORBITA (ADE) ______________________ 39
2.6.3.2 CALCOLO DELLA DOSE TOTALE ASSORBITA (TAD) _______________________ 40
2.7
VALUTAZIONE DELL’ESPOSIZIONE INALATORIA ________________________ 41
2.8
MONITORAGGIO BIOLOGICO ________________________________________ 42
2.9
MYCLOBUTANIL __________________________________________________ 46
2.10
OBIETTIVI DEL LAVORO ____________________________________________ 48
3
MATERIALI E METODI _____________________________________________ 50
3.1
QUESTIONARIO DI RILEVAZIONE DATI_________________________________ 50
3.1.1
STUDIO DI COORTE RETROPROSPETTICO ______________________________ 50
3.1.2
MODELLI DI REGRESSIONE LOGISTICA ________________________________ 51
3.2
METODI GC-MS/MS PER LA VALUTAZIONE DELL’ESPOSIZIONE OCCUPAZIONALE A
PESTICIDI AD AZIONE ANTICRITTOGAMICA
___________________________________ 52
3.2.1
DETERMINAZIONE DEI RESIDUI DEI PESTICIDI SULLE FOGLIE ______________ 64
3.2.2
DETERMINAZIONE DEI PESTICIDI AERODISPERSI ________________________ 65
3.2.3
DETERMINAZIONE DEI PESTICIDI SUI PADS _____________________________ 67
3.2.4
DETERMINAZIONE DEI PESTICIDI NELLE SOLUZIONI DI LAVAGGIO DELLE MANI69
3.2.5
DETERMINAZIONE DEI RESIDUI DI PESTICIDI IN URINA ___________________ 70
3.3
STUDIO PILOTA ___________________________________________________ 72
3
3.3.1
DISLODGEABLE FOLIAR RESIDUE (DFR) _______________________________ 74
3.3.2
VALUTAZIONE DELL’ESPOSIZIONE DERMICA POTENZIALE E DELLA DOSE
78
DERMICA_ ______________________________________________________________
3.3.2.1 ALLESTIMENTO DEI PADS PER IL CAMPIONAMENTO______________________ 78
3.3.2.2 ESECUZIONE DEL WASH TEST MEDIANTE HAND RINSING __________________ 82
3.3.3
VALUTAZIONE DELL’ESPOSIZIONE INALATORIA_________________________ 83
3.3.4
MONITORAGGIO BIOLOGICO ________________________________________ 84
4
RISULTATI E DISCUSSIONE __________________________________________ 85
4.1
I RISULTATI DEL QUESTIONARIO
4.1.1
ANALISI DESCRITTIVA DEL FENOMENO ________________________________ 85
4.1.2
STUDIO DI COORTE RETROPROSPETTICO ______________________________ 96
4.1.3
REGRESSIONE LOGISTICA __________________________________________ 101
_____________________________________ 85
4.1.3.1 VERTIGINI ______________________________________________________ 101
4.1.3.2 TREMORE ALLE MANI _____________________________________________ 103
4.1.3.3 INTORPIDIMENTO DELLE ESTREMITÀ ________________________________ 103
4.1.3.4 DIFFICOLTÀ A CONTROLLARE I MOVIMENTI DI MANI E BRACCIA __________ 104
4.1.3.5 RONZII ALLE ORECCHIE ___________________________________________ 104
4.1.3.6 IPOACUSIA ______________________________________________________ 106
4.2
RISULTATI DELLA VALIDAZIONE DEI METODI DI PROVA _________________ 108
4.2.1
RESIDUI FOGLIARI________________________________________________ 112
4.2.2
FIALE E FILTRI___________________________________________________ 114
4.2.3
PADS ___________________________________________________________ 116
4.2.4
SOLUZIONI DI LAVAGGIO __________________________________________ 117
4.2.5
URINA __________________________________________________________ 119
4.3
RISULTATI DELLO STUDIO PILOTA __________________________________ 120
4.3.1
DFR ____________________________________________________________ 120
4.3.2
ESPOSIZIONE DERMICA POTENZIALE E DOSE DERMICA __________________ 124
4
4.3.2.1 ESPOSIZIONE DERMICA POTENZIALE _________________________________ 131
4.3.2.2 DOSE DERMICA __________________________________________________ 132
4.3.2.3 DOSE DERMICA ORARIA ___________________________________________ 133
4.3.2.4 DOSE DERMICA ASSORBITA_________________________________________ 133
4.3.2.5 COEFFICIENTE DI TRASFERIMENTO DERMICO _________________________ 134
4.3.3
ESPOSIZIONE INALATORIA _________________________________________ 136
4.3.3.1 DOSE INALATA ___________________________________________________ 137
4.3.4
DOSE TOTALE ASSORBITA __________________________________________ 138
4.3.5
MONITORAGGIO BIOLOGICO _______________________________________ 140
4.3.6
STUDI DI ASSOCIAZIONE ___________________________________________ 143
4.3.6.1 MONITORAGGIO BIOLOGICO VS DOSE ASSORBITA ______________________ 143
4.3.6.2 DFR VS DOSE ASSORBITA __________________________________________ 145
4.3.6.3 DFR VS MONITORAGGIO BIOLOGICO _________________________________ 148
5
SVILUPPI FUTURI _________________________________________________ 149
6
CONCLUSIONI____________________________________________________ 150
7
ABBREVIAZIONI __________________________________________________ 154
8
BIBLIOGRAFIA ___________________________________________________ 156
9
ALLEGATO ______________________________________________________ 163
5
1 RIASSUNTO
I
n Europa i prodotti fitosanitari possono essere immessi sul mercato solo dopo
che sono stati autorizzati dalle autorità competenti in ottemperanza alle
disposizioni del Regolamento (CE) n. 1107/2009 del Parlamento Europeo e
del Consiglio del 21 Ottobre 2009.
Nel Regolamento si afferma che l’impiego di un pesticida non deve aver effetti nocivi
sulla salute umana e, quindi, un prerequisito necessario per l’approvazione è la
valutazione del rischio di esposizione per operatori, lavoratori, astanti e residenti.
L’esposizione ai prodotti fitosanitari è stata, infatti, associata non solo ad effetti di
tipo acuto ma anche a quelli di tipo cronico, e in particolari effetti cancerogeni,
riproduttivi e neurologici. Tale associazione assume un particolare rilievo dal punto
di vista sanitario e sociale, data la grande diffusione di queste sostanze e il
conseguente elevato numero di persone esposte.
La valutazione del rischio specifico però, da cui dipende l’individuazione delle
misure tecniche, organizzative e procedurali per il suo contenimento, non è sempre
cosa facile a causa della difficoltà di determinare in maniera quantitativa i diversi
fattori che entrano in gioco. Essa può essere realizzata sperimentalmente con
notevole dispendio di risorse oppure con l’ausilio di modelli predittivi basati su
misure empiriche di esposizione effettuate in scenari rappresentativi per la
valutazione da fare. Attualmente in Europa non esistono modelli di esposizione
armonizzati.
L’assorbimento cutaneo rappresenta la principale via di esposizione a pesticidi,
mentre l’esposizione inalatoria, trascurabile in campo aperto, può divenire rilevante
nelle operazioni effettuate all’interno di serre dove la concentrazione del
fitofarmaco, in fase di vapore o sottoforma di aerosol e/o particolato, può
raggiungere livelli elevati.
6
Pur essendo l’esposizione dermica un parametro di fondamentale importanza ai fini
valutativi, molto spesso i valutatori ricorrono a valori di esposizione di default
anziché provvedere a effettuare le misurazioni.
Attualmente, i modelli più usati per la valutazione dell’esposizione lavorativa a
prodotti fitosanitari sono quello tedesco e l’EUROPOEM II, nei quali l’esposizione
cutanea è stimata a partire dai valori del DFR (Dislodgeable foliar residue) e del TF
(Transfer Factor). In genere, però, non sono disponibili valori di DFR e questo
parametro viene spesso stimato a partire dal valore di indice fogliare LAI (Leaf Area
Index), oppure si imposta un valore conservativo di 3µg/cm2/Kg/ha. Riguardo invece
al TF, gli studi valutativi per il Database del Progetto EUROPOEM II hanno
individuato 213 valori estratti da 10 indagini, suddivisi in quattro scenari
rappresentativi delle principali coltivazioni (vegetali, ornamentali, bacche e alberi
da frutto), relativi a lavorazioni eseguite a mani nude.
Con questo lavoro di tesi si è voluto presentare un approccio metodologico alla
valutazione dell’esposizione occupazionale a pesticidi ad azione anticrittogamica
per l’attività di rientro in coltura nei vigneti, poiché si ritiene che essa sia
potenzialmente poco sicura e sottovalutata, in termini di pericolosità, da parte dei
valutatori che tendono, piuttosto, a focalizzare l’attenzione sulle attività di
preparazione e di distribuzione dei prodotti fitosanitari.
Attraverso la somministrazione di un questionario di rilevazione dati ad un
campione di 146 soggetti operanti nei vigneti, è stata elaborata un’analisi descrittiva
del fenomeno e, per mezzo di modelli di regressione logistica e uno studio di coorte
retroprospettico, sono stati individuati alcuni fattori di rischio.
Sono stati sviluppati e validati metodi analitici in GC-MS/MS per la determinazione
simultanea di 25 principi attivi in diverse matrici quali dischi fogliari, pads, acque di
lavaggio dei wash test, aria e urina.
I suddetti metodi sono stati, successivamente, applicati in una campagna di
campionamento di cinque giornate che ha coinvolto sei lavoratori addetti alle
attività di rientro in coltura, dopo che le viti erano state trattate con Myclobutanil.
Sono stati realizzati sia il monitoraggio ambientale, attraverso campionatori di tipo
personale, sia il monitoraggio biologico per la quantificazione di un biomarcatore di
7
esposizione nelle urine. Contemporaneamente, è stato eseguito uno studio di
dissipazione dell’agrofarmaco sulle foglie trattate.
Si è proceduto alla valutazione dell’esposizione dermica e inalatoria alla molecola,
alla stima della dose di Myclobutanil assorbita e alla sua quantificazione nel liquido
biologico. Particolare attenzione è stata rivolta alla misura sperimentale del DFR e
del TF, allo scopo di fornire valori reali da utilizzare nelle future valutazioni del
rischio con l’ausilio di modelli predittivi, rispondendo alla richiesta avanzata più
volte dall’European Food Safety Authority (EFSA) ai Paesi della Comunità Europea,
e ribadita anche pochissimi giorni fa, di procedere ad avviare studi di esposizione a
pesticidi completi in ogni loro parte ed eseguiti con approcci metodologici condivisi,
affinché si riesca presto a colmare la lacuna dovuta alla mancanza di valori
attendibili e che, in un futuro non troppo lontano, si possa procedere alla
valutazione del rischio con modelli che abbiano per input dati reali di esposizione e
non valori aleatori o derivanti da scenari di esposizione di altri paesi riadattati alle
nostre esigenze.
8
2 INTRODUZIONE
I prodotti fitosanitari comprendono un gruppo eterogeneo di agenti chimici e
biologici la cui funzione principale è quella di inibire lo sviluppo o, in alcuni casi, di
distruggere piante, animali, insetti, funghi ed acari che possono danneggiare la
produzione, lo stoccaggio e il trasporto di derrate alimentari.
L’esposizione a fitofarmaci interessa la gran parte della popolazione comprendendo
soggetti professionalmente esposti e popolazione generale che può venirne a contatto
attraverso l’uso domestico, il consumo di cibi o bevande contaminate o vivendo in
prossimità di zone agricole o di aree trattate a causa di interventi per la salute
pubblica.
Dal punto di vista occupazionale, l’esposizione a fitofarmaci riguarda il settore
industriale (lavoratori che effettuano la produzione o la formulazione), il settore
agricolo (distribuzione in campo aperto e in ambiente confinato, rientro in coltura) e
il settore della salute pubblica (trattamenti di disinfestazione, derattizzazione, ecc.).
Va ricordato, inoltre, l’uso veterinario di alcuni principi attivi.
Durante
l’esposizione
occupazionale,
i
fitofarmaci
vengono
assorbiti
prevalentemente per via inalatoria e cutanea. L’assorbimento attraverso l’apparato
gastroenterico è di norma ridotto ed è causato dalla deglutizione di particelle che, in
virtù delle loro dimensioni, si depositano a livello delle prime vie aeree. I diversi
autori che hanno studiato l’esposizione professionale a fitofarmaci in ambito agricolo
concordano nell’attribuire alla quota inalatoria (aerosol o vapori) un’importanza
sensibilmente inferiore rispetto a quella cutanea (con l’eccezione dei fumiganti che
sono composti estremamente volatili) [1-6]. La contaminazione delle mani e di altre
parti di cute scoperta o non adeguatamente protetta da indumenti, può invece
rappresentare quote significative della quantità assorbita, pari ad oltre il 50% della
dose totale [7].
Il lavoro agricolo presenta alcune peculiarità:
-
l’uso di antiparassitari è concentrato in periodi circoscritti di tempo ed
eventualmente viene ripetuto nel corso dell’anno (esposizione intermittente);
9
-
sono impiegate contemporaneamente più sostanze anche con caratteristiche
tossicologiche molto diverse tra loro;
-
le mansioni svolte dagli operatori sono soggette a variazioni;
-
l’impiego di antiparassitari è caratterizzato da variazioni quali-quantitative
dipendenti da fattori colturali, eventi atmosferici, ecc.
Tra le mansioni più significative svolte sia in campo aperto sia in ambiente confinato
(serre e tunnel) si possono individuare:
-
miscelamento;
-
caricamento;
-
distribuzione;
-
manutenzione e riparazione delle macchine e utensili;
-
rientro in coltura dopo la distribuzione degli antiparassitari.
2.1
L’EFSA E LA VALUTAZIONE DEL RISCHIO DI
ESPOSIZIONE OCCUPAZIONALE A PESTICIDI
Il Regolamento (EC) n. 1107/2009 [8] stabilisce che i trattamenti delle colture con
prodotti fitosanitari non devono arrecare danni alla salute dell’uomo. In quest’ottica
si rende obbligatoria la valutazione del rischio di esposizione a pesticidi di lavoratori,
astanti e residenti, affinché un agrofarmaco possa essere autorizzato e messo in
commercio.
L’European Food Safety Authority (EFSA), con sede a Parma, proprio pochi giorni
fa ha presentato una guida [9] sulla valutazione del rischio di esposizione a pesticidi
per vie differenti dall’intake alimentare con l’intento di armonizzare gli approcci
valutativi, a conferma di come l’argomento sia ancora attuale e necessiti di ulteriori
approfondimenti. Il documento stabilisce una metodologia che funge da riferimento
per valutatori del rischio e produttori (che presentino richieste di autorizzazione per
pesticidi) per il calcolo del rischio delle persone esposte a queste molecole, a causa
del lavoro svolto e della prossimità ad aree trattate con questi prodotti. Nel 2010,
infatti, il gruppo di lavoro EFSA Panel on Plant Protection Products and their
Residues (PPR) presentò una relazione dal titolo ‘Preparation of a Guidance
10
Document on Pesticide Exposure Assessment for Workers, Operators, Residents and
Bystanders’ [10] in cui furono evidenziate alcune sostanziali differenze tra gli
approcci valutativi adottati dalle Autorità competenti dei diversi Paesi. A seguito di
questa relazione venne, pertanto, istituito a Bruxelles, a partire dal 11/05/2011, un
gruppo di lavoro ad hoc sull’argomento; i primi risultati vennero presentati a giugno
del 2011 e successivamente, in accordo con quanto sancito dall’articolo 31 del
Regolamento (EC) n. 178/2002, venne dato mandato all’EFSA di predisporre il
documento di linee guida per la valutazione del rischio che è stato pubblicato a
novembre 2014.
Fino ad oggi, infatti, per la valutazione del rischio di esposizione ad agrofarmaci di
lavoratori, astanti e residenti non vi è un approccio armonizzato e condiviso a livello
comunitario e, per la valutazione dei principi attivi ai sensi della Direttiva
91/414/EEC [11] e del Regolamento 1107/2009 [8], vengono adoperati, a discrezione
del valutatore, una serie di modelli sviluppati in diversi paesi (dei quali quello
tedesco e quello inglese erano i più diffusi). Purtroppo la valutazione dello stesso
scenario di esposizione occupazionale fatta con il modello tedesco e con quello
inglese, conduce spesso a stime di rischio differenti tra loro e quindi si sentiva
fortemente la necessità di standardizzare gli approcci valutativi ai fini di avere
risultati confrontabili e condivisibili tra i diversi Paesi della Comunità Europea.
In Tabella 1 viene riportata una summa dei database e dei modelli sviluppati negli
ultimi anni e utilizzati dalle Autorità competenti in materia di autorizzazione all’uso
di pesticidi, adottando le seguenti definizioni:
-
operatore: persona coinvolta in attività di preparazione, miscelazione,
caricamento
e
distribuzione
del
pesticida,
nonché
di
riparazione
e
decontaminazione di apparecchiature e strumentazioni utilizzate per il
trattamento delle piante con agrofarmaci;
-
lavoratore: persona coinvolta in attività di rientro in coltura (raccolta frutti e
ortaggi, semina, irrigazione, rimozione erbe infestanti, ecc);
-
astante: persona che, anche se non direttamente coinvolta in attività agricole, si
trova a dover operare, per brevi periodi di tempo (esposizione acuta) in
prossimità di luoghi in cui vengono effettuati i trattamenti o sono stati distribuiti
pesticidi da poco tempo;
11
Tabella 1: Una panoramica dei database e dei modelli disponibili per effettuare la
valutazione del rischio di esposizione a pesticidi.
Categoria
degli esposti
Operatori
Operatori
Database/Modello
Operatori
Operatori
Operatori
Operatori
Agricultural operator
exposure model (AOEM)
EUROPOEM II
PHED
TNsG Biocides
Si
Si
No
Operatori
Operatori
ConsExpo
Modello francese
No
No
Operatori
Operatori
Si
No
Operatori
IVA - Germany
ECPA – Europa
meridionale
Modello olandese
Operatori
SeedTropex
No
Lavoratori
Lavoratori
Lavoratori
EUROPOEM II
Modello tedesco
SeedTropex
Si
Si
No
Lavoratori
Coefficiente di
trasferimento
EUROPOEM II
No
Autorità danese (1992), non
pubblicato
Autorità inglese e francese
(1996), non pubblicato
Van Hemmen et al. (2002) [22]
Krebs et al (2000) [23]
Autorità inglese e francese
(1996), non pubblicato
US EPA (2000 [24] e 2011 [25])
Si
Van Hemmen et al. (2002) [22]
BREAM
Si
Residenti e
astanti
Residenti e
astanti
Residenti e
astanti
Residenti e
astanti
Residenti e
astanti
ConsExpo
No
Butler Ellis (2010a [26], 2010b
[27])
Butler and Miller (2010) [28]
Glass et al. (2010 [29], 2012
[30])
Kennedy et al. (2012) [31]
Bremmer et al. (2006) [20]
Lloyd-Bell
Si
CRD
Si
Lloyd and Bell (1983) [32]
Lloyd et al. (1987) [33]
CRD (2008) [34]
California EPA
Si
California EPA (2002) [35]
Ganzelmeier
Si
Residenti e
astanti
BfR 2008
Si
Ganzelmeier and Rautmann
(1995) [36]
Rautmann et al. (2001) [37]
Martin et al. (2008) [38]
Residenti e
astanti
Residenti e
astanti
Modello tedesco
Modello inglese UK POEM
Disponibilità
di dati analitici
Si
Si
Si
No
Riferimenti
Lundehn et al. (1992) [12]
UK MAFF (1986) e Predictive
Operator Exposure Model
(POEM-UK MAFF, 1992) [13]
Groβkopf et al. (2013) [14]
EUROPOEM II (2012) [15]
PHED (1992) [16]
TNsG (2008) [17]
TNsG (2002) [18]
TNsG (2007) [19]
Bremmer et al. (2006) [20]
UPJ (Union des Entreprises
pour La Protection des Jardins),
non pubblicato
Mich (1996) [21]
Non pubblicato
12
-
residente: persona che vive o lavora o si trova a dover soggiornare per lunghi
periodi di tempo (esposizione cronica) in prossimità di luoghi in cui vengono
effettuati i trattamenti o sono stati distribuiti pesticidi da poco tempo.
Molti di questi modelli non sono supportati da dati analiti (Tabella 1) e, spesso,
laddove questi risultati di laboratorio siano presenti, essi sono scarsi (perché gli studi
hanno arruolato solo pochi lavoratori) e/o incompleti (ad esempio manca il
monitoraggio biologico oppure non sono state considerate tutte le vie di esposizione)
e/o non vengono ben descritti lo scenario valutato o la procedura di monitoraggio
adottata. In altri casi i lavori sono completi ma si riferiscono solo ad alcune attività
specifiche.
Da queste osservazioni si comprende perfettamente come l’EFSA abbia stabilito le
priorità di implementare i dati sperimentali per tutte le attività possibili e di
approcciarsi al problema valutativo nelle stesse modalità, adottando un modello
condiviso da tutti i Paesi.
2.2 STUDI EPIDEMIOLOGICI IN AGRICOLTURA
2.2.1 EFFETTI ACUTI
Come è stato rilevato nell’ambito del Sistema di Sorveglianza sulle Intossicazioni
Acute da Antiparassitari (in riferimento all’Accordo tra Governo, Regioni e Province
autonome stipulato in data 8 maggio 2003 - G.U. n. 121 del 27.5.2003 - per
l’adozione dei piani nazionali triennali di sorveglianza sanitaria ed ambientale su
eventuali effetti derivanti dall’utilizzazione dei prodotti fitosanitari, Art. 17
D.Lgs.194/95) solo nel 2005 sono stati identificati nel nostro Paese 520 casi di
intossicazione accidentale da fitosanitari [39]. Da tale sistema emerge come in Italia,
e soprattutto in alcune zone, siano ancora presenti intossicazioni acute a
dimostrazione di un non corretto utilizzo di tali sostanze.
13
2.2.2 EFFETTI A LUNGO TERMINE
I principi attivi contenuti negli agrofarmaci possono avere proprietà genotossiche,
teratogene, immunotossiche, cancerogene e di interferenti endocrini. Varie
organizzazioni, a livello nazionale e internazionale, deputate a valutare i rischi per
l'uomo derivanti dall’esposizione a sostanze chimiche, hanno indagato alcuni principi
attivi o classi chimiche in base alla loro cancerogenicità (IARC 1983, 1986, 1991;
EPA, NTP). Numerosi principi attivi sono stati classificati dall’Agenzia
Internazionale per la Ricerca sul Cancro (IARC) e da altre agenzie nazionali e
internazionali come certi, probabili o possibili cancerogeni, sulla base soprattutto
dell’evidenza derivante dagli studi sperimentali condotti su animali da laboratorio. A
seguito di queste valutazioni alcune sostanze sono state bandite, o ne è stato limitato
l’uso, sia in Europa che negli USA. Oltre agli studi sperimentali su animali anche le
indagini epidemiologiche hanno contribuito ad aumentare le conoscenze sulla
cancerogenicità di queste molecole. Gli studi di coorte sugli agricoltori, come
mostrano due meta-analisi e altre ricerche italiane [40-45] hanno evidenziato che, se
si considera la mortalità per tutte le cause, questi lavoratori non presentano un
eccesso rispetto alla popolazione generale. Però, se si approfondisce l’osservazione
limitandoci ad alcune cause specifiche, il quadro che ne risulta diventa molto
preoccupante: si registra, infatti, un eccesso di mortalità in particolare per infortuni e
per quanto riguarda alcuni tumori, soprattutto quelli del sistema emolinfopoietico
(linfoma non Hodgkin (LNH), leucemie, mieloma multiplo) ma anche il tumore della
prostata, della cute, i tumori del tessuto connettivo, del rene, dello stomaco e del
cervello. Oltre all’uso di prodotti fitosanitari sono stati messi in relazione con questi
incrementi anche altri fattori di rischio, quali ad esempio l’esposizione a radiazione
solare e a virus.
È stato comunque soprattutto attraverso gli studi epidemiologici di tipo casocontrollo che sono stati messi in evidenza incrementi di patologie tumorali in gruppi
di lavoratori esposti professionalmente ad alcune classi chimiche di pesticidi. In
particolare gli studi epidemiologici hanno evidenziato incrementi di rischio per
sarcomi dei tessuti molli (STM) e per LNH causati da esposizione a erbicidi
clorofenossiacetici; l’esposizione ad insetticidi organo-clorurati è stata associata ad
14
incrementi di rischio per STM, LNH, leucemie e, anche se l’associazione è meno
consistente, con il tumore del polmone e della mammella; i composti organofosforici
sono stati messi in relazione con l’insorgenza di LNH e leucemie; tra gli erbicidi la
classe delle triazine è stata messa in relazione con il tumore dell’ovaio; aumenti di
rischio per il tumore della prostata sono stati associati all’uso di pesticidi
appartenenti alle classi degli organofosfati e organoclorurati [46-48]. Non tutti gli
studi, però, sono concordi nel dimostrare queste associazioni.
Uno dei punti cruciali degli studi epidemiologici su tumori e pesticidi rimane la
definizione dell’esposizione, data la difficoltà a studiare situazioni in cui
l’esposizione è molto complessa e, conseguentemente, a individuare associazioni con
specifiche sostanze. I recenti studi condotti, anche in Italia, sull’argomento hanno
cercato di affrontare con nuovi approcci metodologici tali difficoltà. Tra gli studi
italiani lo "Studio caso-controllo multicentrico sulle neoplasie maligne del sistema
emolinfopoietico (HLMP)" condotto in 11 aree, con l’obiettivo principale di studiare
l’associazione tra HLMP e l’esposizioni a pesticidi e solventi, e lo "Studio
multicentrico caso-controllo sul rischio cancerogeno associato all’esposizione a
pesticidi" condotto in 5 aree italiane, hanno condiviso la stessa metodologia
innovativa nella definizione dell’esposizione [48,49-51]. Lo studio multicentrico
sulle neoplasie maligne del sistema emolinfopoietico ha messo in evidenza aumenti
di rischio di HLPM tra i soggetti esposti a fungicidi appartenenti alle classi chimiche
dei nitroderivati e fenilimmidi; a insetticidi delle famiglie chimiche degli idrocarburi
derivati, fosforoamidi, oli insetticidi; tra gli erbicidi le categorie che sembrano
rappresentare un rischio per tali patologie sono le ammine e le triazine [49]. Lo
studio ha, inoltre, sottolineato l’importanza dell’uso dei dispositivi di protezione
individuale (DPI), dal momento che sono stati osservati aumenti di rischio per NHL
tra coloro che hanno dichiarato di non aver mai indossato DPI nell’utilizzare erbicidi
fenossiacetici [48]. Lo studio multicentrico coordinato dall’ISS ha, invece, messo
soprattutto in luce aumenti di rischio per tumore della prostata tra gli agricoltori
esposti a insetticidi e acaricidi organoclorurati, e più specificatamente per l’uso
contemporaneo di DDT e Dicofol [51]. Il rischio di tumore della prostata in esposti a
pesticidi è stato sottolineato anche da recenti meta-analisi di studi sull’argomento
[52]. Un recente lavoro ha messo in luce quali principi attivi possono essere associati
15
con questo tumore e come il rischio aumenti in soggetti con familiarità di tumori in
famiglia [53]. Appare quindi che le esposizioni a prodotti fitosanitari è associata a
diversi tipi di neoplasie ed in primo luogo quelle del sistema emolinfipoietico. E’
stato inoltre recentemente suggerito il possibile ruolo di alcuni pesticidi classificati
come xero-ormoni (endocrine disrupting chemicals) e alcuni tumori ormonidipendenti quali il tumore della mammella e il tumore della prostata. Crescente
preoccupazione suscita l’associazione tra tumori infantili ed esposizioni a prodotti
fitosanitari derivanti da esposizione residenziale, dall’uso domestico di insetticidi ma
anche, come dimostrato in alcuni studi, da esposizione dei genitori nel periodo
gestionale o del pre-concepimento. Le cause e le modalità dell’esposizione dei
bambini a prodotti fitosanitari, infatti, possono essere diverse: perché vivono in
azienda agricola o vicino ad una fattoria, l’esposizione si può verificare durante i
trattamenti, ma anche dopo; può essere provocata in ambiente domestico dagli stessi
parenti attraverso i vestiti e i dispositivi utilizzati in agricoltura. I bambini possono
essere esposti a pesticidi usati in ambiente domestico (uso di prodotti per piante
ornamentali con contaminazione del pavimento, dove, specie da piccolo, il bambino
può soggiornare spesso, o per contaminazione dei giocattoli), o in orti o giardini;
oppure per uso non corretto di presidi medico-chirurgici (es. prodotti per la
pediculosi) ed infine per contaminazione dell’acqua e degli alimenti. Sono stati
osservati aumenti di rischio di tumori infantili (in particolar modo leucemie, tumori
del SNC, ma anche neuroblastoma, LNH e tumore di Wilms) per uso di pesticidi da
parte dei genitori in casa o nel giardino, occupazione della madre in agricoltura o uso
di pesticidi durante la gravidanza, occupazione del padre, esposizione diretta del
bambino. Molti dei tumori infantili associati ad agrofarmaci, sono proprio quei tipi di
tumore che sono stati ripetutamente associati anche all’adulto. I numerosi studi
condotti (per lo più di tipo caso-controllo) hanno il limite dalla mancanza di
informazioni specifiche sui pesticidi e del basso numero di soggetti esposti e dei
problemi di "recall bias", comunque l’entità dei rischi osservati è maggiore rispetto
all’adulto, facendo presupporre una maggiore suscettibilità [54].
Un orientamento attuale della ricerca scientifica è quello di sviluppare e validare
nuovi biomarcatori in grado di evidenziare l’avvenuta attivazione del processo
eziopatogenetico caratteristico dei tumori professionali, in totale assenza di
16
sintomatologia e/o segni clinici. Come documentato dai recenti lavori pubblicati in
letteratura, lo studio dei microRNA quali indicatori diagnostici e prognostici di una
patologia è risultato di notevole interesse. Alcuni polimorfismi, infatti, possono
coinvolgere loci genici codificanti per microRNA, inducendone l’inattivazione
mediante insorgenza di mutazione, o di delezione, oppure l’over-espressione in
seguito ad aberrazioni cromosomiche. Quindi, accanto alle tecniche tradizionali è
nata l’esigenza di utilizzare le nuove metodologie molecolari in grado di correlare il
profilo tumorale a livello genotipico e fenotipico con i parametri clinico-patologici
della neoplasia. Queste nuove tecniche si basano sull’analisi di polimorfismi per
identificare i fattori di suscettibilità individuale, nonché dell’impiego di biomarcatori
sierici rilasciati da cellule neoplastiche o prodotti dall’interazione tra ospite e tumore.
Un approccio di tipo molecolare potrebbe essere di grande ausilio anche se si vuole
indagare la capacità di agire da interferenti endocrini mostrata da diversi pesticidi. Al
riguardo, studi di espressione genica hanno evidenziato, ad esempio, come il DDT e i
suoi metaboliti abbiano un ruolo nell’interagire con fattori deputati alla regolazione
genica. Frigo ha dimostrato che il DDT e i suoi metaboliti stimolano l’espressione
genica in cellule di endometrio umano intervenendo sull’attività di vari fattori di
trascrizione come l’activator protein-1 (AP-1) attraverso la cascata della miogenactivated protein kinase (MAPK) p38. L’attività della p38 indotta dal DDT
porterebbe al rilascio del citocromo c dai mitocondri e all’attivazione della caspasi
3/7. Oltre all’AP-1 verrebbero attivati anche il cAMP response element (CRE) e il
receptor fetal liver kinase (Flk1) [55-57].
Altre indagini hanno, invece, evidenziato che negli organismi esposti a Clorpirifos e
Clorpirifos-metile, i tioli sono convertiti nella forma oxon dal citocromo P450.
Recenti scoperte dei ricercatori della North Carolina State University hanno, inoltre,
dimostrato che i tioli sono in grado di disattivare gli enzimi P450 che catalizzano la
desolforazione ossidativa dei composti di partenza. Di particolare interesse è
l’inattivazione dei citocromi P450 3A4 e 1A2 che sono importanti nel metabolismo
di testosterone ed estradiolo. Sono state caratterizzate isoforme specifiche di alcuni
enzimi polimorfici e sono state dimostrate le interazioni tra pesticidi-antiparassitari e
gli enzimi che li metabolizzano. L’esposizione degli epatociti umani a CPF ha
17
dimostrato la loro capacità di indurre isoforme CYP utilizzando il branched chain
DNA assay (bDNA assay) per monitorare i livelli di mRNA.
Per quanto riguarda gli effetti tossico-riproduttivi, è riconosciuto che alcuni pesticidi
possono causare difetti alla nascita in animali di laboratorio ma l’evidenza sull’uomo
non è ancora stata chiarita, anche se l’esposizione a pesticidi della madre, di tipo
ambientale o lavorativo, è stata messa in relazione con la nascita di bambini con
difetti agli arti, o difetti orofacciali. L’esposizione occupazionale materna a pesticidi
è stata inoltre associata ad un elevato rischio di aborto spontaneo [58]. Recentemente
è stato condotto uno studio tra le lavoratrici in serre, che ha coinvolto anche la
provincia di Pistoia, in cui è stato osservato un rischio elevato di aborto spontaneo
per le attività di rientro in campo entro le 24 ore e per applicazioni di pesticidi [59].
L’esposizione a pesticidi è stata, altresì, associata ad un possibile rischio per la
fertilità, soprattutto maschile. Tale osservazione deriva, in particolare, da studi
condotti su animali [60]. Sono stati, infine, osservati: ritardo al concepimento,
menopausa precoce, morte fetale e ritardo nella crescita intrauterina.
Per quanto riguarda, invece, gli effetti neurologici è noto che alcune classi di
pesticidi possono produrre neuropatie. Anche se a tutt’oggi non è stato chiarito se
esiste una relazione causale tra esposizione a pesticidi e patologie neurologiche di
tipo cronico, è stato comunque suggerito che le esposizioni occupazionali a pesticidi
possano aumentare il rischio di sclerosi laterale amiotrofica (SLA) [61,62], malattia
di Alzheimer [63] e morbo di Parkinson (PD) [64]. In una recente review sulla
malattia di Parkinson e l’esposizione a prodotti fitosanitari, si afferma che, al
momento, il peso dell’evidenza è sufficiente per concludere che un‘associazione
generica tra uso di pesticidi e PD esiste, ma è insufficiente a concludere che esista
una relazione causale per singoli principi attivi o per classi di sostanze [65].
I risultati di uno studio italiano svolto nel territorio ferrarese mostrano che risiedere
in comuni rurali non influenza il rischio di SLA, ma lavorare in attività agricole
potrebbe, invece, avere influenza e l’esposizione a pesticidi potrebbe rivestire un
possibile ruolo causale [66].
Un ulteriore approfondimento sugli effetti a lungo termine merita la tematica
dell’ototossicità. La Commissione Europea, nel 2001, ha promosso il progetto di
ricerca NoiseChem [67] che prevedeva studi sull’animale, allo scopo di identificare i
18
meccanismi di danno ototossico dovuti all’interazione rumore-sostanze chimiche sui
lavoratori esposti, attraverso indagini epidemiologiche standardizzate nei metodi e
nelle procedure. Il Progetto NoiseChem ha identificato come prioritari, almeno
inizialmente, toluene, xilene, stirene, disolfuro di carbonio, n-esano e miscele di
solventi, in presenza o meno di concomitante esposizione a rumore e ha avuto come
fine ultimo quello di verificare l’adeguatezza dei valori limite di esposizione in caso
di coesposizione a diversi fattori di rischio e delle attuali strategie di valutazione e di
protezione della funzione uditiva (compresa l’identificazione di individui
ipersuscettibili); ha proposto, inoltre, l’obiettivo di definire metodi per la valutazione
del rischio da interazione fra due o più agenti tossici o fra sostanze chimiche e
rumore. Lo studio dell’interazione sinergica fra differenti fattori di rischio [68-72] è
uno dei principali obiettivi della ricerca in ambito protezionistico. La Direttiva
Europea 2003/10/CE, riguardante la protezione dei lavoratori dai rischi derivanti
dall’esposizione a rumore, raccomanda di individuare e sottolineare nel documento
di valutazione del rischio l’esposizione simultanea al rumore e altri fattori ototossici
come le vibrazioni e i solventi organici. Un criterio quantitativo per la valutazione
del rischio dovuto a eventuali interazioni sinergiche tra differenti fattori ototossici
ancora non esiste. Poiché l’esposizione ad agrofarmaci costituisce fattore di rischio
per i danni al sistema nervoso, da qualche anno la comunità scientifica ha rivolto la
sua attenzione all’attività neurotossica ed ototossica di queste sostanze [73]. Molti
studi scientifici, condotti in diversi paesi, hanno dato evidenza che i pesticidi
possono danneggiare l’udito umano. Sono colpiti principalmente i lavoratori in
ambito agrario e industriale che spesso vengono a contatto con i pesticidi, ma, come
dimostra una ricerca dell’Università di Harvard [74], in misura preoccupante anche i
figli degli agricoltori. Questi ultimi, infatti, sono da considerarsi soggetti a rischio
perché nella vita quotidiana sono potenzialmente esposti al rumore causato dalle
macchine agricole e a sostanze chimiche ad azione ototossica (solventi e pesticidi).
Attraverso nuove indagini è stato dimostrato che gli insetticidi organofosfati come
pure i piretroidi possono essere responsabili di danni all’udito. Questi danni indotti
dagli insetticidi sono stati confermati anche negli animali da laboratorio [73]. Inoltre,
un team di ricercatori brasiliani ha esaminato, tra il 2002 e il 2003 [75,76], un gruppo
di 98 lavoratori esposti a pesticidi organofosfati e piretroidi. Il 63.8% delle persone
19
esposte soffriva di perdita di udito; il 66,7% delle persone esposte ai rumori e ai
pesticidi mostrava perdita di udito. Il tempo medio di esposizione per arrivare alla
perdita di udito era di 3.4 anni nel caso i lavoratori fossero esposti a rumore e
agrofarmaci, mentre era di 7.3 anni se erano esposti solo agli insetticidi. Al gruppo
che era stato esposto a rumore e pesticidi è stato, inoltre, associato un rischio elevato
di riportare danni cerebrali. Le conclusioni alle quali giunsero questi ricercatori del
Brasile furono che l’esposizione agli insetticidi organofosfati e piretroidi può causare
danni al sistema uditivo centrale e che il rumore può potenziare gli effetti ototossici
degli insetticidi.
In conclusione, gli agricoltori possono essere esposti a una varietà di agenti che
potrebbero avere effetti negativi sulla loro salute; tra i vari agenti, i prodotti
fitosanitari rivestono un ruolo importante oltre a poter rappresentare un’esposizione
anche per la popolazione generale. Gli agrofarmaci comprendono numerose famiglie
con diverse proprietà sia chimiche che tossicologiche e l’utilizzo dei principi attivi in
associazione con altre sostanze pericolose può rappresentare una ulteriore
complicazione. Alcuni principi attivi sono stati valutati come cancerogeni e sono
stati banditi in Europa e USA. L’evidenza epidemiologica suggerisce una
associazione tra tumori ed esposizioni a prodotti fitosanitari anche se, data la
complessità della materia, tale evidenza non può definirsi conclusiva. I tumori
emolinfopietici sono quelli che sono stati più frequentemente associati a questa
esposizione. I bambini sembrano essere più vulnerabili a quest’esposizione che può
essere un fattore di rischio per i tumori infantili. Sono stati inoltre messi in evidenza
effetti riproduttivi, neurologici e ototossici. Il punto critico è rappresentato dalla
difficoltà nel definire l’esposizione.
La prevenzione si attua con il controllo e con l’uso corretto di queste sostanze, in
primo luogo in ambito lavorativo - a cominciare ovviamente dalla produzione - e di
conseguenza nei successivi passaggi - compreso il controllo sugli alimenti - che
possono coinvolgere la popolazione generale. E’ fondamentale, inoltre, che vengano
attuate politiche di controllo perché non succeda che i pesticidi più pericolosi, vietati
nella UE e negli USA, vengano esportati nei paesi in via di sviluppo.
20
2.3 LE MALATTIE PROFESSIONALI IN AGRICOLTURA IN
ITALIA
Dall’analisi dei dati relativi al 2011 e presentati nel numero di Gennaio 2013 del
mensile “Dati INAIL”, si evince che l’aumento delle denunce in agricoltura dal 2007
al 2011 è stato notevolissimo (+382,8%, da 1.650 a 7.967), favorito dall’emergere
delle cosiddette malattie “nascoste” a seguito dell’introduzione del DM 09/04/2008
(nuove tabelle delle malattie con presunzione legale di origine professionale) che ha
inserito in elenco le principali malattie osteo-articolari e muscolo-tendinee da
sovraccarico biomeccanico e vibrazioni, vere protagoniste del record di denunce
(sono aumentate in 5 anni del 619,4% fino ad arrivare nel 2011 a 6.663 casi, oltre
l’80% del totale delle denunce). L’andamento dell’ultimo periodo per le malattie
professionali (MP) e gli infortuni denunciati, viene riportato in Figura 1.
Figura 1: Italia, infortuni (valori divisi per 10) e malattie professionali denunciati in
agricoltura (2007-2011)
10000
8000
6000
MP
4000
INFORTUNI
2000
0
2007
2008
2009
2010
2011
Le patologie più frequenti tra gli agricoltori sono state: affezioni dei dischi
intervertebrali (2.595 denunce nel 2011), tendiniti (1.750) e sindromi del tunnel
carpale (1.327), nonché ipoacusia da rumore (615). Significativo, ai fini del nostro
studio, è l’incremento dei casi di tumore (+135.2%) registrato nel settore (da 22 a 51
casi). Degni di attenzione sono, inoltre, gli aumenti delle malattie respiratorie e
cutanee, rispettivamente del 49.7% del 5.8%.
I dati allarmanti sopra riportati giustificano l’attenzione che la sanità pubblica e le
istituzioni nazionali e comunitarie, sia scientifiche sia normative, nutrono nei
21
confronti di queste tematiche. Sebbene fin dagli anni ’80 la comunità scientifica si
sia interessata a questi argomenti, tuttavia i dati disponibili sono ancora disomogenei
e numerosamente poco significativi per consentire di stabilire una correlazione tra
l’esposizione a prodotti fitosanitari e l’insorgenza di effetti avversi per la salute e
andrebbero ulteriormente approfonditi. Inoltre, come già detto, una delle
caratteristiche
peculiari
del
lavoro
agricolo
è
rappresentata
dall’impiego
contemporaneo di più sostanze, anche con caratteristiche tossicologiche molto
diverse tra loro, ma le conoscenze sulle interazioni tra diversi principi attivi nel corso
di esposizioni combinate sono inadeguate.
2.4 LA VITICOLTURA IN ITALIA
Secondo i dati pubblicati dall’ISTAT e relativi al 6° censimento generale
dell’agricoltura (scaricabili dal sito Internet http://censimentoagricoltura.istat.it), la
viticoltura in Italia riguarda circa il 7-8% del terreno coltivato e, per estensione di
superficie coltivata, viene dopo la produzione di cereali e foraggi (che si estende su
oltre il 60% dei terreni coltivati), e la coltivazione dell’ulivo (12%). Come si
evidenzia in Figura 2, nel corso degli ultimi anni, la coltivazione della vite è in lento
declino. I dati del periodo, tuttavia, confermano ancora una presenza sostanziale in
termini di aziende: circa 390.000 aziende viticole con una superficie investita pari a
oltre 750.000 ettari.
Figura 2: Italia, superficie coltivata a vigneto (2008 – 2012)
2012
2011
2010
Uva da tavola
2009
Uva da vino
2008
0
200
400
600
800
1000
Migliaia di ettari
Fonte: ISTAT, Annuario statistico italiano 2013
22
Il grafico di Figura 3 illustra, invece, i quantitativi di uva, da vino e da tavola,
prodotti a livello nazionale negli ultimi anni.
Figura 3: Italia, produzione di uva (2008 – 2012)
2012
2011
2010
Uva da tavola
2009
Uva da vino
2008
0
20000
40000
60000
80000
Migliaia di quintali
Fonte: ISTAT, Annuario statistico italiano 2013
E’ stato stimato che il 94.3% della superficie coltivata a vite viene regolarmente
trattata con prodotti fitosanitari [77]. Gli sfavorevoli andamenti stagionali di natura
climatica che si sono susseguiti durante l’annata agraria 2009-2010, ad esempio,
hanno reso necessari interventi diversificati di difesa della vite. In totale sono stati
effettuati 2.7 milioni di trattamenti, in media 12.3 trattamenti per ettaro di superficie
trattata. Per effettuare tali interventi sono stati utilizzati 19.1 milioni di chilogrammi
di prodotti fitosanitari e distribuiti, mediamente, 26.6 chilogrammi per ettaro di
superficie trattata.
I principi attivi fungicidi costituiscono, in termini di quantità distribuita, il 97.5% del
totale delle sostanze attive utilizzate nella difesa fitosanitaria della vite (pari a 18.6
milioni di chilogrammi) e vengono impiegati per combattere lo sviluppo di numerosi
parassiti fungini (tra i quali la Peronospora, l’Escoriosi e l’Oidio), in grado di
provocare gravi danni alla coltura della vite.
Tra tutti i fungicidi, gli inorganici a base di zolfo rappresentano la classe di sostanze
attive più utilizzata con 14.4 milioni di chilogrammi (77.6%), seguiti dai composti
inorganici del rame (1.9 milioni di chilogrammi pari al 10.2%). Gli azoto
solforganici, gli azoto organici aromatici o alifatici e gli azoto organici etoriciclici
(esclusi i triazoli) rappresentano, rispettivamente, il 8.3%, 0.6% e 1.1% del totale dei
23
fungicidi utilizzati in viticoltura. I triazoli, invece, ricoprono lo 0.1% mentre i
fosforganici e stannorganici l’8.1%. Il restante 0.2% spetta ai fungicidi di altra natura
chimica.
2.5 STUDI DI DISSIPAZIONE DEI RESIDUI DI PESTICIDI SULLE
FOGLIE
Per il monitoraggio di soggetti esposti a residui di antiparassitari durante il contatto
con foglie, fiori e frutti in colture precedentemente trattate, si adotta il Dislodgeable
foliar residue (DFR). Esso rappresenta la quantità di residui depositati sulla
superficie delle foglie che non sono stati assorbiti dalla foglia stessa o ancora
dissipati e che, pertanto, può essere potenzialmente rimossa e costituire un fattore di
rischio per i lavoratori poiché risulta disponibile per un eventuale trasferimento dalla
pianta all’operatore [78]. Il DFR è espresso in unità di massa di agrofarmaco per
unità di superficie della foglia.
Il DFR, generalmente, viene utilizzato:

in studi di dissipazione del pesticida;

in stime del carico ambientale della sostanza;

nelle valutazioni dell’esposizione occupazionale a pesticidi in agricoltura.
In associazione con le attività di monitoraggio per la determinazione dell’esposizione
cutanea degli operatori addetti al rientro in coltura, noti i valori del DFR e della dose
dermica oraria, si può definire il coefficiente di trasferimento dermico o transfer
factor (TF) [79-81].
In studi di esposizione successivi, noto il valore del TF per una certa attività e per un
determinato agrofarmaco, l’esposizione dermica dei lavoratori viene stimata dalla
misura dei valori di DFR rilevati sulla superficie contaminata.
Si definisce:

Unità sperimentale: appezzamento di terreno ben delimitato nel quale si è
proceduto a un trattamento con un prodotto fitosanitario.

Unità campionaria (o campione): sottoinsieme dell’unità sperimentale, scelto
in maniera randomica, all’interno del quale si procede al campionamento.
24
Nell’elaborazione di uno studio di dissipazione, in genere, si stabilisce un
programma di campionamento in cui vengono definiti le unità campionarie, i tempi
di campionamento, i punti di prelievo e il numero di dischetti necessario. Con
l’ausilio di un punzonatore simile a quello descritto in letteratura [82,83] si
prelevano, per pressione, dischetti di foglie dal diametro prestabilito, che vengono
raccolti all’interno di un contenitore che, al termine delle operazioni di prelievo,
viene chiuso e conservato a bassa temperatura fino alla successiva analisi. Il residuo
di pesticida depositato sui dischetti viene, solitamente, rimosso per lavaggio con
acqua o con opportuni detergenti. Tramite analisi strumentale si definisce il
quantitativo di agrofarmaco presente per unità di superficie.
Il campionamento delle foglie deve essere statisticamente rappresentativo per cui è
necessario privilegiare il prelievo di foglie pienamente sviluppate perché i residui
sulle foglie immature possono subire nel tempo una diluizione della concentrazione
di principio attivo. Un ulteriore requisito è che i dischetti vengano prelevati col
punzonatore nel centro della foglia [82].
Lo studio di dissipazione si esegue plottando il valore del DFR, espresso in µg/cm2 ,
in funzione dei giorni trascorsi dal momento dell’applicazione.
2.5.1 UNITÀ SPERIMENTALI
In genere, per ciascun principio attivo, i campioni utili alla determinazione del DFR,
in accordo con le linee guida EPA, sono raccolti in almeno tre unità sperimentali,
fisicamente distinte, per evitare che le diverse condizioni climatiche, il grado di
sviluppo delle colture e la presenza di parassiti, possano inficiare i risultati.
Anche Welsh et al. nel loro studio di dissipazione del Myclobutanil distribuito in
viticoltura [84] adottano più unità sperimentali (4). Invece Aprea [85] si limita allo
studio di una sola. Per ogni unità sperimentale si deve descrivere la modalità di
distribuzione del pesticida (manuale, meccanizzata, tipo di sprayer impiegato,ecc.).
25
2.5.2 PERIODO DI CAMPIONAMENTO
Lo studio di dissipazione deve essere condotto durante il periodo dell’anno in cui è
previsto il maggiore impiego del pesticida. Il periodo di campionamento deve essere
definito considerando i meccanismi di dissipazione dell’agrofarmaco indagato e la
sua emivita. Inoltre, esso dovrebbe tenere in considerazione i tempi di rientro in
coltura, nonché gli end-point tossicologici della sostanza (tossicità acuta e cronica).
Il periodo di campionamento comunemente usato è 35 giorni in quanto l’EPA ha
osservato che questo lasso di tempo si adatta bene alla maggior parte degli
agrofarmaci e alle diverse condizioni di utilizzo. Tuttavia, esso può essere ridotto a
condizione che il pesticida dissipi molto rapidamente o allungato nel caso di principi
attivi molto persistenti. In genere si osserva una repentina dissipazione nella prima
settimana post-applicazione. E’ di fondamentale importanza che durante il periodo di
campionamento non si verifichino precipitazioni piovose.
2.5.3 GIORNI DI CAMPIONAMENTO
Per ottenere informazioni più precise riguardo alla dissipazione di una sostanza, i
campionamenti devono essere molto più frequenti nei primi giorni (subito dopo la
distribuzione dell’agrofarmaco) e più diradati nel tempo nei giorni successivi. L’EPA
raccomanda, inoltre, di collezionare un campione immediatamente prima che inizi la
distribuzione del pesticida (stesso giorno) per definire un valore basale di
contaminazione, e a poche ore dall’erogazione dell’agrofarmaco (ad esempio dopo 4
e dopo 12 ore). Welsh et al. [84], invece, raccolgono i campioni dopo 1, 3, 7, 14, 21 e
26 giorni dal trattamento mentre Aprea et al. [85] dopo 1, 2, 3, 4 e 5 giorni. Per
ciascun campione raccolto è necessario annotare con precisione quante ore sono
trascorse dal termine della distribuzione del prodotto.
2.5.4 NUMERO DEI CAMPIONI
L’EPA [86] consiglia di raccogliere almeno tre campioni per ogni giorno di
campionamento, provenienti da aree distanti tra loro all’interno della medesima unità
26
sperimentale. I campioni devono essere prelevati nella zona in cui è più probabile
che l’operatore possa venire a contatto con le foglie contaminate.
2.5.5 INDIVIDUAZIONE DEI PUNTI DI PRELIEVO
Per la determinazione del DFR è necessario individuare in modo randomico almeno
due punti di prelievo per ciascun giorno di campionamento.
Allo scopo è molto utile, in fase di predisposizione del piano di campionamento,
disegnare l’unità sperimentale oggetto di indagine, con tanto di indicazione delle vie
di percorrenza, di eventuali corsi d’acqua e l’orientamento delle colture.
Nel caso di colture arboree è di fondamentale importanza definire su quante righe
(m) e quante colonne (n) sono distribuite. I campioni non devono essere raccolti da
piante disposte ai margini della cultura perché si potrebbe introdurre distorsioni.
Ciascuna coppia di coordinate (rigai-esima, colonnaj-esima) individua una pianta
all’interno dell’unità sperimentale, senza possibilità di errori.
2.5.6 CAMPIONAMENTO
A seguire vengono elencati alcuni accorgimenti tecnici.

prima di procedere al campionamento, controllare attentamente che sulla foglia
non vi sia depositata la rugiada;

la porzione di foglia da trattare con il punzone non deve essere toccata con le
mani prima del campionamento;

i dischi fogliari vanno collezionati ad una altezza dal terreno pari al livello di
azione delle braccia dell’operatore;

campionare esclusivamente foglie mature ed evitare di collezionare campioni da
foglie giovani e di piccole dimensioni, poiché sono soggette, crescendo, a diluire
il prodotto depositato e, pertanto, possono invalidare le misure;

al termine della raccolta di ciascuna unità campionaria, lavare accuratamente i
punzonatori con acqua e asciugarli, per evitare la cross contamination.
27
2.5.7 CONSERVAZIONE DEI CAMPIONI
I contenitori utilizzati per la conservazione dei campioni raccolti devono essere di
sufficiente capacità (almeno 300 mL) da essere impiegati per l’estrazione dei principi
attivi depositati.
I campioni dovrebbero essere analizzati il più presto possibile (nell’HS-1600
dell’EPA [86] si raccomanda entro 24 ore dalla loro raccolta; l’HS-1760 dell’EPA
[84] estende tale periodo di tempo fino a 48h).
I contenitori con i dischi fogliari raccolti devono essere chiusi ermeticamente, messi
al riparo dalla luce coprendoli con un foglio di carta d’alluminio, conservati a bassa
temperatura e inviati immediatamente al laboratorio analisi.
L’EPA (HS-1600, 2002 [86]) raccomanda di non conservare i campioni in ghiaccio
secco o nel freezer perché in tali condizioni si potrebbe verificare la rottura delle
pareti cellulari della foglia con conseguente fuoriuscita dei fluidi della pianta che
potrebbero introdurre bias nella determinazione del DFR. Ad ogni modo, alcuni
autori (come ad esempio Aprea e coll., 2002 [85]) hanno comunque congelato i
campioni a -18°C fino al momento dell’analisi.
2.5.8 PROCEDURA DI RIMOZIONE DEI RESIDUI
In letteratura i residui depositati sulle foglie sono rimossi con soluzioni acquose
diluite di dioctyl sodium sulfosuccinate e con acqua. L’estrazione che segue è, di
solito, una liquido-liquido con solventi organici (diclorometano per Aprea et al, 2002
[85]; etilacetato per l’EPA, 2000 [84]).
2.5.9 DETERMINAZIONE ANALITICA
La determinazione analitica del residuo di pesticida può essere eseguita in GC-MS o
LC-MS/MS, leggendo contro una curva di calibrazione. Per ciascuna unità
campionaria, di ogni giorno di campionamento, dovrà essere determinato la quantità
residua di pesticida presente sulle foglie (DFR), espressa in µg/cm2.
28
2.5.10
CURVA DI DISSIPAZIONE
Si calcola il valore medio del DFR per ciascun giorno di osservazione (delle foglie
interne, di quelle esterne e quello complessivo (interne+esterne)) e si plotta in un
sistema di assi cartesiano-ortogonali dove in ascissa viene posto il tempo trascorso
dall’applicazione del prodotto fitosanitario.
I DFR, generalmente, seguono una distribuzione di tipo log-normale.
La curva di dissipazione vera e propria è quella che tiene conto sia dei DFR sulle
foglie interne alla chioma sia di quelli sulle foglie esterne. E’ comunque utile plottare
anche le curve di dissipazione delle foglie interne e di quelle esterne.
2.5.11
CALCOLO DEL COEFFICIENTE DI
TRASFERIMENTO DERMICO
Se i campionamenti della superficie contaminata delle foglie vengono effettuati
contemporaneamente alla valutazione dell’esposizione dermica, è possibile calcolare
il coefficiente di trasferimento dermico (Transfer factor, TF) per una specifica
attività lavorativa.
Il TF è espressione della frequenza di contatto con l’unità di superficie ed è dato dal
rapporto tra l’esposizione dermica (EDH) e il DFR.
La formula generale per il calcolo è:
Equazione 1: Calcolo del TF a partire da EDH e DFR
Il coefficiente di trasferimento dermico si esprime in cm2/h. I TF sono già stati
determinati per alcune situazioni lavorative [87].
2.6 VALUTAZIONE DELL’ESPOSIZIONE DERMICA
L’esposizione a xenobiotici negli ambienti di lavoro può avvenire per inalazione,
ingestione, contatto cutaneo o per combinazione di queste diverse vie. Per lungo
29
tempo i tossicologi industriali hanno prevalentemente focalizzato la loro attenzione
sull’esposizione inalatoria e hanno sviluppato vari metodi di misurazione per i livelli
di esposizione per mezzo di tale via. L’esposizione attraverso la via cutanea, invece,
è stata meno studiata ma, nell’ultimo decennio, è stata molto rivalutata anche grazie
allo sviluppo di modelli. Essa indaga l’interazione dinamica tra gli inquinanti
ambientali e la pelle. La facilità con la quale la cute può venire a contatto con gli
inquinanti chimici, rende l’esposizione cutanea un evento assai comune per un gran
numero di lavoratori occupati in diversi settori produttivi e può essere causa di un
assorbimento transcutaneo di sostanze tossiche, cioè del loro passaggio dalla
superficie esterna della cute alla circolazione sistemica.
La sostanza capace di attraversare la cute può essere presente negli ambienti di
lavoro libera o contenuta in una matrice. La matrice o la sostanza libera, possono poi
trovarsi allo stato aeriforme (gas o vapore), allo stato solido o liquido. E' ovvio che lo
stato fisico e la tipologia di distribuzione ambientale dell'inquinante comportano
possibilità di contaminazione cutanea diverse e possono influenzare le tecniche di
campionamento. Le principali modalità con cui può avvenire la contaminazione della
cute in ambiente lavorativo sono:

Contaminazione per immersione. Si verifica quando la cute dell'operatore
viene in contatto, per immersione volontaria o involontaria, con una sostanza
allo stato solido o liquido. Un caso particolare di immersione si ha quando
vengono indossati indumenti (ad esempio guanti) internamente contaminati.
In questo caso l'indumento può addirittura funzionare da bendaggio
occlusivo, facilitando fortemente la penetrazione dell'agente tossico
attraverso la cute. Un altro caso particolare di immersione può essere quello
in cui un operatore si trova esposto ad una sostanza capace di attraversare la
cute presente allo stato gassoso o di vapore.

Contaminazione per deposizione. Avviene quando inquinanti particellati,
liquidi o solidi, si depositano sulla cute.

Contaminazione per contatto superficiale. Si verifica quando la cute viene in
contatto con una superficie contaminata da sostanze liquide o solide
30
E' opportuno evidenziare che la valutazione dell'esposizione cutanea presenta diverse
difficoltà per i seguenti motivi:
(a) la contaminazione non è in genere omogenea;
(b) l'entità della contaminazione può variare significativamente durante il turno
lavorativo o essere conseguente a eventi puntuali di tipo accidentale;
(c) l'assorbimento può verificarsi mediante passaggio di inquinanti attraverso gli
indumenti.
Si definiscono:
 Esposizione dermica potenziale: quantità di xenobiotico che si deposita su
tutte le aree corporee del soggetto e che potrebbe attraversare gli indumenti
protettivi e depositarsi sulla cute sottostante. In altre parole essa rappresenta
la quantità di agente chimico che potenzialmente è in grado di raggiungere il
soggetto esposto.

Dose dermica: quantità dello xenobiotico che effettivamente raggiunge la
cute e che, quindi, è realmente assorbibile dal soggetto esposto.

Dose assorbita: quantità dello xenobiotico che viene assorbita da un individuo
esposto attraverso una o più vie di penetrazione e che viene rilevata attraverso
il monitoraggio biologico.

Tempo di esposizione: tempo in cui l’agente chimico è a contatto (o
potenzialmente a contatto) con la pelle dell’esposto.
2.6.1 ALCUNE METODOLOGIE PER LA VALUTAZIONE DEL
RISCHIO CUTANEO
2.6.1.1 TECNICHE DEI SURROGATI CUTANEI
Questa tecnica impiega indumenti che vengono fatti indossare agli addetti per
valutare la contaminazione cutanea e/o per identificare le parti del corpo più esposte.
Presupposto di queste tecniche è che il substrato di raccolta sia in grado di catturare e
trattenere le sostanze chimiche in modo analogo alla pelle. Generalmente includono
l’utilizzo di pads e quello di indumenti (guanti, abiti da lavoro).
31
Queste tecniche misurano la quantità di sostanza che si depositerebbe sulla cute, non
la sua concentrazione [88].
A seconda di dove vengono ubicati i pads, possono essere impiegati per differenti
misure di esposizione:

nel caso in cui il substrato di raccolta venga posizionato all’esterno del capo
di abbigliamento più esterno, la massa di xenobiotico che viene recuperata
dal substrato rappresenta un surrogato utile per la determinazione
dell’esposizione dermica potenziale;

nel caso in cui il substrato di campionamento venga posizionato a diretto
contatto con la pelle, in una regione del corpo protetta da indumenti o DPI, la
massa di xenobiotico che viene recuperata dal substrato rappresenta un
surrogato utile per la determinazione della dose dermica;

nel caso in cui il substrato di campionamento venga posizionato a diretto
contatto con la pelle in una regione del corpo non protetta da abiti o DPI, la
massa di xenobiotico che viene recuperata dal substrato rappresenta un
surrogato utile sia per la determinazione dell’esposizione dermica potenziale
sia per la determinazione della dose dermica.
2.6.1.1.1 MATERIALI DI CAMPIONAMENTO
I pads sono substrati di raccolta di forma rotonda o quadrata, di vario materiale, in
grado di coprire una piccola parte (3-8%) dell’area di cute da campionare. In genere
sono sostenuti da leggeri supporti (in plastica, fibra di vetro o alluminio) costituiti da
un foglio che viene posto al di sotto del pads per evitare il contatto diretto con la cute
e il sudore, e da un secondo foglio di copertura opportunamente tagliato al centro per
lasciare scoperta la superficie di raccolta degli inquinanti. Le aperture che delimitano
la superficie esposta hanno dimensioni medie di 100 cm2 (foro circolare del diametro
di circa 11.5 cm o quadrato di dimensioni 10 cm x 10 cm). I pads vengono applicati
alla cute tramite cerotti a nastro collocati sui bordi del supporto esterno prima che
l’operatore venga esposto allo xenobiotico. Al termine dell’esposizione il substrato
32
viene rimosso e il quantitativo di agente chimico ritenuto da ciascun pad viene
determinato analiticamente.
Le proprietà fisiche, quali ad esempio la robustezza e la porosità, nonché la capacità
assorbente del materiale di raccolta, sono di fondamentale importanza nella scelta del
substrato di captazione. In accordo con le indicazioni contenute nella UNI CEN/TS
15279:2006 [89] vengono impiegati pads in cotone, rayon/poliestere, microfibra
Dracon®/cotone, flanella, polipropilene, carta da filtro tal quale o trattata con la
lanolina, fogli di alluminio, garze chirurgiche, strati di poliuretano da 6 mm. Alcuni
esempi sono i Tex-wipe, gli AlphaWipe e i filtri Whatman no. 1. Il metodo WHO
(World Health Organization) [90], quello EPA (U.S. Environmental Protection
Agency) [91] e le linee guida OECD (Organization for Economic Co-operation and
Development) del 1997 [92], tutti sviluppati per i pesticidi, raccomandano l’impiego
di pads in α-cellulosa. L’OECD individua, inoltre, nel cotone e nel poliestere delle
valide alternative.
2.6.1.1.2 NUMERO DEI PADS
Il numero di pads dipende dall'accuratezza che si richiede alla stima dell’esposizione
dermica e dall’informazione che si vuole ricevere con il campionamento. I diversi
protocolli disponibili prevedono un numero compreso tra sei (WHO, 1982 [90]) e
tredici (OECD, 1997 [92]). L'EPA [91] consiglia di collocare almeno 10 pads se
l’operatore non indossa CPC (Chemicals Protecting Clothing) ma tale numero può
essere ridotto a 6 (si eliminano i pads sulle gambe) se il lavoratore indossa i CPC.
Rubino et al. [93] hanno utilizzato 10 patch (5 sopra i vestiti e 5 a contatto con la
pelle) mentre Aprea et al. [85] ne collocano 9 direttamente a contatto con la cute
degli esposti.
2.6.1.1.3 LOCALIZZAZIONE DEI PADS
Nel caso della stima della dose reale i sistemi di captazione devono sempre essere
posti sulla cute in modo da stimare la quantità di tossico che raggiunge realmente la
pelle nonostante la presenza di indumenti.
33
Per quanto riguarda la localizzazione dei pads, si possono individuare 4 linee
operative:

Misura dell’esposizione dermica potenziale (quantità di xenobiotico che si
deposita su tutte le aree corporee del soggetto e che potrebbe attraversare gli
indumenti protettivi e depositarsi sulla cute sottostante) ⇒ pads al di sopra
degli indumenti;

Misura della dose dermica (quantità dello xenobiotico che effettivamente si
deposita sulla cute e quindi è realmente assorbibile) ⇒ pads a contatto con la
pelle, al di sotto degli indumenti;

Misura della dose cutanea e dell’esposizione dermica potenziale ⇒ pads sia a
contatto con la pelle sia al di sopra degli indumenti;

Misura del grado di protezione assicurato dagli indumenti (Chemicals
Protecting Clothing, CPC) ⇒ 1 strato di pads a contatto con la pelle e 2
strati rispettivamente sopra e sotto gli indumenti.
2.6.1.1.4 DURATA DEL CAMPIONAMENTO
Il campionamento di inquinanti mediante pads deve risultare abbastanza lungo per
permettere di raccogliere quantità dosabili analiticamente. La durata minima
consigliabile è di almeno un emiturno di lavoro (4 h) o meglio ancora dell'intero
turno. Al termine del campionamento ciascun pads viene rimosso e inserito
all’interno di un contenitore a chiusura ermetica dove verrà effettuata l’estrazione.
2.6.1.2 TECNICHE DI RIMOZIONE
Le tecniche di rimozione, a differenza di quelle dei surrogati cutanei, non prevedono
il posizionamento di alcun dispositivo sulla cute. In questo caso, alla fine del
campionamento, gli agenti tossici vengono rimossi per strofinamento con i wipe e
smear tests o mediante un'operazione di lavaggio (wash test).
34
2.6.1.2.1 WASH TEST
La tecnica consiste nel lavare la cute di una parte del corpo con opportuno solvente al
termine dell'esposizione. Il liquido di lavaggio è raccolto e analizzato per
determinare la quantità di inquinanti presente sulla cute. Viene, generalmente,
impiegato solo per le mani ed è consigliabile per sostanze che sono scarsamente
assorbite per via cutanea, mentre per tutte le altre è consigliato solo se associato ad
ulteriori procedure di campionamento. Presenta, inoltre, difficoltà di valutazione e
l’efficienza di rimozione è tanto più bassa quanto più tempo passa tra esposizione e
campionamento.
Il
test
va,
infatti,
effettuato
immediatamente
dopo
la
contaminazione per evitare che lo xenobiotico possa legarsi alla cute o essere
assorbito prima del lavaggio.
Il wash test può essere allestito con diverse tecniche:

Bag method: si fissa una sacca di polietilene contenente 250 mL di solvente
al polso dell’operatore e si fa agitare vigorosamente. L’operazione viene
ripetuta 1-2 volte.

Pouring method: il solvente (250 mL) viene versato direttamente su una mano
o su entrambe. Il liquido viene raccolto in un apposito contenitore.
Per valutare l'esposizione cutanea delle mani tramite lavaggio possono essere
utilizzati vari tipi di solventi, tenendo però conto di alcune considerazioni di ordine
generale:

per questioni di etica professionale occorre indirizzare la scelta verso solventi
non particolarmente pericolosi (non si possono quindi utilizzare il
cloroformio, il diclorometano, il toluene, ecc.);

se si utilizzano elevate quantità di solvente, occorre individuarne uno
facilmente evaporabile, per la eventuale necessità di concentrare il liquido di
lavaggio;

se si utilizzano alti volumi di solvente, questo deve essere possibilmente poco
costoso.
In base a queste considerazioni la scelta più idonea può essere quella dell'etanolo
poiché, a contatto con la cute, presenta una tossicità molto bassa, una discreta
capacità solvente rispetto a moltissime sostanze e la capacità di asportare per azione
35
meccanica anche piccole quantità di inquinanti non solubilizzate. L'etanolo ha poi il
vantaggio di essere facilmente concentrabile per evaporazione, qualora ciò si
rendesse necessario per aumentare la sensibilità analitica. Si potrebbe utilizzare
anche una soluzione acquosa di tensioattivi capace, se non di solubilizzare, di
asportare le sostanze depositate sulle mani, ma questa procedura non garantisce
un'efficace rimozione in presenza di matrici poco aggredibili dai tensioattivi.
Un limite non superabile di tutte le tecniche di rimozione, e quindi anche del
lavaggio, deriva dalla possibilità che gli inquinanti aderiscano alla cute e vengano
assorbiti prima del trattamento di rimozione, portando ad una sottostima della
contaminazione.
Infine, si deve tenere presente che il solvente può alterare l'integrità della cute
funzionando da veicolo di penetrazione dell'agente tossico.
2.6.2 STIMA DELL’ESPOSIZIONE DERMICA POTENZIALE E
DELLA DOSE CUTANEA
Il calcolo della contaminazione delle regioni anatomiche viene effettuato rapportando
la concentrazione riscontrata nel pad (e nella soluzione di lavaggio delle mani) con la
superficie di cute della regione anatomica che questo rappresenta.
Se vengono considerati i valori dello xenobiotico trovati sulla cute coperta da
indumenti si otterrà una stima dell’esposizione dermica potenziale mentre, se
verranno prese in esame le quantità di inquinante raccolte a diretto contatto con la
pelle, il dato di esposizione ottenibile è la dose cutanea.
Per il calcolo della superficie di una regione anatomica, si procede dapprima alla
stima della superficie corporea totale (SCT) dell'individuo esposto, espressa in cm2 ,
in accordo con la formula proposta da Du Bois e Du Bois [94]. SCT si calcola a
partire dal peso corporeo e dall’altezza dell’operatore nel modo seguente:
Equazione 2: calcolo della superficie corporea totale di un individuo
Successivamente, si risale alla superficie della regione anatomica di interesse tenuto
conto della percentuale di superficie totale che questa rappresenta. Per
36
percentualizzare le regioni anatomiche si può ricorrere a diversi modelli, uno dei
quali è riportato nella Tabella 2.
Tabella 2: Percentuali di superficie cutanea corrispondenti alle varie regioni
anatomiche[95]
%
5.6
Testa
1.2
Collo
8.5
Schiena
18.4
Cosce
13.5
Polpacci
6.4
Piedi
6.8
Spalle
8.5
Petto e Addome
9.1
Anche
5.6
Mani
6.7
Avambracci
9.7
Braccia (dalla spalla al gomito)
Totale 100.0
Nota la superficie della regione anatomica, è sufficiente moltiplicarla per la
concentrazione riscontrata nel relativo pad (o nella soluzione di lavaggio delle mani)
per ottenere la quantità di inquinante depositata nella regione stessa. Sommando le
quantità di agenti tossici riscontrate nelle varie regioni si ottiene la contaminazione
totale espressa in unità di massa (µg o ng).
Per il calcolo dell’esposizione nelle diverse aree cutanee la quantità di xenobiotico
per unità di superficie del pad (Ci) viene moltiplicata per la superficie della zona
anatomica che rappresenta (Si), considerando i valori di Tabella 2. La sommatoria
delle esposizioni ottenute per le varie aree del corpo, divisa per il tempo di
esposizione in ore (T) consente di ottenere l’esposizione dermica oraria (Exposure
dermal / hour, EDH), generalmente espressa in µg/h:
Equazione 3: Stima dell’esposizione dermica oraria
37
2.6.2.1 CALCOLO DELL’ESPOSIZIONE DERMICA
POTENZIALE (PED)
Si considerano solo le quantità di xenobiotico per unità di superficie (ci espresse in
µg/cm2) trovate nei pad indossati sopra gli abiti da lavoro e nelle acque di lavaggio
della mano con il guanto di protezione ancora indossato.
L’esposizione dermica potenziale (PED), espressa in unità di massa (µg) viene
calcolata in accordo con la formula che segue:
Equazione 4: Stima dell’esposizione dermica potenziale
Nel caso in cui non sia stato possibile procedere al lavaggio del guanto, per il calcolo
del PED si ricorre al dato trovato per il lavaggio delle mani.
L’esposizione dermica potenziale oraria (PEDH), espressa in microgrammi/ora, è
data dal rapporto tra PED e il tempo di esposizione T (in ore).
Equazione 5: Stima dell’esposizione dermica potenziale oraria
2.6.2.2 CALCOLO DELLA DOSE DERMICA (ED)
La stima della dose cutanea, ovvero della quantità totale di sostanze tossiche che si
deposita sulla cute, rappresenta il modo migliore per valutare l'esposizione dermica.
Si considerano solo le quantità di xenobiotico per unità di superficie (ci espresse in
µg/cm2) trovate nei pad indossati a diretto contatto con la pelle e nelle acque di
lavaggio della mano dopo che il guanto di protezione è stato rimosso.
38
La dose dermica (ED), espressa in unità di massa (µg) viene calcolata applicando
l’Equazione 6:
Equazione 6: Stima della dose dermica
La dose dermica oraria (EDH), espressa in microgrammi/ora, è data dal rapporto tra
ED e il tempo di esposizione T (in ore).
Equazione 7: Stima della dose dermica oraria
2.6.3 STIMA DELLA DOSE DERMICA ASSORBITA E DELLA
DOSE TOTALE ASSORBITA
Pur disponendo di valori di EDH, il calcolo della dose di xenobiotico assorbita per
via cutanea non è agevole in quanto è necessario conoscere la penetrazione della
sostanza attraverso la barriera cutanea [96].
2.6.3.1 CALCOLO DELLA DOSE DERMICA ASSORBITA (ADE)
In accordo con quanto affermato da Aprea et al. [85] e da altri autori [97,98], viene
generalmente adottato un valore di assorbimento dermico del 10% e pertanto la dose
dermica assorbita (actual dermal exposure, ADE) sarà definita:
Equazione 8: Stima della dose dermica assorbita
39
2.6.3.2 CALCOLO DELLA DOSE TOTALE ASSORBITA (TAD )
E’ necessario conoscere la dose respiratoria (actual respiratory dose), ovvero la
quantità dello xenobiotico che viene assorbita da un individuo esposto attraverso le
vie respiratorie, per poter procedere al calcolo del TAD (Estimated total actual
dose).
La dose di xenobiotico assorbita in totale attraverso le diverse vie di penetrazione, è
calcolata a partire dai valori della actual dermal exposure (ADE) e della dose
respiratoria (DR), considerando un fattore di assorbimento respiratorio pari al 100%,
secondo la formula di Equazione 9:
Equazione 9: Stima della dose totale assorbita
In genere, solo il TAD può essere messo in relazione con i risultati di un eventuale
monitoraggio biologico degli esposti senza commettere errori di interpretazione dei
risultati.
Dividendo la dose totale assorbita (TAD) per la massa corporea del lavoratore si può
ricavare la sua estimated adsorbed dose (EAD) espressa come µg/Kg b.w.
In generale, per estendere le osservazioni fatte a tutta una popolazione (dalla quale è
stata estrapolata una sottopopolazione di lavoratori monitorati), dal momento che il
numero delle osservazioni risulta solitamente piuttosto limitato, si ipotizza una
distribuzione log-normale (EFSA, 2010 [10]) dei valori misurati per TAD, ADE, DR
e EAD, e si applica la formula (EFSA, 2014 [9]):
Equazione 10: Modello di distribuzione log-normale
dove
e
sono, rispettivamente, la media aritmetica e la deviazione standard del
logaritmo naturale delle concentrazioni sperimentali,
rappresenta il valore t
relativo a (n-1) gradi di libertà e al percentile rilevante α (generalmente viene
adottato il 75-esimo percentile), ed
è il numero delle misure.
40
2.7 VALUTAZIONE DELL’ESPOSIZIONE INALATORIA
L’igiene del lavoro prevede per la captazione di vapori, polveri e aerosol l’impiego
di sistemi combinati fiala-filtro, collegati a campionatori attivi di tipo personale che
vengono fatti indossare ai lavoratori in prossimità di naso e bocca, durante lo
svolgimento delle proprie mansioni. La pompa viene regolata in modo da garantire
un flusso costante di aspirazione, di solito compreso tra 0.1 L/min a 2 L/min, a
seconda della natura chimica degli inquinanti da campionare. In ogni caso si imposta
un basso volume, in quanto si deve simulare l’atto respiratorio di una persona. A
partire dal flusso di campionamento e dalla durata dello stesso, si risale dapprima al
volume di aria campionato (a condizioni normali di pressione e temperatura) e,
successivamente,
alla
concentrazione
dell’inquinante
presente
in
aria
e
potenzialmente inalabile dal lavoratore.
La dose inalata è proporzionale alla frequenza dell’atto respiratorio del lavoratore, la
quale, a sua volta, dipende da una serie di fattori quali età, genere e peso
dell’operatore, nonché dall’impegno fisico connesso allo svolgimento della
mansione, e se quest’ultima venga espletata outdoor o indoor [99]. Tenendo conto
della breathing rate e supponendo un fattore di assorbimento respiratorio del 100%,
si calcola per ciascun lavoratore la dose inalata per ogni giornata lavorativa.
Anche in questo caso, poiché il numero delle osservazioni potrebbe essere piuttosto
limitato, per estendere i risultati ottenuti alla popolazione generale (dalla quale è stata
estrapolata la sottopopolazione dei lavoratori monitorati), si ipotizza una
distribuzione log-normale dei valori misurati e si applica la formula:
Equazione 11: Modello di distribuzione log-normale
exp
dove
e
sono, rispettivamente, la media aritmetica e la deviazione standard del
logaritmo naturale delle concentrazioni sperimentali,
rappresenta il valore t
relativo a n-1 gradi di libertà e al percentile rilevante α (solitamente si adotta il 75esimo percentile), ed
è il numero delle misure.
41
2.8 MONITORAGGIO BIOLOGICO
Esistono diversi tipi di biomarcatori: di esposizione, di effetto e di suscettibilità. Ciò
deriva dal fatto che il monitoraggio biologico può essere in grado di distinguere tra:
a) monitoraggio della dose, inteso come quantificazione degli inquinanti (o loro
metaboliti) nei fluidi biologici;
b) monitoraggio degli effetti biochimici o biologici, inteso come stima dei prodotti
derivanti dall’interazione tra inquinanti e molecole biologiche e come misura
degli effetti biologici causati dagli inquinanti stessi;
c) monitoraggio della suscettibilità, inteso come stima delle molecole responsabili
di meccanismi di biotrasformazione e/o di riparazione in soggetti suscettibili.
Le caratteristiche e l’utilizzo dei diversi tipi di biomarcatori sono di seguito elencati:

biomarcatori di esposizione: valutano e confermano l’esposizione di individui o
popolazioni ad una particolare sostanza, riuscendo a mettere in evidenza
variazioni nel tempo;

biomarcatori di effetto: documentano le alterazioni precliniche o gli effetti
avversi sulla salute causati dall’assorbimento della sostanza o di un suo
metabolita;

biomarcatori di suscettibilità: documentano il grado di risposta dell’individuo in
funzione della sua suscettibilità (genetica o acquisita) ad una sostanza o a un suo
metabolita; riconoscono e proteggono individui sensibili.
I vantaggi di un biomarcatore sono:
-
associazione ad un’esposizione realmente avvenuta;
-
integrazione di tutte le vie di esposizione;
-
caratterizzazione dell’esposizione specifica del singolo individuo;
-
inclusione di alcune vie di esposizione difficilmente valutabili in altro modo
(ad esempio l’esposizione cutanea);
-
migliore interpretazione dei dati sugli effetti sulla salute;
-
contributo alla valutazione/gestione del rischio.
Gli svantaggi sono rappresentati da:
-
possibile mancanza dei relativi valori limite o normativi di confronto;
42
-
informazioni insufficienti o mancanti sulla cinetica e il tempo di esposizione;
-
suscettibilità ai fattori confondenti e alle variazioni biologiche;
-
possibile risposta alterata come risultato di esposizioni multiple;
-
possibile campionamento invasivo;
-
difficoltà di campionamento.
Per poter ottenere una corretta identificazione di un biomarcatore, quindi, occorre:
-
definire l’end-point di interesse della campagna di biomonitoraggio;
-
documentare la relazione tra esposizione, biomarcatore candidato ed endpoint di interesse, prendendo in esame i dati di letteratura disponibili;
-
valutare la sensibilità e la specificità del biomarcatore in relazione
all’esposizione e la riproducibilità nel tempo;
-
verificare che la matrice prescelta sia rappresentativa del biomarcatore e che
il suo campionamento richieda tecniche meno invasive possibili;
-
esaminare le procedure analitiche disponibili per la quantificazione del
biomarcatore, valutandone i limiti di rivelabilità, la sensibilità, la precisione e
l’accuratezza.
-
valutare l’esistenza di protocolli analitici riconosciuti che includano controllo
e assicurazione di qualità;
-
valutare l’esistenza di valori di riferimento della popolazione in generale,
valori limite o normativi;
-
valutare la capacità del biomarcatore di definire la relazione dose-effetto
anche in funzione della suscettibilità individuale;
-
valutare la capacità del biomarcatore di prevedere il rischio per la salute sia
per la popolazione generale che per sottogruppi della popolazione;
-
effettuare, in ogni fase del processo, considerazioni etiche e sociali.
Un biomarcatore ideale dovrebbe, quindi, essere specifico, riproducibile e capace di
quantificare basse concentrazioni di contaminante (per poter misurare l’esposizione
della popolazione generale), dovrebbe prevedere l’utilizzo di tecniche di prelievo non
invasive e saggi non costosi, dovrebbe rappresentare in maniera accurata il grado di
esposizione e poter integrare l’esposizione nel tempo. Allo stato attuale, esistono
pochi biomarcatori con tutte le caratteristiche sopra citate, anche se negli ultimi anni
43
si sono intensificate le ricerche su biomarcatori più affidabili e di nuova generazione
(ad esempio i biomarcatori di esposizioni multiple nel caso di più sostanze che
causano comuni effetti tossici).
Nella valutazione dell’esposizione occupazionale a prodotti fitosanitari, in linea
generale, si ritiene che il campione delle 24 h (in unico contenitore o mediante
raccolta frazionata nei vari periodi della giornata) sia da preferire se l’obiettivo è la
stima della dose di fitofarmaco assorbita. La strategia alternativa è la raccolta di
campioni estemporanei al termine del turno di lavoro. Questa strategia serve per
determinare i trend di assorbimento su base di gruppo ma risulta difficilmente
utilizzabile per la stima delle dosi assorbite. Più in particolare, nel caso di esposizioni
in attività industriali di produzione e formulazione la raccolta dell’urina viene di
solito effettuata a fine turno in un unico campione estemporaneo [2].
Nel monitoraggio biologico di composti caratterizzati da assorbimento ed escrezione
lenti può essere necessaria la raccolta dell’urina delle 24-48 h dall’inizio
dell’esposizione (azinphos-methyl, chlorpyrifos, phorate, etilentiourea, insetticidi
piretroidi) o, in alcuni casi la raccolta di un campione estemporaneo di urina prima
del turno di lavoro del giorno successivo all’esposizione.
Nel caso degli operatori agricoli, l’esposizione è principalmente cutanea pertanto
l’assorbimento può essere lento e protratto nel tempo. In questi casi la raccolta di un
solo campione di urina al termine del turno di lavoro può non essere indicativa della
dose assorbita. La raccolta dell’urina delle 24 h eventualmente frazionata in più
campioni (durante il turno di lavoro e dopo il turno fino all’inizio del lavoro del
giorno successivo) è stata adottata in diversi studi [100,101]. Se l’esposizione si
protrae per più giorni consecutivi la raccolta può proseguire per tutti i giorni di
lavoro della settimana ed eventualmente per le 24-48 h successive all’ultimo giorno
di lavoro [102]. E’ consigliabile che la raccolta dell’urina prosegua sullo stesso
soggetto per un certo periodo dopo l’esposizione, pari ad almeno 4 volte l’emivita
della sostanza. Ciò si rende utile per valutare la cinetica di eliminazione e, quando
possibile, le dosi assorbite. Il numero di campionamenti da effettuare deve essere
stabilito in base all’uso previsto per i dati, al livello di confidenza statistica richiesto,
ecc. La variabilità dell’esposizione sul campo può essere valutata in modo più
accurato, incrementando il numero di soggetti piuttosto che ripetendo il monitoraggio
44
più volte sugli stessi lavoratori. In ogni caso, ma in particolar modo se il
monitoraggio biologico non inizia il primo giorno di esposizione, è auspicabile la
raccolta di un campione estemporaneo di urina prima dell’inizio del turno di lavoro
(campione basale). La raccolta di campioni basali risulta importante per almeno tre
ordini di motivi: l’operatore, anche se non svolge la mansione lavorativa per la quale
si attua il monitoraggio biologico, lavora presso l’azienda agricola ed ha quindi
occasioni di contatto con fitofarmaci di vario tipo; gli indicatori biologici utilizzati
sono spesso presenti nell’urina di soggetti non professionalmente esposti; in casi
particolari, quali quelli di alcuni metalli (rame, manganese, arsenico), l’analita è
normalmente presente nell’organismo.
Nel caso di soggetti intossicati accidentalmente o volontariamente la raccolta
dell’urina delle 24 h dovrebbe proseguire per più giorni o comunque fino a che i
livelli urinari dei metaboliti non ritornano ai valori della popolazione generale.
La raccolta dei campioni di urina viene in linea di massima effettuata in contenitori
in plastica schermati dalla luce tramite film di carta stagnola. La schermatura dalla
luce è conseguente in alcuni casi ad una nota degradazione del metabolita:
l’etilentiourea, ad esempio, subisce una trasformazione in etilenurea in presenza di
luce e di particolari attivatori quali le clorofille e i solventi organici [103]. In tutti gli
altri casi la protezione del campione con film di alluminio viene eseguita a scopo
precauzionale. Normalmente non vengono impiegati conservativi o stabilizzanti i
quali potrebbero interferire con la determinazione analitica. Alcuni autori [104]
provvedono all’aggiunta di acido cloridrico (1 mL in 100 mL di urina) nei campioni
di urina raccolti per il dosaggio dell’acido 3-(2,2-dibromovinil)-2,2-dimetil
ciclopropanoico (DBVA).
I campioni dopo la raccolta vengono di solito congelati a -18°C e mantenuti tali fino
al momento dell’analisi (Minoia C, Perbellini L (Ed.).Vol. 1 Pesticides. Como, Italy;
1999). Considerando che l’analisi dei campioni difficilmente viene effettuata in
tempi brevi dalla raccolta, è opportuno prevedere studi di stabilità dei campioni
biologici. Studi di stabilità del 3,5,6-tricloro-2-piridinolo (TCP) effettuati su
campioni di urina non hanno evidenziato degradazioni dopo 40 giorni di
conservazione a -18°C [105]. Analogamente, in una prova effettuata per l’acido 3fenossibenzoico (3-PBA) urinario, la concentrazione dell’analita non variava
45
apprezzabilmente durante 3 mesi di conservazione a -18°C [106]. Con le stesse
modalità di conservazione non si è verificata alcuna significativa degradazione di
etilentiourea (ETU) in urina dopo 350 giorni [107]. Gli alchilfosfati risultano stabili
in urina congelata per almeno 20 settimane [108]. Un altro studio di stabilità ha
mostrato che il 2-isopropossifenolo in forma coniugata è stabile in urina per almeno
6 mesi se la conservato a -20°C [109].
2.9 MYCLOBUTANIL
Il 2-(p-Chlorophenyl)-2-(1H-1,2,4-triazol-1-ylmethyl)hexanenitrile, meglio noto
come Myclobutanil, è un pesticida ad azione anticrittogamica largamente impiegato
in viticoltura. Il suo numero CAS è 88671-89-0 (Figura 4) e appartiene alla categoria
dei composti azoto-organici eterociclici. La sua formula di struttura è C15H17ClN4 e
la sua massa molecolare è 288.77 g/mol. A temperatura ambiente la sostanza è solida
(melting point: 63-65°C; boiling point: 202-208°C) ma la sua tensione di vapore
(1.98E-4 Pa/20°C) lo rende leggermente volatile.
Figura 4: Stuttura chimica del Myclobutanil
Nel 2009 l’EFSA ha pubblicato una review sulla molecola [110].
Ai sensi del Regolamento (UE) n. 1272/2008 il Myclobutanil è classificato come
tossico per la riproduzione (categoria di pericolo 2 cui è associata la frase H361:
sospettato di nuocere alla fertilità o al feto), manifesta tossicità acuta per via orale
(categoria di pericolo 4; H302), è in grado di provocare gravi lesioni oculari e
irritazione oculare (categoria di pericolo 2; H319) e, infine, è pericoloso per
l'ambiente acquatico (pericolo cronico, categoria 2; H411). Il principio attivo, inoltre,
è sospettato di essere un interferente endocrino mentre non vi è alcuna evidenza di
cancerogenicità per l’uomo nè di effetti sensibilizzanti e neurotossici.
46
Il principale organo bersaglio per le esposizioni al pesticida a breve termine è il
fegato in quanto ne comporta un ingrossamento, associato a ipertrofia epatocellulare
(nelle cavie e nei cani) e a una leggera induzione di enzimi di biotrasformazione
(osservabile, però, solo nelle cavie). Negli studi di esposizione a lungo termine
condotti su animali si è potuto, invece, evidenziare un aumento dell’atrofia
testicolare nei topi già a partire dal dodicesimo mese, accompagnata da
spermatogenesi bilaterale e ipospermia. Inoltre, nel fegato si sono potuti osservare
allargamenti epatocellulari e vacuolizzazioni, necrosi e focolai di epatociti alterati.
Il Myclobutanil, in condizione aerobiche, presenta nel terreno un’elevata persistenza,
trasformandosi molto lentamente in acido butirrico.
Gli studi tossicologici ed ecotossicologici condotti sulla molecola hanno permesso di
stabilire i seguenti valori:

LD50 oral rat: 1600 mg/Kg

LD50 dermal: 7500 mg/Kg (rabbit)

LC50 Fish (96 hours): 4.2 mg/L (mediana); [2.4-4.7 mg/L]

EC50 Crustaceans (48 hours): 11 mg/L
L’esposizione occupazionale al principio attivo può avvenire attraverso l’inalazione
di polveri e aerosol, e/o attraverso il contatto dermico. I dati dei monitoraggi condotti
sulla popolazione generale hanno, inoltre, evidenziato la possibilità di una
esposizione a Myclobutanil attraverso l’ingestione di alimenti contaminati.
Non è ancora chiaro come la molecola venga metabolizzata dall’uomo. Di certo il
metabolismo avviene attraverso l’ossidazione del butile della catena laterale.
In generale, la maggior parte di una dose orale viene eliminata entro 24-48 con le
feci e le urine, dove si ritrova una quantità non trascurabile di molecola tal quale.
I valori limite proposti per il Myclobutanil sono:

Acceptable Daily Intake (ADI): 0.025 mg/kg bw/day

Acceptable Operator Exposure Level (AOEL): 0.03 mg/kg bw/day

NOAEL (90-day and 1-year in dog): 3.09 mg/kg bw/day

Acute Reference Dose (ARfD): 0.31 mg/kg bw/day
47
Il coefficiente di trasferimento della molecola proposto dall’EFSA a novembre 2014
[9] per le attività di rientro in coltura in vigneto trattato è TF=10˙100 cm2/h,
supponendo braccia, capo e corpo protetti dagli abiti da lavoro; questo valore non
deriva, però, da sperimentazioni europee ma da studi americani. La stessa EFSA nel
2007 aveva, arbitrariamente, stabilito per la medesima attività, un TF=5˙000 cm2/h
[111].
2.10 OBIETTIVI DEL LAVORO
Con questo lavoro di tesi ci siamo prefissi l’obiettivo di presentare un approccio
metodologico per la valutazione dell’esposizione occupazionale a pesticidi ad azione
anticrittogamica nella coltivazione della vite.
Altri intenti sono stati lo sviluppo e la validazione di metodi analitici sempre più
accurati e sensibili per la determinazione simultanea di più principi attivi in diverse
matrici e la loro adozione nella valutazione del rischio chimico degli operatori in
viticoltura a partire dalle stime di esposizione dermica e inalatoria, nonché dalla
presenza degli agrofarmaci nei liquidi biologici quali biomarcatori di esposizione e
dallo studio di dissipazione dei residui sulle foglie trattate. L’argomento, seppur non
nuovo nell’ambito dell’Igiene Occupazionale, come anche sottolineato pochi giorni
fa dalla Comunità Europea, necessita fortemente di ulteriori approfondimenti visto
che vi è una grossa lacuna sulla disponibilità di dati attendibili di monitoraggi
eseguiti a livello comunitario, da utilizzare nello sviluppo di algoritmi capaci di
stimare sempre più correttamente i reali scenari di esposizione dei lavoratori.
Il lavoro si è prefisso, altresì, di fornire una rassegna di dati scientifici disponibili su
una situazione specifica di esposizione qual è quella del rientro in coltura nei vigneti,
in condizioni di lavoro reali. Una delle finalità principali del lavoro di tesi è stata,
appunto, quella di caratterizzare lo scenario di esposizione dei viticoltori e, tramite la
somministrazione di un questionario di rilevazione dati, di individuare i fattori di
rischio per alcune malattie che colpiscono, in modo particolare, i lavoratori di questo
settore e di mettere in luce le criticità che possono essere risolte adottando le
48
opportune misure tecniche, organizzative e procedurali allo scopo di contenere il
rischio.
I dati del questionario sono stati affiancati da attività di monitoraggio ambientale e
biologico.
In questo lavoro, grande importanza è stata rivolta alla definizione della dose di
pesticida assorbibile attraverso la cute in accordo con le ultime tendenze della
comunità scientifica la quale, negli ultimi decenni, si sta sempre più interessando alla
stima della contaminazione cutanea quale necessario e irrinunciabile complemento
della stima dell'esposizione inalatoria. Si ritiene, infatti, che quest'ultima non sia
sufficiente a garantire, da sola, una reale stima del rischio lavorativo nel caso di
sostanze chimiche in grado penetrare attraverso la cute.
Molto c’è ancora da fare affinché si possa giungere alla standardizzazione delle
metodiche, specialmente in assenza di un intervento degli Organismi Ufficiali
internazionali. Si ritiene, però, che poter disporre per ciascun principio attivo e per le
diverse situazioni lavorative, di coefficienti di trasferimento dermico affidabili,
ottenuti con metodi standardizzati, sia di indubbia utilità per l’Igiene del Lavoro e
che rappresenti l’obiettivo finale verso cui far convergere tutti gli sforzi compiuti
dalla Ricerca. Infatti, una volta costruita una banca dati di valori attendibili dei TF,
l’esposizione dermica di lavoratori coinvolti in mansioni analoghe a quelle già
indagate, potrà essere stimata semplicemente servendosi della sola misura del DFR,
senza dover ricorrere alle tecniche dei surrogati cutanei che sono molto più costose e
indaginose.
49
3
MATERIALI E METODI
3.1 QUESTIONARIO DI RILEVAZIONE DATI
Sono stati presi contatti con aziende vitivinicole di piccole e medie dimensioni della
Provincia di Ancona e, in collaborazione con la Dott.ssa Maria Pia Gatto dell’INAIL
di Monte Porzio Catone (RM), sono stati somministrati i questionari a 146 lavoratori.
Agli operatori è stato chiesto di fornire informazioni di carattere generale (età, sesso,
stato civile, numero di figli, numero di anni trascorsi vivendo o lavorando in
un’azienda agricola, ecc) nonché informazioni dettagliate sull’impiego di pesticidi e
le procedure di lavoro nel corso dell’annata agraria 2011-2012 (prodotti manipolati,
quantità, tipologia di distribuzione, DPI indossati, abitudine al lavaggio delle mani e
alla rimozione degli abiti in caso di contaminazione, abitudine alla rimozione di abiti
e scarpe contaminate prima di entrare in casa, lavaggio degli abiti da lavoro). Infine
sono stati interrogati in merito al loro stile di vita (in particolare sul consumo di
tabacco e di vino, individuati quali fattori di confondimento) e sulla loro potenziale
esposizione a rumore.
I dati dei questionari sono stati riuniti in un unico database prima di essere rielaborati
statisticamente con l’ausilio dell’applicativo IBM SPSS Statistics, versione 18.
3.1.1 STUDIO DI COORTE RETROPROSPETTICO
In un secondo tempo, alcuni dei quesiti che erano stati rivolti ai lavoratori arruolati
nello studio sono stati sottoposti anche ai loro familiari purchè occupati in altri settori
produttivi (considerati i non esposti), allo scopo di avviare uno studio di coorte
retroprospettico in grado di stimare il tasso di incidenza di alcune patologie tra la
popolazione occupazionalmente esposta a pesticidi e quella non esposta, nonché di
valutare la forza dell’associazione esistente tra il fattore di rischio in esame e lo
sviluppo di malattie. Al fine di selezionare gruppi di esposti e di non esposti di
caratteristiche simili tranne che per l’esposizione occupazionale a prodotti
fitosanitari, si è proceduto appaiando i lavoratori con il proprio coniuge, ipotizzando
50
una medesima esposizione ad agrofarmaci riconducibile agli stili di vita, all’intake
alimentare e alla presenza di fonti di esposizione ubicate in zone limitrofe
all’abitazione. Quando non è stato possibile ricorrere al coniuge, si è fatto ricorso ai
figli, prediligendo quelli di maggiore età.
Nello studio sono stati considerati 71 esposti e 71 non esposti.
3.1.2 MODELLI DI REGRESSIONE LOGISTICA
Allo scopo di indagare le cause dei disturbi e delle patologie che, secondo lo studio
di coorte retrospettivo colpiscono con maggiore incidenza i lavoratori esposti a
pesticidi rispetto ai loro familiari, si è tentato di costruire una serie di modelli in
grado di prevedere l’insorgenza di questi fastidi e malattie, a partire da alcune
caratteristiche strutturali della popolazione degli esposti (come, ad esempio, il
genere, l’età, gli anni trascorsi presso un’azienda agricola, l’abitudine a sostituire i
guanti, il rispetto dei tempi di rientro in coltura e, solo per l’ipoacusia, l’utilizzo di
otoprotettori e di attrezzature rumorose). A ciascuna patologia è stata associata una
variabile dicotomica di modalità ‘presente’ o ‘assente’. Si è proceduto allo studio di
regressione logistica di queste variabili dipendenti, nei confronti delle variabili
indipendenti genere, sesso, età, anni in azienda, ecc. Sono stati, pertanto, creati dei
modelli per lo studio della funzione Π(x)=E(Y|x) considerando y=E(Y|x)+ε (dove ε è
l’errore che tiene conto della distorsione esistente tra il modello e i dati osservati).
Sono stati determinati gli Odds Ratio, l’errore standard, il valore p e l’intervallo di
confidenza al 95%. Dapprima sono state eseguite regressioni logistiche univariate per
ciascuna covariata indagata (x), in accordo con la formula:
Equazione 12: Modello di regressione logistica univariata
( x ) 
e 0  1 ( x )
1  e 0  1 ( x )
Successivamente è stato applicato il modello di regressione logistica multivariata:
Equazione 13: Modello di regressione logistica multivariata
e 0  1 (VAR1 _ 1)  2 (VAR1 _ 2) 3 (VAR 2 _ 1) 4 (VAR 2 _ 2) 5 (VAR 3 _ 1).......
 ( x) 
1  e 0  1 (VAR1 _ 1) 2 (VAR1 _ 2) 3 (VAR 2 _ 1)  4 (VAR 2 _ 2) 5 (VAR 3 _ 1)....
51
3.2 METODI GC-MS/MS PER LA VALUTAZIONE
DELL’ESPOSIZIONE OCCUPAZIONALE A PESTICIDI AD
AZIONE ANTICRITTOGAMICA
Dalla consultazione della Banca Dati FitoGest (http://fitogest.imagelinenetwork.com,
dati aggiornati al 31/01/2013) è emerso che i principi attivi autorizzati che, a vario
titolo, vengono impiegati nella coltura della vite per uva da vino sono 167. Da questo
primo elenco sono stati selezionati solo i pesticidi ad azione anticrittogamica
ricavando una seconda lista di 81 fungicidi, dopo aver scartato tredici agrofarmaci
(Benomil, Brandol, Clozolinate, Diclobutrazolo, Diclofluanide, Dnoc, Esaconazolo,
Oxadixil, Pirazofos, Pirifenox, Polisolfuro di bario, Tolilfluanide, Zineb) il cui
impiego è stato recentemente revocato dalla Comunità Europea.
Tra gli 81 principi attivi autorizzati per il trattamento della vite vi figurano:

7 biofungicidi (Ampelomices quisqualis M-10, Aureobasidium pullulans DSM 14940 e 14941, B. amyloliquefaciens plantarum - D747, B. subtilis QST 713, Coniotirium minitans CON/M/91-08, Trichoderma harzianum
Rifai T-22 e Trichoderma harzianum T39);

8 molecole inorganiche (polisolfuro di calcio, idrossido di rame, ossicloruro
di rame, ossido di rame, solfato di rame neutralizzato, solfato tribasico di
rame, solfiti alcalini e alcalino-terrosi, zolfo);

olio minerale
che esulano dall’obiettivo dello studio e che quindi non sono stati considerati.
Le molecole organiche e metallorganiche ad azione anticrittogamica che rimangono
sono 65. Esse costituiscono un gruppo eterogeneo costituito da alchil
ditiocarbammati, analoghi delle strobilurine, azoto organici e loro derivati
eterociclici,
aromatici
e
alifatici,
benzofenoni,
fosforganici,
pirazolinoni,
sulfonamidi, tiofanati ed altri.
Per 21 principi attivi (Ametoctradin, Amisulbrom, Benalaxyl-M, Benthiavalicarbisopropyl, Boscalid, Bromuconazole, Cyflufenamid, Diethofencarb, Difenoconazole,
Fenpropidin, Fenpyrazamine, Fluazinam, Fludioxonil, Fluopicolide, Fluopyram,
Mandipropamid, Meptyldinocap, Metiram, Penconazole, Proquinazid, Valifenalate)
non è stato possibile risalire alla classificazione GHS in quanto non presenti nel Data
52
Base GESTIS delle sostanze pericolose (GESTIS-database on hazardous substances,
http://www.dguv.de/ifa/en/gestis/stoffdb/index.jsp) e pertanto sono stati trascurati
tutti ad eccezione del Penconazole. Anche l’Iprovalicarb non è stato preso in
considerazione dal momento che è classificato come non pericoloso.
Dopo questa ulteriore decurtazione restano 44 molecole organiche ad azione
anticrittogamica (autorizzate e classificate secondo il GHS). Benalaxyl, Cyazofamid,
Dimethomorph,
Fenamidone,
Fenbuconazole,
Fenhexamid,
Metrafenone
e
Pyrimethanil, essendo pericolosi solo per l’ambiente acquatico, sono stati esclusi
dall’elenco dei principi attivi da monitorare.
I restanti 36 principi attivi rivestono tutti interesse dal punto di vista tossicologico. In
particolare Carbendazim è classificato come mutageno sulle cellule germinali –
categoria di pericolo 1B, in quanto i test in vivo di mutagenicità su cellule germinali
di mammiferi e/o su cellule somatiche dimostrano che può causare mutazioni nelle
cellule germinali. Anche il Thiophanate-methyl è inserito nel gruppo delle sostanze
che destano preoccupazione per il fatto che potrebbe causare mutazioni ereditarie
nelle cellule germinali umane. Inoltre, per Flusilazole, Folpet, Iprodione, Kresoximmethyl e Mepanipyrim si sospettano effetti cancerogeni per l’uomo (Cancerogenicità
– categoria 2). Per queste molecole i risultati degli studi condotti sull’uomo e/o su
animali non sono, allo stato attuale, sufficientemente convincenti per giustificare la
loro classificazione nelle categorie 1A o 1B (dei cancerogeni per l’uomo). Per quel
che riguarda, invece, il lavoro condotto dalla IARC, solamente Maneb, Thiram e
Ziram compaiono nelle Monografie dell’Agenzia di Lione e appartengono tutti al
Gruppo 3 dei non classificabili come cancerogeni per l’uomo (ultimo aggiornamento:
31/03/2014).
In aggiunta, 10 agrofarmaci (Carbendazim, Iprodione, Mancozeb, Maneb,
Myclobutanil, Penconazole, Propiconazole, Tebuconazole, Thiram, Ziram) meritano
particolare attenzione poiché sono indicati come potenziali interferenti endocrini (al
riguardo
si
rimanda
alla
http://www.dsa.minambiente.it/SITODESC//).
consultazione
Del
Carbendazim,
del
Dinocap
sito
e
Flusilazole è anche presunta la tossicità per la riproduzione umana in quanto gli studi
condotti su animali hanno dimostrato chiaramente un loro effetto tossico sulla
funzione sessuale e sulla fertilità o sviluppo. Cyproconazole, Mancozeb, Maneb,
53
Myclobutanil e Tebuconazole sono invece sostanze di cui si sospetta la tossicità sulla
riproduzione umana.
Cymoxanil,
Cyprodinil,
Propiconazole,
Propineb,
Dinocap,
Folpet,
Quinoxyfen,
Mancozeb,
Maneb,
Spiroxamine,
Metalaxyl,
Thiophanate-methyl,
Trifloxystrobin, Ziram e Zoxamide sono sensibilizzanti della pelle.
Volendo restringere il campo di azione alle molecole sensibilizzanti, potenzialmente
cancerogene e mutagene, ai tossici per la riproduzione e agli interferenti endocrini, è
stato individuato il sottogruppo dei 25 principi attivi riportato in Tabella 3.
Tabella 3: Classificazioni GHS ai sensi del Regolamento (EC) 1272/2008 (ultimo
aggiornamento: 1 Febbraio 2013), secondo la IARC (Volumi 1-109, dati aggiornati al
31/03/2014) e secondo il Data Base DESC Ministero dell’Ambiente (dati aggiornati al
31/01/2013) dei 25 principi attivi individuati.
Sostanza
attiva
Numero
CAS
GHS-Classification
Classificazione
IARC,
Gruppo,
Volume (anno)
Potenziale
interferente
endocrino
Gruppo
chimico di
appartenenza
Carbendazim
1060521-7
Germ cell mutagenicity, Category 1B; H340.
Reproductive toxicity, Category 1B; H360FD.
Hazardous to the aquatic environment, Acute
Category 1; H400.
Hazardous to the aquatic environment, Chronic
Category 1; H410.
/
3 - potenziale
IE
Azoto organici
Cymoxanil
5796695-7
Acute toxicity, Category 4, oral; H302.
Skin sensitisation, Category 1; H317.
Category 1; H400.
Category 1; H410.
/
/
Azoto organici
aromaticialifatici
Cyproconazole
9436106-5
Reproductive toxicity, Category 2; H361d.
Category 1; H400.
Category 1; H410.
/
/
Azoto organici
eterociclici
Cyprodinil
12155261-2
Category 1; H400.
Category 1; H410.
/
/
Pirimidine
Dinocap
3930045-3
Reproductive toxicity, Category 1B; H360D.
Acute toxicity, Category 4, inhalation; H332.
Specific Target Organ Toxicity (repeated
exposure), Category 2; H373.
Skin irritation, Category 2; H315.
Category 1; H400.
Category 1; H410.
/
/
Azoto organici
aromaticialifatici
54
Flusilazole
8550919-9
Carcinogenicity, Category 2; H351.
Reproductive toxicity, Category 1B; H360D.
Category 2; H411.
/
/
Azoto organici
eterociclici
Folpet
133-07-3
Eye irritation, Category 2; H319.
Category 1; H400.
/
/
Tioftalimmidi
Iprodione
3673419-7
Category 1; H400.
Category 1; H410.
/
3 - potenziale
IE
Azoto organici
eterociclici
Kresoximmethyl
14339089-0
Category 1; H400.
Category 1; H410.
/
/
Analogo delle
strobilurine
Mancozeb
8018-017
Category 1; H400.
/
3 - potenziale
IE
Alchilen bis
(ditiocarbam
Maneb
1242738-2
Category 1; H400.
Category 1; H410.
3 - potenziale
IE
Alchilen bis
(ditiocarbam
Mepanipyrim
11023547-7
Category 1; H400.
Category 1; H410.
/
/
Pirimidine
Metalaxyl
5783719-1
Category 3; H412.
/
/
Azoto organici
aromaticialifatici
Myclobutanil
8867189-0
Category 2; H411.
/
3 - potenziale
IE
Azoto organici
eterociclici
Penconazole
6624688-6
Non classificato
/
3 - potenziale
IE
Azoto organici
eterociclici
Propiconazole
6020790-1
Category 1; H400.
Category 1; H410.
/
3 - potenziale
IE
Azoto organici
eterociclici
Propineb
1207183-9
Acute toxicity, Category 4, inhalation ; H332.
Category 1; H400.
/
/
Alchilen bis
(ditiocarbammati)
3, 12, Sup 7
(1987)
55
Quinoxyfen
12449518-7
Category 1; H400.
Category 1; H410.
/
/
Azoto organici
eterociclici
Spiroxamine
11813430-8
Acute toxicity, Category 4, dermal; H312.
Category 1; H400.
Category 1; H410.
/
/
Azoto organici
eterociclici
Tebuconazole
10753496-3
Category 2; H411.
/
3 - potenziale
IE
Azoto organici
eterociclici
Thiophanatemethyl
2356405-8
Germ cell mutagenicity, Category 2; H341.
Category 1; H400.
Category 1; H410.
/
/
Thiram
137-26-8
Category 1; H400.
Category 1; H410.
Trifloxystrobin
14151721-7
Category 1; H400.
Category 1; H410.
Ziram
137-30-4
Specific Target Organ Toxicity (single
Serious eye damage, Category 1; H318.
Category 1; H400.
Category 1; H410.
Zoxamide
15605268-5
Category 1; H400.
Category 1; H410.
3, 53 (1991)
3 - potenziale
IE
/
3, 53 (1991)
/
Tiofanati
Alchil
ditiocarbammati
Analogo delle
strobilurine
3 - potenziale
IE
Alchil
ditiocarbammati
/
Azoto organici
aromaticialifatici
/
Per motivi analitici si è scelto di trascurare gli alchilenbis(ditiocarbammati)
Mancozeb, Maneb e Propineb, nonché i principi attivi Ziram e Thiram.
56
Inoltre, poiché i risultati ottenuti per Carbendazim, Cymoxanil, Dinocap,
Spiroxamine e Thiophanate-methyl sono stati poco incoraggianti, visto che la tecnica
di elezione per questi analiti è la LC-MS/MS e non la GC-MS/MS, si è ritenuto
opportuno eliminare le molecole dall’elenco che, a questo punto conteneva solo 15
principi attivi.
Considerando, infine, la pubblicazione di Carpinteiro et al. [112], nella quale si
evidenzia la presenza nel vino di residui di fungicidi non appartenenti al nostro
elenco, anche dopo che l’utilizzo di alcuni sia stato revocato, si è voluto reinserire
Hexaconazole, Azoxystrobin e Difenoconazole. Infine, vista la loro azione di
potenziali interferenti endocrini, l’elenco è stato completato aggiungendo due
insetticidi (Clorpyrifos-etile e il Fenitrothion), un acaricida (Dicofol) e altri quattro
anticrittogamici (Boscalid, Fluopicolide, Fludioxonil, Tetraconazole), raggiungendo
il numero di 25 principi attivi da determinare simultaneamente.
In Tabella 4 sono elencate alcune informazioni degli analiti aggiunti.
Sono stati sviluppati e validati metodi analitici in GC-MS/MS per la determinazione
simultanea dei 25 agrofarmaci in diverse matrici quali aria, soluzioni di lavaggio,
foglie, pads e urina. Per ciascun principio attivo sono stati calcolati i limiti di
rilevabilità e quantificazione, la precisione intra- e inter-giornaliera e il recupero
percentuale in tutte le matrici considerate.
Le analisi strumentali sono state effettuate con un 7890 Series GC equipaggiato con
un 7693 Autosampler e associato ad un 7000C Triple Quadrupole GC/MS operante
in Selected Reaction Monitoring (SRM), tutti forniti da Agilent, utilizzando una
colonna capillare J&W HP-5MS (5% diphenyl 95% dimethylpolysiloxane; 0.25 mm
x 30 m; 0.25µm). Il carrier gas (a flusso costante a 1.2 mL/min) è stato l’elio.
L’iniettore utilizzato è stato un PTV (Programmable Temperature Vaporizer)
operante nel modo seguente:
75°C, 0.1 min (injection)
2.5°C/s fino a 300°C (transfer)
300°C, 3 min (transfer)
14.5°C/min fino a 330°C (cleaning)
330°C, 20 min (cleaning)
Al termine del ciclo, la temperatura dell’iniettore torna di nuovo a 75°C.
57
Tabella 4: Classificazioni GHS ai sensi del Regolamento (EC) 1272/2008 (ultimo
aggiornamento: 18/06/2014), secondo la IARC (Volumi 1-109, dati aggiornati al
31/03/2014) e secondo il Data Base DESC Ministero dell’Ambiente (dati aggiornati al
18/06/2014) dei principi attivi aggiunti.
Sostanza
attiva
Numero
CAS
GHS-Classification
Classificazione
IARC,
Gruppo,
Volume (anno)
Azoxystrobin
13186033-8
Acute toxicity, Category 3, inhalation; H331
Category 1; H400
Category 1; H410
/
/
Autorizzato
Boscalid
18842585-6
Non classificato
/
/
Autorizzato
Chlorpyrifosethyl
2921-882
Acute toxicity, Category 3, oral; H301
Category 1; H400
Category 1; H410
/
7 - Sostanza
pericolosa per
l'ambiente
acquatico +
potenziale IE
Autorizzato
Dicofol
115-32-2
Acute toxicity, Category 4, dermal; H312
Skin irritation, Category 2; H315
Skin sensitisation, Category 1; H317
Category 1; H400
Category 1; H410
5 - PBT +
potenziale IE
Revocato
Difenoconazole
11944668-3
Non classificato
/
/
Fenitrothion
122-14-5
Acute toxicity, Category 4, dermal; H312
Acute toxicity, Category 2, inhalation; H330
Category 1; H400
Category 1; H410
/
7 - Sostanza
pericolosa per
l'ambiente
acquatico +
potenziale IE
Fludioxonil
13134186-1
Non classificato
/
/
Autorizzato
Fluopicolide
23911015-7
Non classificato
/
/
Autorizzato
Hexaconazole
7998371-4
Skin sensitisation, Category 1; H317
Category 2; H411
/
/
Revocato
Tetraconazole
11228177-3
Category 2; H411.
/
/
Autorizzato
3, 30 (Sup 7);
1987
Potenziale
interferente
endocrino
Situazione
nazionale
Autorizzato
Revocato
58
L’iniezione è stata fatta in cold splitless (con uno splitless time di 1 min e uno split
flow di 50 mL/min), iniettando 2 µL di estratto, impiegando un PTV liner (single
baffle) da 2mm ID e dalla capacità 200µL, deattivato.
La programmata del forno è indicata di seguito:
40°C (1.5 min)
25°C/min fino a 90°C (hold 1.5 min)
25°C/min fino a 180°C (hold 0 min)
5°C/min fino a 280°C (hold 0 min)
10°C/min fino a 300°C (hold 5.4 min)
La durata della corsa cromatografica era di 36 minuti. Il solvent delay era di 5 minuti.
Per quanto concerne, invece, i parametri del triplo quadrupolo, la temperatura della
MS transfer-line è stata 280°C, quella della sorgente 300°C mentre il quadrupolo è
stato mantenuto a 150°C (Q1 e Q2); la ionizzazione è stata fatta in EI positive ion. Il
gas impiegato per la collisione è stato azoto (collision gas pressure: 1mTorr). Le
acquisizioni di MRM1, MRM2 e MRM3 sono state effettuate con una risoluzione
normale del Q1 e del Q3 di 0.7 Da.
Lo standard interno utilizzato in tutti i metodi analitici sviluppati è stato il
trifenilfosfato (TPP), il cui numero CAS è 115-86-6.
In Tabella 5 vengono indicati i tempi di ritenzioni e le transizioni SRM utilizzate per
l’analisi strumentale. La prima transizione è stata utilizzata per la quantificazione,
mentre la seconda e la terza sono di conferma. L’identificazione di un analita in un
campione incognito è data dal tempo di ritenzione e da due transizione SRM. In
particolare la scelta di due transizioni ha permesso il raggiungimento dei 4
identification points richiesti per la bontà dei metodi di prova (1 punto per il
precursori ion, cui si sommano 1.5 punti per ciascun product ion).
Gli standard solidi di ciascun pesticida sono stati forniti dalla Sigma Aldrich e
presentano tutti un grado di purezza superiore al 96%.
59
Tabella 5: Tempi di ritenzione, transizioni Target e Qualifier con relative energie di
collisione dei 25 pesticidi analizzati e dello standard interno
Analita
Azoxystrobin
Tempo di
ritenzione (min)
30.33
Boscalid
27.09
Chlorpyrifos-ethyl
14.88
Cyproconazole
18.54
Cyprodinil
15.85
Dicofol
24.18
Difenoconazole
29.51
Fenitrothion
14.44
Fludioxonil
17.60
Fluopicolide
20.30
Flusilazole
18.07
Folpet
16.54
Hexaconazole
17.54
Iprodione
21.77
Kresoxim-methyl
18.12
Transizione
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Precursor ion
(m/z)
344.1
344.1
344.1
342.0
140.0
344.0
198.9
196.9
313.9
222.0
222.0
224.0
224.1
224.1
225.1
111.0
139.0
251.0
265.0
265.0
323.0
277.0
277.0
125.0
153.8
248.0
248.0
346.9
346.9
208.9
233.0
233.0
206.0
259.9
130.0
259.9
214.0
214.0
214.0
314.0
314.0
315.8
131.1
206.1
116.0
Product
(m/z)
329.0
156.0
171.9
140.0
112.0
142.0
170.9
168.9
257.9
82.1
125.0
127.0
208.0
196.9
210.0
74.9
111.0
139.0
139.0
202.1
265.0
260.0
109.0
79.0
127.0
127.0
153.8
171.9
176.0
182.0
151.9
164.9
151.2
130.1
102.0
234.0
172.0
187.0
123.4
245.0
271.0
246.9
116.1
131.1
63.0
ion
CE (V)
14
34
36
15
10
15
15
15
12
10
20
20
20
20
18
13
13
15
35
16
15
10
15
10
10
25
20
25
25
20
20
20
15
15
15
10
20
15
30
15
10
10
20
15
25
60
Mepanipyrim
17.20
Metalaxyl
14.01
Myclobutanil
17.99
Penconazole
16.22
Propiconazole
20.19
Quinoxyfen
20.18
Tebuconazole
20.85
Tetraconazole
15.18
TPP (IS)
21.00
Trifloxystrobin
20.16
Zoxamide
17.89
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
Quantifier
Qualifier 1
Qualifier 2
222.0
222.0
223.0
234.1
132.0
249.1
179.1
179.1
289.1
248.1
248.1
250.1
259.0
172.9
261.0
237.1
272.0
307.0
250.1
252.1
125.0
336.0
336.0
159.0
215.0
325.1
326.1
116.0
116.0
145.0
187.0
258.0
260.0
206.0
207.1
208.0
174.1
117.0
190.1
125.1
90.0
89.0
157.0
192.0
159.0
173.0
109.0
175.0
208.0
237.0
237.0
125.1
127.1
89.0
218.0
204.0
123.3
168.1
168.9
325.2
89.1
63.0
95.0
159.0
187.0
189.1
25
15
15
10
15
10
15
30
50
25
15
25
20
25
20
20
20
20
20
20
15
20
20
15
16
25
10
15
25
15
15
15
20
Sono stati impiegati i seguenti PESTANAL® analytical standard Fluka:
Azoxystrobin (Sigma Code: 31697-100MG), Boscalid (33875-100MG), Chlorpyrifos
(45395-250MG), Cyproconazole (46068-100MG), Cyprodinil (34389-250MG),
Dicofol (36677-100MG), Difenoconazole (36531-250MG), Fenitrothion (45487250MG), Fludioxonil (46102-100MG), Fluopicolide (41132-100MG), Flusilazole
(45753-100MG), Folpet (32057-250MG), Hexaconazole (34348-100MG), Iprodione
(36132-100MG), Kresoxim-methyl (37899-100MG), Mepanipyrim (33970-50MG),
Metalaxyl (32012-100MG), Myclobutanil (34360-100MG), Penconazole (36189100MG),
Propiconazole
(45642-250MG),
Quinoxifen
(46439-100MG),
61
Tebuconazole (32013-250MG), Tetraconazole (37087-100MG), Trifloxistrobin
(46447-100MG) e Zoxamide (32501-50MG).
Prelevando per pesata una quantità pari a circa 20 mg di pesticida e solubilizzandola
in 10 mL di isottano (o di una miscela di isottano/acetone qualora la molecola fosse
poco solubile) sono state peparate le soluzioni madri (una per ciascun pesticida), al
contenuto di 2000 mg/L.
A partire dalle soluzioni madri si è provveduto a preparare una miscela (Soluzione
A) costituita dai 25 principi attivi, ciascuno alla concentrazione di 70 mg/L in
isottano. Per diluizione della soluzione A sono state preparate la B, la C e la D,
rispettivamente al contenuto di 50, 20 e 1 mg/L di ciascun analita. Le miscele A-D
sono state le soluzioni standard dei materiali di riferimento con le quali si è
provveduto a preparare i livelli delle curve di calibrazione e a fortificare i bianchi
campione per le prove di validazione dei metodi.
Anche il trifenilfosfato è stato fornito dalla Sigma-Aldrich (Code: 241288-50G) allo
stato solido e ad una purezza superiore al 99%. Lo standard interno è stato dapprima
solubilizzato in acetone al fine di preparare la soluzione madre di TPP alla
concentrazione di 1000 ppm. Successivamente, per diluizione, sono state preparate le
soluzioni del materiale di riferimento (Sol. E e Sol F), rispettivamente al contenuto di
20 ppm e 1 ppm di TPP in isottano.
Per diluizione delle miscele A-D, e a partire dalla soluzione E, sono stati preparati i
nove livelli delle curve di calibrazione in solvente (al contenuto di 0.1; 0.2; 0.5; 1.0;
2.0; 5.0; 10.0; 20.0; 50.0 ppm per ciascun pesticida), nei quali il TPP si trovava alla
concentrazione di 1 ppm. Fittando in un sistema di assi cartesiano-ortogonali in
ascissa il rapporto tra la concentrazione del pesticida e quella dello SI, e in ordinata il
rapporto tra l’area del segnale dell’analita e quella del TPP, sono state costruite le
curve di calibrazione dei 25 principi attivi (retta di regressione dei minimi quadrati).
La linearità delle curve è stata verificata con il test di Mandel.
Sono stati definiti il limite di rivelabilità (LOD) e di quantificazione (LOQ) come
quella concentrazione di analita in grado di fornire, rispettivamente, un rapporto
signal to noise maggiore o uguale a 3 e maggiore o uguale a 10, per la transizione
Qualifier 1.
62
Per ciascuna matrice, sono state effettuate prove di ripetibilità inter-day e intra-day e
di recupero a due livelli di concentrazione allestendo dei Quality Control samples
(QCs). Essi consistono in bianchi-campione fortificati con opportune quantità di
standard analitico. La ripetibilità stretta è stata verificata analizzando un set di dieci
campioni, tutti drogati con la stessa quantità di standard analitico, dapprima al livello
basso di concentrazione (QC1) e successivamente al livello alto di concentrazione
(QC2). Le letture sono state fatte dallo stesso operatore, con lo stesso strumento e
nello stesso giorno. Invece, al fine di verificare la ripetibilità inter-day, un altro set di
quindici campioni (15 al QC1 e altri 15 al QC2) sono stati analizzati dallo stesso
operatore e con la medesima dotazione strumentale ma in tre giornate diverse
(sabato, lunedì e venerdì).
La verifica della normalità di ciascuna distribuzione è stata eseguita con il test di
Shapiro-Wilks, mentre la presenza di eventuali dati anomali è stata analizzata con il
test di Dixon, entrambi al livello di significatività del 95%.
Le medesime prove eseguite per la ripetibilità sono state utilizzate anche per definire
il recupero percentuale degli analiti.
Per ciascuna matrice e per ogni principio attivo sono stati calcolati i valori
dell’incertezza di misura ai due livelli di concentrazione (CQ1 e CQ2). A partire
dall’incertezza di taratura (ucalib), da quella di ripetibilità (urepeat) e da quella di
recupero (urec), è stata calcolata l’incertezza composta relativa uc(y) al livello di
concentrazione y, applicando la legge di propagazione degli errori:
Equazione 14: Stima dell’incertezza composta
Infine, l’incertezza estesa
è stata calcolata a partire dall’incertezza composta
moltiplicata per un fattore di copertura pari a 2, secondo la relazione:
Equazione 15: Stima dell’incertezza estesa
63
3.2.1 DETERMINAZIONE DEI RESIDUI DEI PESTICIDI SULLE
FOGLIE
Con l’ausilio di un punzonatore sono stati prelevati, per pressione, dischetti di foglie
dal diametro di 2.5 cm. Un campione è costituito da 40 dischi fogliari, in modo da
ricoprire una superficie di 400 cm2 (faccia superiore + faccia inferiore del disco).
I residui dei pesticidi depositati sui dischetti delle foglie sono stati rimossi con una
soluzione acquosa di dioctyl sodium sulfosuccinate allo 0.01%.
Nel dettaglio: 50 mL della soluzione acquosa 0.01% di dioctyl sodium sulfosuccinate
sono stati aggiunti all’interno del contenitore impiegato per il trasporto e la
conservazione dei dischi fogliari e si è proceduto con un’estrazione su agitatore
meccanico a 270 agitazioni/minuto per 20 minuti. La fase acquosa è stata quindi
rimossa e trasferita in un contenitore da 250 mL. A questo punto sono stati
addizionati ai dischi punzonati altri 50 mL di soluzione ed è stata effettuata una
seconda estrazione come descritto precedentemente. La fase acquosa raccolta nella
seconda estrazione è stata unita alla prima. Infine, il campione è stato estratto una
terza volta con 50 mL di acqua distillata e sono stati riuniti tutti gli estratti.
Sono stati prelevati 10 mL dell’estratto e si è proceduto ad una estrazione in fase
solida degli analiti di interesse utilizzando Supelco Envi-18® tubes, secondo quanto
descritto dal Metodo EPA 525 per la determinazione dei pesticidi nelle acque
potabili. La cartuccia è stata dapprima lavata con etilacetato e diclorometano e quindi
equilibrata con 10 mL di metanolo e 10 mL di acqua prima di procedere al
caricamento dei 10 mL di estratto. L’eluizione è stata fatta con 10 mL di etilacetato e
10 mL di diclorometano. All’eluato è stato addizionato 1 mL della soluzione di
trifenilfosfato (TPP) ad 1 ppm in isottano (standard interno, SI). L’estratto è stato
quindi concentrato fino a secchezza e ripreso con 1 mL di isottano prima di
procedere all’iniezione al gascromatografo.
I LODs e LOQs sono stati definiti empiricamente per semine, su campioni bianchi, di
quantità decrescenti di standard analitico fino ad ottenere, per ogni analita, un S/N di
tre e dieci per la transizione qualifier più intensa, iniettando al GC-MS/MS 2µL
64
dell’eluato addizionato con lo SI, concentrato e ripreso con isottano, come
precedentemente descritto.
Per le prove di ripetibilità e di recupero si è fatto ricorso all’allestimento di QC1 e
QC2, provvedendo a fare degli spike di soluzioni standard a titolo noto direttamente
su dischi fogliari bianchi, prelevati da diversi vigneti non trattati e destinati
all’agricoltura biologica:

QC1: sono stati preparati (per ogni campione) 40 dischi fogliari bianchi. Su uno
di essi è stata fatta una semina di 50µL della soluzione A, contenente tutti i 25
analiti alla concentrazione di 50 ppm. Si è lasciato evaporare il solvente e,
successivamente, i dischetti sono stati trasferiti in una vial da estrazione e
processati come qualsiasi altro campione. La concentrazione teorica era
2.5µg/campione (pari a 6.25 ng/cm2 ; mediamente circa quattro volte il LOQs)
ed,
essendo
corrispondente
a
0.16
ppm
al
momento
dell’iniezione
cromatografica, cadeva nel range compreso tra i livelli 1 e 2 della curva di
calibrazione.

QC2: sono stati punzonati per ogni campione 40 dischi fogliari bianchi; 25 di
questi dischi, scelti in maniera casuale, sono stati seminati ciascuno con 100 µL
di una delle 25 soluzioni madri contenenti un singolo analita alla concentrazione
di 2000 ppm. Si è atteso che il solvente evaporasse e, successivamente, i 40
dischetti sono stati riuniti e trasferiti in una vial da estrazione, prima di essere
analizzati come qualsiasi altro campione. La concentrazione teorica era
200µg/campione (pari a 500 ng/cm2 ; mediamente circa 310 volte il LOQs). Al
momento della rilevazione strumentale tale quantitativo corrispondeva ad una
concentrazione di 13.3 ppm e pertanto apparteneva all’intervallo della curva di
calibrazione compreso tra i livelli 7 e 8.
3.2.2 DETERMINAZIONE DEI PESTICIDI AERODISPERSI
Sono stati utilizzati campionatori personali del tipo SKC 224-XR series pumps
calibrati al flusso costante di 2 L/min.
65
Il sistema di captazione è costituito da un filtro in PTFE (37 cm di diametro, 2 µm di
porosità) con in coda una fiala XAD-2 (150/75), tutto SKC.
Sia il filtro sia la fiala (front e back sorbent) sono stati estratti con 5 mL di toluene
con l’ausilio di un bagnetto ad ultrasuoni alla frequenza di 35 KHz per 30 minuti.
L’estratto della XAD-2 è stato successivamente riunito a quello del filtro. All’estratto
sono stati aggiunti 400 µL della soluzione di trifenilfosfato (TPP) ad 1 ppm in
isottano (standard interno) e si è proceduto alla sua concentrazione fino a secchezza.
L’estratto concentrato è stato ripreso con 400 µL di isottano prima di procedere
all’analisi GC-MS/MS.
quantità decrescenti di standard analitico fino ad ottenere, per ogni analita, un S/N
pari a tre e dieci per la transizione qualifier più intensa, iniettando al GC-MS/MS
2µL dell’eluato addizionato dello SI, concentrato e ripreso con isottano, come
precedentemente descritto.
Anche in questo caso per le prove di ripetibilità e di recupero si è fatto ricorso
all’allestimento di Quality Control a due livelli di concentrazione servendosi di un
CSLR (calibration solution loading rig) dotato di un tubo di collegamento,
appartenente ad un desorbitore termico Markes, come mostrato in Figura 5.
Figura 5: Sistema di caricamento dello standard su fiala
Il sistema consiste in una porta non riscaldata e attraversata da un carrier gas (He) al
flusso di 2 L/min, cui è stato collegato il nostro sistema di campionamento. Con
l’ausilio di una siringa é stato possibile iniettare lo standard analitico attraverso un
66
setto dell’iniettore, in testa al dispositivo di captazione: il carrier gas ha la funzione
di far evaporare il solvente, trasportare gli analiti, allo stato di vapore o aerosol,
lungo il sistema di captazione e simulare il flusso di campionamento.
Appena fatto lo spike il sistema è stato lasciato flussare per 60 minuti, al termine dei
quali, i filtri e le XAD-2 sono stati inseriti nelle vial da estrazione e mantenuti a 4°C
fino al momento dell’analisi, la quale è stata eseguita il prima possibile.

QC1: sono stati preparati facendo semine da 50 µL della soluzione D,
contenente tutti i 25 analiti alla concentrazione di 1 ppm. Si è proceduto
all’estrazione della fiala e del filtro come descritto in precedenza. La
concentrazione teorica era 50 ng/campione (pari a 0,05 µg/Nm3, considerando
una durata media dell’esposizione di 8 ore) corrispondente a 0.25 ppm al
momento dell’iniezione cromatografica.

QC2: servendosi di una microsiringa è stata fatta una semina da 50 µL della
soluzione A, contenente tutti i 25 analiti alla concentrazione di 70 ppm, prima di
processare i campioni come precedentemente descritto. La concentrazione
teorica era 3.5 µg/campione (pari a 3.5 µg/Nm3) corrispondente a 17.5 ppm al
momento dell’iniezione cromatografica.
3.2.3 DETERMINAZIONE DEI PESTICIDI SUI PADS
Il pads è costituito da un foglio di carta da filtro delle dimensioni di 10 cm x 10 cm.
Al termine del campionamento esso è stato ripiegato su se stesso e inserito all’interno
di un contenitore a chiusura ermetica della capacità di 250 mL. Nello stesso
contenitore è stata eseguita l’estrazione con 50 mL di metanolo su agitatore
meccanico a 270 agitazioni/minuto per 30 minuti.
5 mL dell’estratto sono stati diluiti con acqua distillata fino al volume di 250 mL.
Successivamente, 4 mL dell’estratto diluito sono stati caricati su una cartuccia
OASIS HLB (0.2 g, 6 mL), precedentemente condizionata con 2 mL di etilacetato, 3
mL di metanolo, 1 mL di acqua ed equilibrata con 4 mL di H2O. Al termine della
fase di asciugatura del SPE tube (30 min sotto flusso costante di azoto), gli analiti di
interesse sono stati eluiti con 4 mL di etilacetato e 4 mL di diclorometano.
67
All’eluato è stato aggiunto 1 mL della soluzione di trifenilfosfato (TPP) ad 1 ppm in
isottano, in qualità di standard interno, ed il tutto è stato, quindi, concentrato fino a
secchezza e ripreso con 1 mL di isottano prima di procedere all’iniezione al
gascromatografo.
quantità decrescenti di standard analitico fino ad ottenere, per ogni analita, un S/N
pari a tre e dieci per la transizione qualifier più intensa, iniettando al GC-MS/MS
2µL dell’estratto che, dopo l’aggiunta di TPP, era stato concentrato e ripreso con
isottano come descritto precedentemente.
Per le prove di ripetibilità e di recupero, anche in questo caso, si è fatto ricorso
all’allestimento di QC1 e QC2, provvedendo a fare gli spike di soluzioni standard a
titolo noto direttamente sui quadrati di carta adagiati su un supporto in alluminio:

QC1: sono stati ritagliati dei quadrati di carta da filtro Whatman n.1 delle
dimensioni di 10 cm x 10 cm, uno per ogni campione. Su ciascun foglio è stata
fatta una semina di 200µL di ciascuna delle 25 soluzioni madri contenenti un
singolo analita alla concentrazione di 2000 ppm. Si è lasciato evaporare il
solvente e, successivamente, i fogli sono stati ripiegati con molta cautela e
trasferiti in un contenitore da estrazione e processati come qualsiasi altro
campione. La concentrazione teorica era 400 µg/campione (pari a 4 µg/cm2) ed,
essendo corrispondente a 0.64 ppm al momento dell’iniezione cromatografica,
cadeva nel range compreso tra i livelli 3 e 4 della curva di calibrazione.

QC2: sono stati ritagliati dei quadrati di carta da filtro Whatman n.1 delle
dimensioni di 10 cm x 10 cm, uno per ogni campione. Su ciascun foglio è stata
fatta una semina, goccia a goccia in modo randomico su tutta la superficie, di
500µL di ciascuna delle 25 soluzioni madri contenenti un singolo analita alla
concentrazione di 2000 ppm (tra uno spike e il successivo si è atteso che il
solvente evaporasse). Si è lasciato evaporare il solvente e, successivamente, i
fogli sono stati ripiegati con molta cautela, trasferiti in un contenitore da
estrazione e processati come qualsiasi altro campione. La concentrazione teorica
era 1000 µg/campione (pari a 10 µg/cm2) ed, essendo corrispondente a 1.6 ppm
al momento dell’iniezione cromatografica, cadeva nel range compreso tra i
livelli 4 e 5 della curva di calibrazione.
68
3.2.4 DETERMINAZIONE DEI PESTICIDI NELLE SOLUZIONI DI
LAVAGGIO DELLE MANI
La rimozione dei pesticidi dalle mani è avvenuta con 250 mL di etanolo all’interno di
sacchetti di plastica legati al polso degli operatori. Il contenuto del sacchetto, versato
in palloni a cuore, è stato concentrato al rotavapor fino a secchezza e ripreso con 10
mL di diclorometano. A questo punto il contenuto è stato trasferito in vial di vetro
coniche (vengono eseguiti diversi lavaggi del pallone). Se per uno stesso operatore,
nel medesimo giorno di campionamento, è stato necessario utilizzare più volte la
tecnica di rimozione dei residui di agrofarmaci dalla stessa mano, a questo punto
sono stati riuniti tutti gli estratti. L’estratto è stato nuovamente concentrato fino a un
volume di 10 mL.
Sono stati, quindi, prelevati 25µL di soluzione e ad essi sono stati addizionati 10 mL
della soluzione di TPP 1 ppm in isottano (standard interno). Il tutto è stato quindi
portato a secco e ripreso con isottano fino a un volume di 10 mL (400 diluizioni).
2 µL dell’estratto così ottenuto sono stati, infine, iniettati al GC-MS/MS e il
quantitativo letto contro la curva di calibrazione in solvente.
I risultati sono espressi in ng di analita/cm2 di superficie cutanea della mano.
I LODs e LOQs sono stati definiti sperimentalmente facendo spike di quantità di
standard via via decrescenti all’interno di sacchetti contenenti etanolo (e processati
come qualsiasi altro campione) fino ad ottenere, per ogni analita, un S/N di tre e dieci
per la transizione qualifier più intensa, dopo che 2µL dell’eluato (addizionato di TPP,
concentrato e ripreso con isottano) sono stati iniettati al GC-MS/MS.
Analogamente alle matrici precedenti, sono stati allestiti dei Quality Control a due
diversi livelli di concentrazione:

QC1: sono stati allestiti dei sacchetti di plastica contenenti 250 mL di etanolo.
Per ciascuna prova è stato fatto indossare ad un operatore un guanto di lattice
(che simulasse la cute del lavoratore) e si è proceduto ad effettuare una semina
sul palmo della mano di 200µL di ciascuna delle 25 soluzioni madri contenenti
un singolo analita alla concentrazione di 2000 ppm sul palmo della mano.
Trascorso il tempo necessario a far evaporare il solvente è stato chiesto
all’operatore di immergere la mano, con ancora il guanto indossato, nell’etanolo
contenuto nel sacchetto. Quest’ultimo è stato chiuso appena sopra il polso
69
dell’operatore con nastro adesivo ed è stato chiesto al lavoratore di agitare
vigorosamente la mano per 30 s, avendo cura di strofinare le dita tra di loro e
contro il palmo, in modo da facilitare la rimozione di eventuali residui del
pesticida. Trascorsi i 30 s è stata ritirata la mano e la soluzione di lavaggio è
stata processata come qualsiasi altro campione. La concentrazione teorica era
400 µg/campione (pari a 0.42 µg/cm2, se si ammette una superficie media di una
mano di 943 cm2, calcolata per un adulto di 80 Kg alto 175 cm) ed, essendo
corrispondente a 0.21 ppm al momento dell’iniezione cromatografica, cadeva in
prossimità del 2 livello della curva di calibrazione.

QC2: in questo caso, dovendo fare spike di grossi volumi si è preferito effettuarli
direttamente su un guanto in lattice non indossato. Per ciascuna prova e per
ciascun principio attivo si è proceduto pesando su una navicella di vetro 50 mg
di agro farmaco e solubilizzandoli nella minore quantità di acetone possibile.
Una volta solubilizzata si è proceduto a sversare la soluzione goccia a goccia e
in modo randomico su tutta la superficie del guanto e ad effettuare alcuni lavaggi
della navicella con altro acetone. Prima di procedere con lo spike del principio
attivo successivo è stato atteso il tempo necessario affinché il solvente
evaporasse. Terminate le semine il guanto è stato inserito all’interno del
sacchetto contenente etanolo avendo cura di non immergerlo nell’alcool. Da
questa posizione è stato chiesto ad un operatore di indossarlo e si proceduto alla
rimozione dei residui nel modo sopra descritto. La concentrazione teorica era 50
mg/campione (pari a 53.02 µg/cm2) ed, essendo corrispondente a 25 ppm al
momento dell’iniezione cromatografica, cadeva nel range compreso tra i livelli 8
e 9 della curva di calibrazione.
3.2.5 DETERMINAZIONE DEI RESIDUI DI PESTICIDI IN URINA
Il metodo prevede il dosaggio delle molecole di pesticida tal quali nelle urine.
L’analisi è stata eseguita a partire da 100 mL di campione acidificato a pH 2.5. Si è
proceduto ad una estrazione in fase solida degli analiti di interesse utilizzando
Supelco Envi-18® tubes (500mg/6mL). La cartuccia è stata dapprima lavata con
etilacetato e diclorometano e quindi equilibrata con 10 mL di metanolo e 10 mL di
70
acqua prima di procedere al caricamento dei 100 mL di urina. Terminata la fase di
caricamento la cartuccia è stata lavata con 10 mL di acqua distillata al fine di
rimuovere eventuali residui salini ed asciugata per 60 minuti con costante flusso di
azoto. L’eluizione è stata fatta con 10 mL di etilacetato e 10 mL di diclorometano.
All’eluato sono stati aggiunti 100 µL della soluzione di trifenilfosfato (TPP) ad 1
ppm in isottano (standard interno); l’estratto così ottenuto è stato quindi concentrato
in leggero flusso di azoto fino a secchezza e ripreso con 100 µL di isottano prima di
procedere all’iniezione al gascromatografo.
quantità decrescenti di standard analitico fino ad ottenere, per ogni analita, un S/N di
tre e dieci per la transizione qualifier più intensa, iniettando al GC-MS/MS 2µL
dell’eluato (dopo aver aggiunto il TPP, aver concentrato l’estratto e averlo ripreso
con isottano come precedentemente descritto). Per le prove di ripetibilità e di
recupero si è fatto ricorso all’allestimento di QC1 e QC2, provvedendo a fare degli
spike di soluzioni standard a titolo noto direttamente in 100 mL di urina di soggetti
non esposti:

QC1: sono stati preparati a partire da 100 mL di urina di soggetti non esposti ad
agrofarmaci. Per ciascun campione è stata fatta una semina di 20µL della
soluzione D, contenente tutti i 25 analiti alla concentrazione di 1 ppm, e si è
proceduto con la SPE. La concentrazione teorica era 0.2µg/L di urina ed,
essendo corrispondente a 0.2 ppm al momento dell’iniezione cromatografica,
coincideva con il livello 2 della curva di calibrazione.

QC2: sono stati preparati a partire da 100 mL di urina di soggetti non esposti ad
agrofarmaci. Per ciascun campione è stata fatta una semina di 25µL della
soluzione C, contenente tutti i 25 analiti alla concentrazione di 20 ppm, e si è
proceduto con la SPE. La concentrazione teorica era 5 µg/L di urina ed, essendo
corrispondente a 5 ppm al momento dell’iniezione cromatografica, coincideva
con il livello 6 della curva di calibrazione.
71
3.3 STUDIO PILOTA
Il progetto pilota ha coinvolto un'azienda vitivinicola marchigiana. La campagna di
campionamento si è svolta nel mese di luglio 2013 ed ha interessato un vigneto di
otto ettari trattato con Altair 24 E (Registrazione del Ministero della Salute n. 9903
del 15 gennaio 1999), un fungicida antiofidico disponibile in commercio in
emulsione concentrata al 25,3% di Myclobutanil. L’agrofarmaco è stato distribuito
alla concentrazione di 0.3g di principio attivo per litro, tra le ore 15:30 – 17:00 di
venerdì 5 luglio 2013 (280 grammi per ettaro) con l’ausilio di una macchina trattrice
spruzzatrice che ha erogato circa 845 litri per ettaro di coltura (velocità del mezzo 45 Km/h). Lo spray era generato da un atomizzatore di tipo elettrostatico e distribuito
dal basso verso l’alto (downward spraying) a una pressione di 5 bar; al momento
dell’erogazione il vento spirava in direzione Nord/Nord-Ovest, alla velocità di 6
Km/h. La miscela liquida contenuta nel serbatoio è stata nebulizzata in goccioline
micrometriche che hanno interamente ricoperto le viti trattate con un film sottile ed
uniforme. Il sistema elettrostatico impiegato per la distribuzione del pesticida si basa
sulla formazione di campi elettrostatici tra le piante e la nebbia di prodotto generata
dalla turbina. Le cariche elettrostatiche acquisite dall'aria nel condotto di uscita del
diffusore vengono trasmesse alle goccioline, che ricche di principio attivo, vengono
attratte dalle foglie della pianta. Questo sistema di distribuzione, rispetto al
convenzionale, garantisce un minor sgocciolamento per effetto dell'attrazione tra
cariche elettriche di segno opposto, una minore dispersione della miscela
nell'ambiente e il raggiungimento delle parti più nascoste della pianta.
Nei giorni successivi al trattamento (da lunedì 8 luglio a venerdì 12 luglio) sei
lavoratori (5 femmine e 1 maschio, di età compresa tra i 32 e i 59 anni) sono stati
monitorati durante lo svolgimento della loro attività di rientro in coltura (legatura dei
nuovi germogli, rimozione tralci che non presentavano frutti, zappatura, rimozione
erbe infestanti, ecc). In generale, le attività sono durate 6 ore, distribuite dalle 6:30
della mattina alle 13:00. Con l’ausilio di pads è stata valutata la loro esposizione
dermica; inoltre, sono stati eseguiti campionamenti di aria con l’ausilio di
campionatori personali e di sistemi fiala (XAD-2)-filtro (PTFE, diametro di 37 mm,
porosità 2 µm) per definire l’esposizione inalatoria all’agrofarmaco. Il monitoraggio
72
ambientale è stato affiancato da un monitoraggio biologico. Contemporaneamente è
stato eseguito uno studio di dissipazione del pesticida. Alcune caratteristiche degli
operatori in questione sono riportate in Tabella 6.
Tabella 6: Lavoratori arruolati nel progetto pilota
Genere
Operatore 1
Operatore 2
Operatore 3
Operatore 4
Operatore 5
Operatore 6
Maschio
Femmina
Femmina
Femmina
Femmina
Femmina
Età
(anni compiuti)
53
59
38
44
32
43
Altezza
(cm)
180
163
157
168
164
158
Peso
(kg)
83
67
46
77
60
67
Riguardo ai dispositivi di protezione e ai capi di abbigliamento indossati, si evidenzia
che nessun lavoratore indossava DPI a protezione degli occhi e delle vie respiratorie.
Ai piedi tutti gli operatori calzavano scarpe da ginnastica. Quando venivano calzati
guanti a protezione delle mani essi erano in tessuto e lo stesso paio era indossato
anche per più giornate lavorative consecutive. Uno schema di massima viene
riportato in Tabella 7.
Tabella 7: Capi indossati dai lavoratori arruolati nel progetto pilota durante la
campagna di campionamento
Operat.
1
Operat.
2
Operat.
3
Operat.
4
1° Giorno
(08-07-13)
Tuta da lavoro,
T-shirt, guanti,
cappello
2° Giorno
(09-07-13)
Tuta da lavoro,
T-shirt, guanti,
cappello
3° Giorno
(10-07-13)
Tuta da
lavoro, Tshirt, guanti,
cappello
4° Giorno
(11-07-13)
Tuta da
lavoro,
canottiera,
guanti,
cappello
Pantaloni
lunghi in
cotone, maglia
in cotone con
maniche fino al
gomito, guanti,
cappello
Canottiera,
pantaloni
lunghi in cotone
Pantaloni
lunghi in
cotone, maglia
in cotone con
maniche fino al
gomito, guanti,
cappello
Canottiera,
pantaloni fino al
ginocchio
Pantaloni
lunghi in
cotone, Tshirt, guanti,
cappello
Pantaloni
lunghi in
cotone, Tshirt, guanti
Canottiera,
pantaloni fino
al ginocchio
Tuta da
lavoro, Tshirt
Tuta da lavoro,
maglia in
cotone a
maniche
lunghe, guanti
Tuta da lavoro,
maglia in
cotone a
maniche
lunghe, guanti
Tuta da
lavoro, maglia
in cotone a
maniche
lunghe, guanti
Tuta da
lavoro, Tshirt, guanti
5° Giorno
(12-07-13)
Pantaloni in
cotone fino al
ginocchio,
canottiera,
guanti,
cappello
Pantaloni
lunghi in
cotone, Tshirt, guanti
Canottiera,
pantaloni
lunghi in
cotone
Tuta da
73
Operat.
5
Operat.
6
Tuta da lavoro,
maglia in
cotone a
maniche
lunghe, guanti
Tuta da lavoro,
maglia in
cotone a
maniche
lunghe, guanti
Tuta da lavoro,
T-shirt, guanti
Tuta da
cappello
Tuta da
cappello
Tuta da
Tuta da lavoro,
maglia in
cotone a
maniche
lunghe, guanti
Tuta da
lavoro, maglia
in cotone a
maniche
lunghe, guanti
Tuta da
lavoro,
maglia in
cotone a
maniche
lunghe,
guanti
Tuta da
lavoro, maglia
in cotone a
maniche
lunghe, guanti
Nei giorni del monitoraggio sono state annotate le condizioni meteorologiche e
confrontate con quelle diffuse dall’aeronautica militare. Queste ultime informazioni
sono riassunte nella Tabella 8.
Tabella 8: Condizioni meteo delle giornate di campionamento (dati forniti
dall’aeronautica militare)
08/07/13
Ore
Ore
8:00
14:00
Temperatura
(°C)
Umidità
(RH%)
Pressione
(hPa)
Direzione e
velocità del
vento in nodi
(e Km/h)
Precipitazioni
(mm)
Visibilità
Cielo
09/07/13
Ore
Ore
8:00
14:00
10/07/13
Ore
Ore
8:00
14:00
11/07/13
Ore
Ore
8:00
14:00
12/07/13
Ore
Ore
8:00
14:00
26
26
26
27
27
28
28
26
26
26
74
69
74
61
65
54
48
74
57
78
1021
1020
1019
1017
1014
1011
1011
1010
1015
1015
NNW-8
(14.8)
NNW10
(18.5)
NNW12
(22.2)
NNW-8
(14.8)
NNW-8
(14.8)
NNW-7
(13.0)
WNW3 (5.6)
NNE-9
(16.7)
W-6
(11.1)
NNE-8
(14.8)
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
Buona
Buona
Buona
Buona
Buona
Buona
Buona
Buona
Buona
Buona
Poco
nuvoloso
Sereno
Poco
nuvoloso
Sereno
Sereno
Sereno
Sereno
Nubi
sparse
Sereno
Poco
nuvoloso
3.3.1 DISLODGEABLE FOLIAR RESIDUE (DFR)
In fase di progettazione del monitoraggio, essendo le viti disposte nel vigneto su m
righe ed n colonne, sono stati stabiliti ed annotati tutti le piante a partire dalle quali
sarebbero stati raccolti i dischi fogliari per i diversi campioni, in relazione ai giorni di
campionamento. Servendoci di un software in grado di generare numeri casuali sono
74
state delineate due unità campionarie da 8 viti ciascuna, ubicate in due regioni
distanti del vigneto. In generale, è stata individuata la prima vite da sottoporre a
monitoraggio, ovvero la (i, j), dove:
-
i rappresentava la riga i-esima cui apparteneva la pianta selezionata, indicata
dal generatore di numeri casuali impostando 3 come valore minimo ed (m-5)
come valore massimo;
-
j rappresentava la colonna j-esima cui apparteneva la pianta selezionata e
stabilita dal generatore di numeri casuali impostando 3 come valore minimo
ed (n-3) come valore massimo;
L’unità campionaria di uno dei due punti di prelievo era, quindi, costituita dai dischi
fogliari collezionati nelle 8 piante di seguito evidenziate:
1. vite (i, j)
2. vite (i+1, j)
3. vite (i+2, j)
4. vite (i+3, j)
5. vite (i, j+1)
6. vite (i+1, j+1)
7. vite (i+2, j+1)
8. vite (i+3, j+1)
Per facilitare la comprensione si rimanda alla consultazione della Figura 6.
Figura 6. Esempio di viti campionate che costituiscono una unità campionaria
75
La stessa procedura è stata ripetuta per individuare la prima vite (i’, j’) del secondo
punto di prelievo.
Il medesimo procedimento per la scelta dei punti di prelievo è stato ripetuto per
ciascun giorno di campionamento.
Con l’ausilio di un punzonatore sono stati prelevati, per pressione, dischetti di foglie
dal diametro di 2.5 cm, per i trentacinque giorni successivi al trattamento con
Myclobutanil del vigneto oggetto di studio (Figura 7).
Figura 7: Esempio di tralcio di vite con foglie punzonate (a sinistra) e dettaglio di una
foglia di tiglio punzonata, con disco fogliare e punzonatore (a destra)
Per ogni giorno di prelievo, sono stati collezionati due campioni per ciascuna unità
campionaria individuata: uno costituito esclusivamente da sezioni di foglie raccolte
all’interno della chioma, l’altro esclusivamente da dischi fogliari punzonati da foglie
esterne della chioma. I dischi Inside Canopy e Outside Canopy sono stati punzonati
con punzonatori diversi, avendo cura di ripulirli attentamente prima di passare alla
vite successiva.
I dischi fogliari di una singola vite sono stati raccolti cercando di campionare punti
rappresentativi dell’intera distribuzione fogliare come indicato in Figura 8, evitando
di toccare con le mani i dischi tagliati con il punzone prima di inserirli all’interno di
un contenitore da 150 mL munito di tappo a chiusura ermetica.
Ciascuna unità campionaria di ogni giorno di campionamento era costituita da 40
dischi fogliari interni alla chioma (riuniti in un unico contenitore) e 40 dischi fogliari
esterni alla chioma (riuniti in un secondo contenitore). Poiché i campioni sono stati
raccolti in 12 momenti diversi, in totale sono stati effettuati 2 x 2 x 12 = 48 prelievi.
Ogni campione era costituito da 40 dischi del diametro di 2.5 cm (raccolti da 8 viti; 5
dischi per ogni vite) in modo da garantire una superficie fogliare di 400 cm2.
76
Figura 8: Proiezione dall’altro della pianta (i, j): distribuzione delle foglie da
punzonare (interne ed esterne alla chioma)
I prelievi sono stati effettuati il:

giorno dell’applicazione: prima che la distribuzione dell’agrofarmaco abbia
avuto inizio (t0) – venerdì 5 luglio, ore 8:00;

giorno dell’applicazione: trascorse 4 ore dal termine della distribuzione
dell’agrofarmaco (t 1) - venerdì 5 luglio, ore 20:30;

giorno dell’applicazione: trascorse 14 ore dal termine della distribuzione
dell’agrofarmaco (t 2) – sabato 6 luglio, ore 7:30;

1 giorno dopo il trattamento (t 3) - sabato 6 luglio, ore 18:00;

2 giorni dopo il trattamento (t 4) – domenica 7 luglio, ore 18:00;

4 giorni dopo il trattamento (t5) – martedì 9 luglio, ore 18:30;

7 giorni dopo il trattamento (t 6) - venerdì 12 luglio, ore 18:00;

10 giorni dopo il trattamento (t 7) – lunedì 15 luglio, ore 19:00;



28 giorni dopo il trattamento (t 10) - venerdì 2 agosto, ore 20:00;

35 giorni dopo il trattamento (t 11) - venerdì 9 agosto, ore 19:00.
77
In ciascun giorno del monitoraggio, i campioni raccolti sono stati conservati in
frigorifero ed inviati al laboratorio nel più breve tempo possibile. Tutti sono stati
estratti entro 48 ore dal prelievo e analizzati come descritto al Paragrafo 3.2.1.
E’ stato calcolato il valore del DFR (delle foglie interne, di quelle esterne e quello
complessivo (media aritmetica DFR foglie interne e DFR foglie esterne)) del
Myclobutanil per ciascun giorno di osservazione e fittato in funzione del tempo
trascorso dall’applicazione in un sistema di assi cartesiani al fine di disegnare le
curve di dissipazione.
3.3.2 VALUTAZIONE DELL’ESPOSIZIONE DERMICA
POTENZIALE E DELLA DOSE DERMICA
3.3.2.1 ALLESTIMENTO DEI PADS PER IL CAMPIONAMENTO
I patch utilizzati per il monitoraggio erano costituiti da:
1. un foglio in alluminio (A) delle dimensioni di circa 14 cm x 14 cm;
2. un foglio di carta da filtro Whatman no. 1 (B) delle dimensioni di circa 12 cm
x 12 cm;
3. un foglio di alluminio (C) delle dimensioni di 16 cm x 16 cm con un’apertura
al centro delle dimensioni di 10 cm x 10 cm.
In laboratorio, prima del campionamento, i pads sono stati allestiti come di seguito
descritto:
1. indossando i guanti per evitare le contaminazioni, è stato preso il foglio A e
adagiato su un piano da lavoro;
2. la carta da filtro B è stata posizionata sopra al foglio A e le estremità sono
state fissate con nastro adesivo in modo che il foglio B fosse perfettamente
saldato al foglio A;
3. il foglio C è stato posizionato sopra a B in modo che dall’apertura si potesse
vedere la carta da filtro. Le estremità di C sono state quindi ripiegate sotto al
sistema A-B e fissate con nastro adesivo.
78
In Figura 9a è rappresentato in dettaglio il procedimento di preparazione del sistema
di captazione mentre in Figura 9b è schematizzato il prodotto finito. Il campionatore
così allestito è stato conservato in sacchetti di plastica fino al momento del
campionamento.
Giunti sul luogo del monitoraggio:
1. l’operatore ha preso il patch da dentro al sacchetto e lo ha etichettato;
2. lo ha applicato, secondo il piano di campionamento, alla cute o sopra i vestiti
del lavoratore tramite cerotti a nastro collocati sui bordi del supporto esterno
prima che egli venisse potenzialmente esposto a Myclobutanil.
3. sul foglio di campionamento sono stati annotati: dimensioni, substrato di
raccolta, numero del pads e suo posizionamento, attività operatore, tempo di
campionamento e, soprattutto, se è stato posizionato sopra gli abiti o a
contatto con la pelle. Altre informazioni registrate sono state il peso e
l’altezza del lavoratore.
Figura 9: allestimento del patch dermico (a) e prodotto finito (b)
a)
b)
Al termine del campionamento:
1. è stato preso un contenitore a chiusura ermetica da 250 mL (uno per ciascun
pads) ed etichettato in modo da poter risalire alle informazioni sul
campionamento;
79
1. è stato rimosso il pads dall’operatore;
2. i bordi del patch sono stati tagliati e, con molta cautela, è stato rimosso il
foglio C, facendo attenzione a non toccare con le mani i fogli A e B;
3. con l’ausilio di pinzette il sistema costituito dai fogli A e B è stato ripiegato
su se stesso e inserito all’interno del contenitore a chiusura emetica dove, in
laboratorio, è stata eseguita l’estrazione;
4. i campioni, dopo la raccolta, sono stati refrigerati a +4°C e mantenuti a tale
temperatura fino al momento dell’analisi, effettuata come descritto al
paragrafo 3.2.3.
Sono stati impiegati 14 pads per ogni operatore monitorato, suddivisi come segue:
-
7 pads dermici sono stati posizionati sopra allo strato più esterno degli abiti
da lavoro quali surrogati dell’esposizione dermica potenziale;
-
7 pads dermici sono stati ubicati sotto gli abiti e a contatto con la pelle quali
surrogati per la stima della dose dermica.
I patch esterni sono stati collocati in modo tale da non essere sovrapposti a quelli
posizionati a contatto con la pelle per evitare che il pad superiore coprisse quello
inferiore. Poiché sulle mani è difficile apporre dei pads, è stato fatto ricorso alla
tecnica del wash-test.
Il posizionamento dei 14 dispositivi di campionamento è indicato in Tabella 9 e
Figura 10.
Tabella 9: Localizzazione dei patch (i numeri si riferiscono al disegno di Figura 10).
Pads a contatto con la pelle (al di sotto degli
indumenti)
1. parte posteriore del braccio destro tra il
polso e il gomito
3. parte superiore del torace posteriore,
appena sotto il collare
4. parte superiore del torace anteriore, vicino
alla giugulare
6. spalla sinistra
7. parte anteriore del braccio destro tra la
spalla e il gomito
9. parte anteriore della coscia sinistra
11. parte anteriore delle gamba destra, appena
sotto il ginocchio
Pads al di sopra degli indumenti
2.
parte posteriore del braccio sinistro tra il
polso e il gomito
3. parte superiore del torace posteriore,
appena sotto il collare
4. parte superiore del torace anteriore, vicino
alla giugulare
5. spalla destra
8. parte anteriore del braccio sinistro tra la
spalla e il gomito
10. parte anteriore della coscia destra
12. parte anteriore delle gamba sinistra, appena
sotto il ginocchio
80
Figura 10: Collocazione dei pads nelle diverse regioni anatomiche dell’esposto
In riferimento ai numeri riportati in Tabella 9 e in Figura 10:

il pad 4 è considerato surrogato della testa, collo e petto dell’operatore e
quindi è rappresentativo del 15.3% della sua superficie cutanea;

il pad 3 è il surrogato della schiena dell’operatore e rappresenta l’8.5% della
superficie corporea totale;

i pads 9 e 10 sono surrogati di anche e cosce e, pertanto, sono rappresentativi
del 27.5% della SCT dell’operatore;

i pads 11 e 12 sono surrogati di piedi e polpacci e quindi rappresentano il
19.9% della superficie corporea;

i pads 5 e 6 sono considerati surrogati delle spalle e sono rappresentativi del
6.8% della superficie totale;

i pads 1 e 2 sono surrogati degli avambracci e pertanto rappresentano il 6.7%
della SCT dell’operatore;

i pads 7 e 8 sono considerati surrogati delle braccia e sono rappresentativi del
9.7% della superficie totale;

il contenuto di xenobiotico contenuto nelle acque di lavaggio (che
analizzeremo nel prossimo paragrafo) è rappresentativo della contaminazione
delle mani (5.6% della SCT dell’operatore).
81
3.3.2.2 ESECUZIONE DEL WASH TEST MEDIANTE HAND
RINSING
Per l’esecuzione del wash test sono stati impiegati sacchetti in plastica ad alta
resistenza, idonei al prelievo, trasporto e conservazione di campioni liquidi, saldati
su tre lati e dotati di un sistema di chiusura a nastro animato (del tipo ‘sacchetti
presto chiuso’); le loro dimensioni erano 125 mm x 305 mm (capacità di 810 mL).
In laboratorio, prima del campionamento, i sacchetti sono stati opportunamente
etichettati e riempiti con 250 mL di etanolo al 95%.
Il test è stato eseguito al termine dell’attività lavorativa e ogniqualvolta l’operatore
abbia avuto la necessità di rimuovere il guanto e/o di lavarsi le mani.
Si è proceduto come descritto di seguito:
1. è stata individuata la mano dominante del lavoratore;
2. è stato rimosso il guanto eventualmente indossato;
3. l’operatore è stato invitato ad immergere la mano nell’etanolo contenuto
all’interno del sacchetto, mentre il tecnico-campionatore sosteneva il
sacchetto in modo che non si verificassero sversamenti accidentali;
4. il sacchetto è stato chiuso appena sopra il polso dell’operatore con un elastico
o con il nastro adesivo per evitare fuoriuscite;
5. l’operatore è stato, quindi, invitato ad agitare vigorosamente la mano per un
periodo di tempo di 30s. Durante questi secondi è stato chiesto al lavoratore
di strofinare le dita della mano tra di loro e contro il palmo in modo da
facilitare la rimozione di eventuali residui del pesticida;
6. al termine dei 30 s, il sacchetto è stato aperto ed è stata estratta la mano,
evitando che avvenissero perdite accidentali;
7. sul foglio di campionamento sono stati annotati i dati relativi al campione
raccolto, l’operatore, la natura chimica del solvente impiegato e il suo
volume, la procedura seguita per l’esecuzione del test, la durata
dell’estrazione, peso corporeo e altezza del lavoratore, se indossava guanti
oppure no.
Se durante il turno di lavoro erano previste delle pause (colazione/pranzo) in cui gli
operatori monitorati hanno avuto la necessità di rimuovere i guanti e di
decontaminare le mani, l’hand rinsing è stato ripetuto prima di ogni interruzione. In
82
generale si è proceduto all’esecuzione del test immediatamente prima della pausa di
metà mattinata e al termine del turno.
Lo stesso test è stato eseguito anche sull’altra mano dell’operatore (sempre senza il
guanto indossato), nella medesima modalità appena descritta allo scopo di stimare
l’esposizione dermica potenziale.
I campioni refrigerati sono stati trasportati in laboratorio nel minor tempo possibile e
sono stati congelati a -18°C fino al momento dell’analisi.
In laboratorio, le diverse frazioni della mano dominante (e, separatamente, dell’altra
mano) raccolte per lo stesso lavoratore, durante lo stesso giorno di monitoraggio,
sono state trasferite all’interno di una bottiglia di vetro con collo a smeriglio della
capacità superiore ad un litro e si è proceduto come descritto in sede di validazione
del metodo (cfr Paragrafo 3.2.4).
3.3.3 VALUTAZIONE DELL’ESPOSIZIONE INALATORIA
E’ stata effettuata con l’ausilio di campionatori personali SKC impiegando come
sistema di captazione un filtro in PTFE (diametro di 37 mm, porosità 2 µm) con in
serie una fiala XAD-2 (150/75), esternamente rivestito di carta stagnola per
proteggerlo dalla radiazione solare.
Ciascun operatore ha indossato in tutti i giorni della campagna un campionatore
personale in modo da permettere la misurazione dell’esposizione inalatoria
giornaliera all’agrofarmaco. Il flusso di aspirazione, controllato all’inizio e alla fine
del campionamento con un flussimetro Dry-Call SKC, è stato regolato a 2 L/min e la
durata del prelievo è stata mediamente di sei ore (per ogni giorno tale durata,
espressa in minuti, è stata puntualmente registrata).
Al termine del campionamento il sistema fiala-filtro è stato smontato: le cassette
contenenti il filtro sono state sigillate e conservate al riparo dalla luce; analogamente
le fiale sono state chiuse con gli appositi tappi e conservate al buio. I campioni sono
stati conservati a 5°C in attesa di essere analizzati.
L’estrazione di fiale e filtri è stata eseguita come descritto in precedenza nella
sezione dedicata alla validazione del metodo di prova (cfr paragrafo 3.2.2).
83
Per la definizione dell’esposizione inalatoria a partire dalla concentrazione in aria del
pesticida, sono stati adottati una breathing rate media di 1.25 m3/h per tutta la durata
del campionamento, come proposto dalla guida EFSA del 2014 [9], e un fattore di
assorbimento respiratorio del 100%.
3.3.4 MONITORAGGIO BIOLOGICO
Si è proceduto alla raccolta di un campione (urina spot) della mattina del lunedì,
prima dell’inizio dell’attività lavorativa, per la determinazione del valore basale di
Myclobutanil. Inoltre, per ogni lavoratore, sono state campionate le urine delle 24 ore
per ciascun giorno del monitoraggio (da lunedì a venerdì) e, considerando che
l’emivita dell’agrofarmaco in questione è di 24-48 h, si è preferito campionare e
analizzare anche le urine delle 24 ore del sabato, giorno successivo alla potenziale
esposizione.
I campioni sono stati raccolti in contenitori di plastica e conservati al riparo dalla
luce e dalle fonti di calore. Al termine del campionamento sono stati acidificati con
HCl 37% fino a pH 2.5 e conservati a -18°C fino al momento dell’analisi, che è
avvenuta secondo il protocollo descritto al paragrafo 3.2.5.
Studi di stabilità del Myclobutanil effettuati su campioni di urina non hanno
evidenziato degradazioni dopo 120 giorni di conservazione a -18 °C.
Le concentrazioni basali di Myclobutanil presenti nella matrice biologica, per il
valore di riferimento della popolazione in generale, sono stati ricavati analizzando le
urine (spot) di 30 soggetti professionalmente non esposti al pesticida: per tutti i 30
campioni la concentrazione misurata è risultata inferiore al limite di rivelabilità del
metodo.
84
4 RISULTATI E DISCUSSIONE
In questa sezione vengono riassunti e commentati i risultati dello studio.
4.1 I RISULTATI DEL QUESTIONARIO
A seguire vengono evidenziati i risultati più significativi relativi all’analisi
descrittiva della popolazione degli intervistati e dello scenario di esposizione, allo
studio di coorte e ai modelli di regressione logistica univariata e multivariata.
4.1.1 ANALISI DESCRITTIVA DEL FENOMENO
La popolazione dei 146 lavoratori intervistati è costituita per il 69.9% da soggetti
appartenenti al genere maschile. L’età media degli uomini è 49.9 anni, mentre quella
delle donne è 45.0 (Figura 11). Il 26.0% degli arruolati è celibe o nubile, il 68.5% è
coniugato, il 5.5% divorziato. Il 29.5% degli intervistati non ha figli, il 25.3% ne
possiede uno, il 37.0% ne ha due mentre il restante 8.2% ne ha tre.
Figura 11: Rappresentazione grafica tramite box-plot dell’età degli intervistati
In merito all’area geografica di provenienza è emerso che la maggioranza degli
intervistati è di origine europea (86.3%), seguita dall’asiatica (9.6%) e infine dalla
85
africana (4.1%). Riguardo alla scolarità, il 37.0% dei lavoratori arruolati
nell’indagine possiede un diploma di scuola media superiore, il 35.6% di scuola
media inferiore, il 24.7% di scuola primaria mentre il 2.7% è laureato. Il 71.9% degli
intervistati è impiegato come bracciante agricolo e lavoratore dipendente, mentre il
restante 28.1% è proprietario dell’azienda agricola in cui lavora. L’11.6% di coloro
che hanno risposto al questionario lavora in vigneti di piccole dimensioni (<500 viti),
mentre il 18.5% e il 69.9%, rispettivamente, in vigneti di medie (500-5000 viti) e
grandi dimensioni (>5000 viti). Come si evince dalla Figura 12 quasi tutte le persone
intervistate sono state potenzialmente esposte a pesticidi per lunghi periodi di tempo
nel corso della loro vita, in quanto hanno vissuto o prestato servizio in un’azienda
agricola dove venivano fatti trattamenti fitosanitari per molti anni (solo il 3% ha
dichiarato di aver vissuto o lavorato presso un’azienda agraria per meno di 5).
Figura 12: Anni trascorsi lavorando o vivendo presso un’azienda agricola
3%
18%
18%
Meno di 5 anni
5-10 anni
17%
11-20 anni
44%
21-30 anni
più di 30 anni
Al quesito su come viene distribuito il pesticida, se da solo o insieme ad altri
agrofarmaci, additivi, solventi o fertilizzanti, le risposte ottenute sono quelle della
Figura 13.
La totalità degli intervistati ha affermato di essere venuto a contatto almeno una volta
nell’ultimo anno con un pesticida in forma di polvere secca (distribuibile tal quale o
bagnabile con acqua o solventi), mentre il 71.2% conferma anche il contatto con un
agrofarmaco acquistabile in sospensione o soluzione concentrata da diluire prima
dell’uso.
86
Figura 13: Additivi o altre molecole distribuite insieme al pesticida
6%
4%
14%
nessun additivo
55%
21%
fertilizzanti
altri pesticidi
solventi+altri pesticidi
solventi+fertilizzanti
In un altro quesito del questionario è stato chiesto di stimare quanti giorni gli
intervistati abbiano dedicato, nel corso dell’annata agraria 2011-2012, allo
svolgimento delle attività di preparazione, caricamento, distribuzione e rientro in
coltura dopo il trattamento, ovvero tutte quelle che potenzialmente possono causare
un’esposizione occupazionale ad agrofarmaci. Ne è emerso che, in generale, si tratta
di attività di breve durata (media aritmetica delle diverse attività: 0 giorni nel 33%
dei casi; 1-10 gg e 11-30 gg rispettivamente nel 44% e 22% dei casi).
Il dato più interessante è, invece, quello che è stato riportato in Figura 14.
Figura 14: Frequenza di lavoratori vs giornate di lavoro/anno dedicate allo svolgimento
delle attività di preparazione, caricamento, distribuzione degli agrofarmaci e rientro in
coltura dopo il trattamento
160
140
120
100
31-100 gg
80
11-30 gg
60
1-10 gg
40
nessuno
20
0
Preparazione Caricamento Distribuzione
Rientro in
coltura
87
Da sempre l’Igiene del Lavoro ha dato molta importanza alla valutazione
dell’esposizione a pesticidi nelle attività di preparazione, caricamento e distribuzione
in quanto in queste lavorazioni il lavoratore viene potenzialmente esposto a dosi più
ingenti di principio attivo rispetto all’attività di rientro in coltura, anche se, negli
ultimi decenni, grazie all’ausilio di nuove tecnologie e all’adozione di dispositivi di
protezione, il quadro generale è molto migliorato. Se però ci si sofferma ad
analizzare il numero dei lavoratori effettivamente impiegati nelle diverse attività si
può mettere in evidenza che solo circa la metà degli intervistati ha dedicato almeno
un giorno/anno alla preparazione degli agrofarmaci (56.8%), al loro caricamento
(54.1%) o alla loro distribuzione (59.6), mentre la quasi totalità (97.3%) ha svolto
attività di rientro in coltura. Se, inoltre, ci soffermiamo a riflettere sulla durata delle
presunte esposizioni si vede che, tra i preparatori, solo l’11.6% degli intervistati ha
affermato di aver svolto l’attività di preparazione per 11-30 giorni in un anno, mentre
il 45.2% ha asserito che tale attività è stata svolta per un numero di giorni all’anno
compreso tra 1 e 10. Dati simili si ottengono per le altre due attività considerate
particolarmente a rischio: caricamento 1-10 gg per il 48.6%, 11-30 gg per il 5.5%;
distribuzione: 1-10 gg per il 47.9%, 11-30 gg per il 11.6%. Ben diversi sono i
risultati raccolti per l’attività di rientro in coltura: 52 lavoratori dei 146 intervistati
(35.6%) affermano di aver dedicato, lo scorso anno, da 1 a 10 giorni allo svolgimento
di tale mansione mentre sale fino a 58.9% la percentuale di coloro che vi hanno
dedicato da 11 a 30 giorni. Vi è poi una piccola frazione (2.7%) che dichiara di aver
svolto attività di rientro in coltura per un periodo di tempo compreso tra i 31 e i 100
giorni. Riassumendo, quindi, l’attività di rientro in coltura, rispetto alle tre mansioni,
ha interessato in valore assoluto un maggior numero di lavoratori e per periodi di
tempo più lunghi.
Significativo ai fini dell’indagine è stato anche il quesito riguardante i tempi di
rientro in coltura: il 62.3% dei lavoratori ha affermato di non rispettare l’intervallo di
tempo che, a fini cautelativi, deve intercorrere tra un trattamento con pesticida e
l’accesso dei lavoratori al vigneto (non vi è una differenza statisticamente
significativa (p=0.09) tra lavoratori privati e dipendenti).
Riguardo alla modalità di applicazione dell’agrofarmaco i risultati ottenuti sono stati
graficati in Figura 15.
88
Figura 15: Modalità di distribuzione dell’agrofarmaco nel vigneto
19%
40%
Meccanizzata tramite
trattore con cabina
Meccanizzata tramite
trattore senza cabina
41%
Manuale tramite
erogatore a zaino
In merito all’impiego dei DPI, come si evidenzia in Figura 16, è stato possibile
constatare come la maggioranza dei lavoratori intervistati solitamente non li indossi o
non li indossi per tutte le attività. Preoccupante è la percentuale (26.7%) di coloro
che hanno dichiarato di non indossare alcun DPI durante lo svolgimento di nessuna
delle mansioni considerate.
Figura 16: DPI utilizzati nello svolgimento delle diverse attività
160
140
120
Sempre
100
80
60
Riparazioni attrezzature
Rientro in coltura
40
20
0
Preparazione, caricamento,
distribuzione
Mai
89
La probabilità che vengano indossati guanti e tute in tessuto è più elevata rispetto
agli altri dispositivi (ma essi non sono idonei a proteggerli dal rischio chimico);
molto più raramente il lavoratore indossa una tuta monouso e quasi mai vengono
calzati DPI a protezione degli occhi e delle vie aeree; date le abitudini manifestate, si
conclude che i viticoltori hanno una percezione del rischio più elevata per le attività
di preparazione, caricamento e distribuzione dei pesticidi, e considerano meno
rischiose le attività di rientro in coltura e di decontaminazione o riparazione delle
attrezzature utilizzate per i trattamenti fitosanitari.
Una riflessione deve essere fatta sul riutilizzo di DPI e abiti da lavoro contaminati.
Solo il 22% degli intervistati (Figura 17) ha dichiarato di sostituire frequentemente i
guanti di protezione (il 5% ogni 2-3 ore; il 5% a metà turno; il 12% a fine giornata di
lavoro), mentre tutti gli altri hanno l’abitudine di indossare per più giornate gli stessi
DPI, anche se contaminati. La grande maggioranza degli intervistati (circa il 20%) ha
addirittura asserito di calzarli per un’intera settimana o per più settimane consecutive
(32%), azione che si traduce in un effetto cumulativo della dose assorbibile, o,
ancora peggio, di non utilizzare affatto questo DPI (24% dei casi).
Figura 17: Dopo quanto tempo vengono sostituiti i guanti da lavoro
Mai, non li indosso
Spesso (ogni 2-3 ore)
24%
32%
All'ora di pranzo
5%
12%
19%
5%
3%
A fine giornata
Ogni due giorni
Al termine della
settimana
Dopo due settimane o
più
Un’abitudine non molto diversa viene mostrata anche per gli indumenti da lavoro che
vengono indossati per almeno 2 giorni nell’11% dei casi o addirittura per tutta la
settimana 16.4% (tutti gli altri intervistati hanno dichiarato di indossare abiti
decontaminati ogni giorno). Anche in caso di sversamento accidentale del prodotto
sui vestiti o di evidente prova di contaminazione di una certa entità, gli intervistati
90
hanno dichiarato di sostituire gli indumenti da lavoro solo a fine giornata (61.6%) ma
sono molti anche quelli che li riutilizzano nelle successive giornate di lavoro (2.7%
per due giorni; 8.2% per l’intera settimana; 8.9% per più settimane).
In merito a come questi indumenti da lavoro vengano lavati e decontaminati, tutti
dichiarano di lavarli a casa propria: l’11.6% afferma di effettuare un prelavaggio a
parte e poi di lavarli in lavatrice insieme agli indumenti non da lavoro; il 60.3%
utilizza la stessa lavatrice con cui lava tutti i vestiti della famiglia ma quest’ultimi
vengono processati con cicli di lavaggio separati da quelli degli abiti da lavoro;
infine, il 28.1% asserisce di avere una lavatrice dedicata solo agli abiti per lavorare.
Riguardo all’igiene personale l’80.8% ha dichiarato di lavarsi immediatamente le
mani e le braccia appena terminata la propria mansione lavorativa e di fare un bagno
o una doccia il prima possibile; la totalità dichiara di fare una doccia almeno entro il
termine della giornata in cui è avvenuta l’esposizione agli agrofarmaci.
Riguardo alla decontaminazione di strumenti e apparecchiature utilizzati per la
distribuzione dei pesticidi, attività che espone potenzialmente a un rischio elevato il
lavoratore, il 35.6% ha dichiarato di non svolgere questo tipo di mansione, il 15.8%
di decontaminare solo gli augelli dell’erogatore, il 40.4% gli augelli, le vasche e le
botti utilizzati per preparare e distribuire il principio attivo e il restante 8.2%
aggiunge a quest’ultimi anche la decontaminazione del trattore. Circa una metà degli
intervistati (45.2%) esegue le manutenzioni e le riparazioni delle apparecchiature
utilizzate per i trattamenti.
In un quesito del questionario è stato chiesto ai lavoratori se i prodotti pronti per la
distribuzione o pronti per essere diluiti venissero stoccati nelle loro abitazioni. La
maggioranza (76.0%) non effettua alcun tipo di stoccaggio di agrofarmaci, il 12.3%
li conserva in un magazzino separato dall’abitazione ma il restante 11.6% ha
affermato di conservarli in garage e che il garage è parte integrante della casa dove
vivono e, pertanto, se lo stoccaggio non viene fatto in sicurezza, potrebbe
rappresentare un’ulteriore fonte di esposizione cronica.
Circa i principi attivi manipolati generalmente vengono utilizzate sia molecole
organiche sia inorganiche (89.7% dei casi considerati), le quali risultano pericolose
sia per l’ecosistema sia per la salute (solo il 14.4% ha manipolato principi attivi
pericolosi solo per l’ambiente). A seguire viene fatta una panoramica sull’utilizzo dei
91
principi attivi di interesse da parte dei viticoltori arruolati nello studio (e tra parentesi
viene riportata la percentuale di coloro che hanno dichiarato di aver manipolato la
molecola nei 12 mesi antecedenti alla somministrazione del questionario):
Carbendazim (21.9), Cymoxanil (47.9), Cyproconazole (4.1), Cyprodinil (8.9),
Dinocap (17.1), Flusilazole (5.5), Folpet (86.3), Iprodione (100.0), Kresoxim-methyl
(7.5), Mancozeb (84.9), Maneb (8.2), Mepanipyrim (4.1), Metalaxyl (24.0),
Myclobutanil (59.6), Penconazole (24.0), Propiconazole (8.2), Propineb (3.4),
Quinoxyfen (32.2), Spiroxamine (56.2), Tebuconazole (100.0), Thiophanate-methyl
(11.6), Thiram (11.0), Trifloxystrobin (10.3), Ziram (100.0), Zoxamide (4.8).
La totalità degli intervistati è stata potenzialmente esposta a pesticidi ad azione
anticrittogamica negli ultimi 12 mesi precedenti all’intervista (il 77.4% solo a
fungicidi, il 22.6% anche a diserbanti e a molecole ad azione differente).
Tutti gli intervistati sono stati in potenza esposti ad agenti chimici sensibilizzanti e il
96.6% della popolazione è stato potenzialmente esposto ad interferenti endocrini.
Circa la mutagenicità, il 70.5% dei lavoratori non è stato esposto a pesticidi ad
azione mutagena mentre il 17.8% di loro sono venuti a contatto con principi attivi
che possono provocare alterazioni genetiche (Mutagenicità, Cat. 1A/1B); il 7.5%
degli intervistati ha manipolato agrofarmaci sospettati di provocare alterazioni
genetiche (Mutagenicità, Cat.2) mentre il 4.1% della popolazione è stato
contemporaneamente esposto ad agenti chimici classificati come mutageni di Cat.1
(A o B) e Cat.2.
In merito alla cancerogenicità solo l’11.0% dei lavoratori ha manipolato sostanze non
classificate come cancerogene mentre tutti gli altri sono stati potenzialmente esposti
a principi attivi sospettati di provocare il cancro (Cancerogenicità, Cat.2).
Riguardo, invece, all’esposizione a pesticidi tossici per la riproduzione, il 2.1% dei
lavoratori ha manipolato principi attivi che possono nuocere alla fertilità e al feto
(Tossicità per la riproduzione, Cat. 1A/1B); la maggioranza (57.5%) è
potenzialmente venuta a contatto con agrofarmaci sospettati di nuocere alla fertilità o
al feto (Tossicità per la riproduzione, Cat. 2) mentre il 33.6% è stato esposto sia a
sostanze appartenenti alla Categoria 1 (A e/o B), sia alla Categoria 2. Solo il 6.8%
non ha dichiarato di utilizzare principi attivi tossici per la riproduzione ai sensi del
GHS.
92
Allo scopo di verificare l’esistenza di altri fonti di esposizione agli agrofarmaci
diverse da quella occupazionale e all’intake alimentare, è stato chiesto agli
intervistati di dichiarare se in prossimità delle loro abitazioni venissero preparati
pesticidi e se vi fossero vigneti trattati. Le risposte ottenute sono rappresentate nei
due grafici che seguono (Figure 18 e 19).
Figura 18: A quale distanza da casa vengono preparati pesticidi
Non vengono preparati
pesticidi vicino casa mia
23%
< 50 m
50%
24%
50 - 100 m
> 500 m
3%
Figura 19: A quale distanza da casa si trova il primo vigneto trattato con pesticidi
Non ci sono vigneti
trattati vicino casa mia
< 50 m
18%
35%
50 - 100 m
24%
9%
11%
100 - 200 m
200 - 500 m
3%
> 500 m
Da queste osservazioni si deduce che circa ¼ della popolazione intervistata è
potenzialmente esposta a pesticidi anche a causa delle attività che vengono svolte in
prossimità del loro domicilio. Per approfondire ulteriormente la questione è stato
93
chiesto ai lavoratori se possedevano un orto o un giardino in cui venivano eseguiti
trattamenti fitosanitari e il 32.9% di loro ha risposto affermativamente.
Un’altra modalità in cui un operatore può venire a contatto con il principio attivo è
attraverso l’ingestione accidentale dovuta alla cattiva abitudine di mangiare sul posto
di lavoro e di consumare caramelle e chewing gum. Nel quesito in cui è stato chiesto
con quale frequenza fossero soliti consumare cibo, gomme americane e caramelle in
prossimità delle viti trattate, le risposte che hanno fornito sono quelle di Figura 20:
Figura 20: Abitudine a consumare cibi, caramelle e chewing-gum durante il lavoro
33%
18%
No, mai
Sì, qualche volta
49%
Sì, sempre
Come è possibile evidenziare quasi tutti sono soliti mangiare durante lo svolgimento
dell’attività lavorativa e, data la tipologia di lavoro svolto, va ricordato che questa
categoria di lavoratori non sempre ha la possibilità di lavarsi le mani prima di portare
qualcosa alla bocca, aumentando così il rischio di ingestione di sostanze pericolose.
In merito allo stile di vita condotto, poiché si è visto che il fumo di sigaretta, l’abuso
di alcool e l’assunzione di grandi quantità di frutta e verdura possono essere fattori di
confondimento, nel questionario erano presenti una serie di quesiti sull’argomento.
Si elencano di seguito dei grafici (Figure 21-24) con le risposte degli intervistati.
Per avere una stima sullo stato di salute degli intervistati è stato chiesto loro quante
volte, negli ultimi 12 mesi, hanno dovuto sottoporsi ad una visita specialistica: il
36.3% ha risposto mai, il 37.0% una, il 12.3% due e il 14.4% più di due. Nell’ultimo
anno gli intervistati hanno inoltre dichiarato di aver sofferto di disturbi del sonno
(28.8% degli intervistati), di vertigini (33.6%), di crampi (46.6%), di mal di testa
(56.2%), di tremore alle mani (20.5%), di intorpidimento di mani e piedi (37.0%), di
ronzii alle orecchie (37.7%), di difficoltà a controllare le braccia e le mani (8.2%).
94
Figura 21: Abitudine al consumo di superalcolici
Mai
17%
22%
8%
Meno di una volta al
mese
1-3 volte al mese
6%
una volta a settimana
16%
14%
17%
2-4 volte a settimana
Quasi tutti i giorni
Tutti i giorni
Figura 22: Bicchieri di vino consumati quotidianamente
7%
26%
Nessuno
1o2
3o4
67%
Figura 23: Abitudine a mangiare la verdura
27%
1 o 2 volte a settimana
14%
21%
31%
7%
1 volta al giorno
2 volte al giorno
95
Figura 24: Abitudine a mangiare la frutta
3%
12%
34%
26%
1 volta al giorno
18%
7%
2 volte al giorno
3 o più volte al giorno
In merito alle patologie gravi di cui sono affetti, hanno dichiarato di soffrire di artrite
reumatoide (4.1%), di ipertensione arteriosa (4.1%), diabete (2.7%), asma (4.8%),
bronchite cronica (3.4%), herpes (4.8%), eczema (6.2%) e ipoacusia (15.1%).
4.1.2 STUDIO DI COORTE RETROPROSPETTICO
Con lo scopo di approfondire se vi fossero delle differenze significative imputabili
all’attività lavorativa è stato avviato uno studio di coorte retroprospettico tra 91
individui occupazionalmente esposti a pesticidi (E+) e 91 soggetti non esposti (E-). I
primi sono stati selezionati a partire dagli intervistati che hanno dato il loro consenso
alla sottomissione del questionario anche ai propri familiari e, tra di loro, figuravano
alcuni che avevano asserito di soffrire di ipoacusia e/o di aver sofferto negli ultimi 12
mesi delle patologie che hanno maggiore incidenza tra i lavoratori potenzialmente
esposti pesticidi (tremore alle mani, disturbi del sonno, vertigini, crampi, mal di testa,
ronzii alle orecchie, ecc). L’appaiamento dei non esposti agli esposti è stato eseguito
prediligendo soggetti appartenenti allo stesso nucleo familiare perché, in questo
modo, si è ipotizzato di controllare gli eventuali bias dovuti ai differenti stili di vita e
alla potenziale esposizione ad agrofarmaci a seguito dell’intake alimentare o per la
presenza di sorgenti di esposizione in prossimità dei luoghi dove l’operatore vive o
trascorre il tempo libero.
96
Essendo uno studio di coorte non contemporaneo, in quanto tutto il follow-up si basa
su informazioni relative all’esposizione e agli eventi raccolti nel passato, non sempre
è stato possibile ottenere accuratamente tutte le informazioni necessarie.
Lo studio di coorte retroprospettico ha prodotto i risultati sintetizzati in Tabella 10.
Tabella 10: Variabili e loro modalità, numero dei soggetti esposti (E+), numero di
soggetti non esposti (E-) e valore p del test di χ2 di Pearson
Variabile
E+
E-
p
Maschio
Femmina
64
11
38
32
<0.001
Meno di 40 anni
40-60 anni
Più di 60 anni
26
45
20
33
41
17
0.533
Europa
Asia
Africa
79
6
6
79
6
6
1.000
Scuola elementare
Scuola media inferiore
Scuola media superiore
Laurea
Anni trascorsi in azienda agricola
0
<5
5-10
11-20
21-30
Più di 30
Utilizzo di attrezzature rumorose
Si
No
Assunzione di farmaci abituali
Si
No
Consumo di superalcolici
Mai
Meno di una volta al mese
1-3 volte al mese
1 volta a settimana
Quasi tutti i giorni
Tutti i giorni
Bicchieri di vino al giorno
0
1-2
3-4
25
26
36
4
17
25
44
5
0.484
0
2
16
38
14
21
53
23
9
2
0
4
< 0.001
63
28
50
41
0.033
34
57
36
55
0.439
19
7
19
17
18
3
8
26
13
17
17
11
4
3
0.311
26
60
5
32
51
8
0.360
Genere:
Età
Area geografica di provenienza
Scolarità
97
Tabagismo
Fumatore
Non fumatore
24
67
30
61
0.209
1 volta al giorno
2 volte al giorno
14
16
7
23
31
0
11
17
8
35
19
1
0.234
1 volta al giorno
2 volte al giorno
Disturbi del sonno (negli ultimi 12 mesi)
Si
No
Vertigini (negli ultimi 12 mesi)
Si
No
Crampi (negli ultimi 12 mesi)
Si
No
Mal di testa (negli ultimi 12 mesi)
Si
No
Tremore alle mani (negli ultimi 12 mesi)
Si
No
Intorpidimento delle mani (negli ultimi 12 mesi)
Si
No
Ronzii alle orecchie (negli ultimi 12 mesi)
Si
No
Difficoltà a controllare i movimenti delle
mani e delle braccia (negli ultimi 12 mesi)
Si
No
Ipoacusia
Si
No
3
31
7
16
22
12
2
27
13
20
21
8
0.617
24
67
19
72
0.243
32
59
10
81
< 0.001
40
51
31
60
0.171
43
48
38
53
0.456
22
69
8
83
0.004
34
57
10
81
< 0.001
38
53
13
78
< 0.001
8
83
1
90
0.017
18
73
4
87
0.001
Consumo di verdura
Consumo di frutta
Le variabili strutturali (età, scolarità, area geografica di provenienza, assunzione di
farmaci) della popolazione degli esposti e dei non esposti non hanno mostrato
differenze significative ad eccezione del genere, come era facilmente prevedibile
visto che l’appaiamento è avvenuto, soprattutto, tra coniugi. Anche le variabili
riguardanti le abitudini e gli stili di vita (tabagismo, consumo di superalcolici,
98
consumo di frutta e verdura) sono distribuite allo stesso modo nelle due popolazioni
e il fatto che non vi siano differenze significative tra gli esposti a pesticidi per motivi
di lavoro e i non esposti proprio in queste variabili, che coincidono con i fattori di
confondimento, riveste una notevole importanza perchè dà potenza allo studio. Sono
state evidenziate, invece, differenze statisticamente significative (p<0.05) in merito
alla durata degli anni trascorsi vivendo o lavorando in un’azienda agricola (e pertanto
correlabili alla durata dell’esposizione occupazionale a prodotti fitosanitari) e all’uso
di apparecchiature rumorose.
Riguardo allo stato di salute i dati ottenuti, seppur derivanti da un numero piuttosto
esiguo di osservazioni (n=91), hanno destato qualche preoccupazione. Sono state
trovate differenze significative tra E+ e E- per una serie di disturbi (vertigini, tremore
alle mani, intorpidimento e formicolio delle estremità, difficoltà a controllare i
movimenti delle mani e delle braccia, ronzii alle orecchie) che, nell’ultimo anno,
hanno mostrato una maggiore incidenza tra gli esposti rispetto ai non esposti, e per la
patologia ipoacusia che ha colpito più pesantemente la popolazione dei lavoratori
rispetto a quella dei loro familiari. Non vi è, invece, una differenza statisticamente
significativa tra le due popolazioni in merito ai disturbi del sonno, ai crampi e al mal
di testa, che pure erano stati indicati dai lavoratori durante la prima fase di indagine
con il questionario.
Sono stati calcolati le incidenze negli esposti (I E+) e nei non esposti (IE-), e i relativi
rischi relativi (RR), per ipoacusia, vertigini, tremore alle mani, intorpidimento e
formicolio delle estremità, difficoltà a controllare i movimenti delle mani e delle
braccia, ronzii alle orecchie. A seguire vengono elencati i risultati ottenuti.

IPOACUSIA
Il rischio di ammalarsi nelle persone esposte professionalmente a pesticidi è 4.5
volte superiore rispetto ai non esposti. Va, comunque, sottolineato che tra gli E+
figurano anche molti soggetti esposti ad un altro fattore di rischio per questa
malattia, ovvero il rumore tanto che è stata trovata una differenza significativa
tra le due popolazioni per la variabile ‘uso di apparecchiature rumorose’ che
racchiude in sé l’hobby della caccia, l’impiego di trattori, di smerigliatrici, di
motoseghe, ecc. L’esposizione a rumore introduce, infatti, un bias importante
nello studio di questa patologia in quanto il gruppo selezionato degli esposti al
99
fattore di rischio pesticidi e quello dei non esposti differiscono tra loro anche per
un’altra caratteristica, oltre che per l’esposizione ad agrofarmaci. Per affinare
ulteriormente l’indagine è stata costruita una tavola di contingenza con le
variabili ‘ipoacusia’ ed ‘esposizione a pesticidi’, limitando le osservazioni solo
agli intervistati che hanno dichiarato di utilizzare apparecchi rumorosi ma non è
stato possibile evidenziare una differenza statisticamente significativa tra E + ed
E- (p=0.406). Invece, se si considerano solo i record di coloro che hanno
dichiarato di non utilizzare strumentazioni che producono rumore, la stessa
differenza diviene significativa (p=0.008), con un tasso di incedenza della
malattia tra gli esposti e tra i non esposti, pari, rispettivamente a 0.04 e 0, il che
comporta per E+ un RR di divenire sordo infinitamente più grande di E -.

VERTIGINI
IE+: 0.35; IE-: 0.11; RR: 3.2
Il rischio di soffrire di vertigini per gli esposti a pesticidi è 3.2 volte maggiore di
quello dei non esposti.

TREMORE ALLE MANI
IE+: 0.24; IE-: 0.09; RR: 2.7
Il rischio degli esposti a pesticidi di accusare tremore alle mani nei 12 mesi
antecedenti all’intervista è circa 3 volte quello dei non esposti.

INTORPIDIMENTO DELLE ESTREMITA’
IE+: 0.37; IE-: 0.11; RR: 3.4
Il rischio di soffrire di intorpidimento e formicolio di mani e piedi per gli esposti
a pesticidi è 3.4 volte maggiore di quello dei non esposti.

DIFFICOLTA’ A CONTROLLARE I MOVIMENTI DI MANI E
BRACCIA
IE+: 0.09; IE-: 0.01; RR: 8
Il rischio degli esposti a prodotti fitosanitari di avere difficoltà a controllare i
movimenti delle mani e delle braccia è quasi 10 volte maggiore rispetto alla
popolazione dei non esposti.

RONZII ALLE ORECCHIE
IE+: 0.42; IE-: 0.14; RR: 2.9
100
Il rischio di sviluppare l’outcome dei ronzii alle orecchie degli esposti è circa tre
volte quello dei non esposti al fattore di rischio pesticidi.
4.1.3 REGRESSIONE LOGISTICA
Gli studi di regressione logistica sono stati effettuati considerando i record di tutti i
lavoratori arruolati nello studio (n=146) e potenzialmente esposti a prodotti
fitosanitari. Le variabili dipendenti indagate, di volta in volta, sono tutte dicotomiche
(presenza/assenza del disturbo o della malattia).
La categoria di riferimento è quella di coloro che hanno dichiarato di non essere
affetti dalla patologia in esame o di non essere stati colpiti negli ultimi 12 mesi dal
fastidio oggetto di indagine. Il livello di significatività statistica è il 95%.
Di seguito nel testo laddove si enunciano le variabili statisticamente significative e
non, vengono riportati tra parentesi i valori p relativi alle informazioni
sull’adeguamento del modello adottato, ricavato tramite test del rapporto di
verosomiglianza (χ2). Nelle tabelle si riportano, invece, i valori p dell’analisi
multivariata relativa alle diverse modalità assunte dalle variabili.
4.1.3.1 VERTIGINI
Le covariate considerate sono state: genere, classi di età, anni trascorsi presso
un’azienda agraria, abitudine a sostituire i guanti contaminati, rispetto dei tempi di
rientro in coltura.
Nei modelli di regressione logistica univariata (sezione destra di Tabella 11) sono
risultate significative tutte le variabili indipendenti ad eccezione dell’età
(pgenere=0.048; petà=0.502; panni in azienda=0.017; pguanti=0.007; ptempi di rientro <0.001). Tali
osservazioni sono state approfondite attraverso l’analisi statistica mediante
regressione multivariata, al fine di determinare quantitativamente l’influenza di
ciascun fattore rispetto al verificarsi dell’evento ‘soffrire di vertigini’. Nella
multivariata (sezione sinistra di Tabella 11), il fattore ‘sostituzione guanti
contaminati’ ha presentato valori di p superiori a 0.05. A parità delle altre variabili
101
l’appartenenza al genere ‘maschio’ costituisce un fattore protettivo del disturbo (il
rischio stimato per gli uomini è del 79% inferiore alle donne).
Tabella 11: Risultati della regressione logistica per le vertigini (n=146)
MULTIVARIATA
GENERE
Maschio
Femmina
ETA’
< 20 anni
40-60 anni
> 60 anni
ANNI IN
AZIENDA
> 30
10-30
< 10
SOSTITUZ.
GUANTI
Non li calzo
Ogni 2 sett.
Ogni sett.
Ogni giorno
RISPETTO
TEMPI
No
Si
UNIVARIATA
β
Odds
Ratio
Errore
std
p- value
95%IC
β
Odds
Ratio
Error
e std
pvalue
95%IC
-2.169
0
0.114
(0.749)
0.004
[0.026;0.496]
-0.741
0
0.477
(0.374)
0.048
[0.229;0.992]
-5.458
0.775
0
0.004
2.171
(1.627)
(0.701)
0.001
0.269
[0;0.103]
[0.549;8.580]
0.560
0.110
0
1.750
1.116
(0.491)
(0.403)
0.254
0.785
[0.669;4.581]
[0.507;2.459]
6.510
1.306
0
672,1
3.691
(1.604)
(0.691)
<0.001
0.059
[29;15589]
[0.953;14.303]
1.684
0.933
0
5.385
2.542
(0.623)
(0.539)
0.007
0.083
[1.587;18.264]
[0.884;7.309]
-0.187
-0.721
1.260
0
0.830
0.486
3.524
(0.851)
(0.850)
(0.959)
0.826
0.396
0.189
[0.157;4.397]
[0.092;2.570]
[0.538;23.094]
1.809
1.223
1.787
0
6.105
3.398
5.971
0.632
0.618
0.644
0.004
0.048
0.006
[1.769;21.076]
[1.011-11.420]
[1.690;21.096]
5.529
0
252.0
(1.165)
<0.001
[25.7;2470.9]
2.524
0
12.473
0.560
<0.001
[4.162;37.378]
Anche l’avere compiuto oltre 60 anni di età sembrerebbe aumentare tantissimo il
rischio rispetto ai soggetti più giovani.
L’osservazione più significativa si ricava sulla durata dell’esposizione: a parità delle
altre variabili, infatti, coloro che sono stati potenzialmente esposti a pesticidi per
oltre 30 anni presentano un rischio di gran lunga superiore (circa 600 volte di più) di
coloro che sono stati esposti per soli 10 anni. Un andamento simile, anche se con un
rischio un poco più contenuto e non corroborato da significatività statistica, si ha
anche per i lavoratori impiegati in agricoltura per un periodo compreso tra 10 e 30
anni.
Infine, si evidenzia come il mancato rispetto dei tempi di rientro in coltura dopo un
trattamento costituisca un fattore di rischio assolutamente non trascurabile: chi non
rispetta questi termini presenta un rischio di soffrire di vertigini circa 250 volte più
elevato di chi li rispetta.
102
4.1.3.2 TREMORE ALLE MANI
Anche in questo caso le variabili indipendenti sono state genere, classi di età, anni
trascorsi in azienda, rimozione dei guanti contaminati e rispetto dei tempi di rientro.
Questa volta, però, solo le variabili età del lavoratore (p<0.001) e rispetto dei tempi
di rientro (p=0.025) sono risultate statisticamente significative, evidenziando che
coloro che rientrano nel vigneto trattato prima del periodo di sicurezza, presentano
un rischio tre volte maggiore di accusare il disturbo di fastidio alle mani.
Si è ritenuto opportuno non procedere all’analisi di regressione logistica multivariata.
4.1.3.3 INTORPIDIMENTO DELLE ESTREMITÀ
Le variabili indipendenti sono state genere, classi di età, anni trascorsi in azienda,
rimozione dei guanti contaminati e rispetto dei tempi di rientro. Poiché l’età non è
risultata significativa nell’analisi univariata (p=0.116), non è stata considerata nella
multivariata. Le variabili ‘genere’ (p=0.521) e ‘anni trascorsi presso un’azienda
agraria’(p=0.118), pur non essendo statisticamente significative nelle univariate,
sono state comunque mantenute. I valori p per l’adeguamento al modello delle
univariate di guanti e tempi di rientro sono stati, rispettivamente, <0.001 e 0.001.
I valori desunti per i 146 record da queste rielaborazioni dei quattro fattori restanti
sono sintetizzati in Tabella 12.
Il genere maschile presenta un rischio inferiore dell’80% rispetto a quello femminile.
Il prolungarsi nel tempo dell’esposizione a pesticidi aumenta notevolmente il rischio
di soffrire di intorpidimento delle estremità: in particolare coloro che hanno operato
per lunghissimi periodi (> 30 anni) di tempo in aziende agricole presentano un
rischio 33 volte superiore di quelli che vi hanno operato per meno di 10 anni. Anche
quelli che sono stati impiegati in agricoltura per 10-30 anni hanno un rischio più
elevato dei colleghi con minor esperienza ma questa osservazione non è supportata
da evidenza statistica.
Molto interessante è anche il quadro che emerge dall’impiego dei DPI: chi non
indossa guanti, ad esempio, durante lo svolgimento della propria mansione, a parità
di tutte le altre variabili, sembrerebbe essere più esposto al rischio, seguito subito
103
dopo da coloro che sono soliti riutilizzare lo stesso paia di guanti per più di due
settimane ma non è possibile associare a queste rilevazione un p inferiore a 0.05.
Tabella 12: Risultati della regressione logistica per l’intorpidimento di mani e piedi
MULTIVARIATA
GENERE
Maschio
Femmina
ANNI IN
AZIENDA
> 30
10-30
< 10
SOSTITUZ.
GUANTI
Non li calzo
Ogni 2 sett.
Ogni sett.
Ogni giorno
RISPETTO
TEMPI
No
Si
UNIVARIATA
β
Odds
Ratio
Errore
std
p- value
95%IC
β
Odds
Ratio
Error
e std
pvalue
95%IC
-1.605
0
0.201
(0.559)
0.004
[0.067;0.601]
-0.238
0
0.788
(0.370)
0.519
3.504
-0.174
0
33.25
0.841
(1.263)
(0.543)
0.006
0.749
[2.80;394.90]
[0.290;2.437]
0.780
-0.480
0
2.182
0.619
(0.540)
(0.440)
0.149
0.275
[0.756;6.295]
[0.262;1.465]
-0.375
-1.751
-5.850
0
0.688
0.174
0.003
(0.726)
(0.640)
(1.562)
0.606
0.006
<0.001
[0.166;2.853]
[0.049;0.609]
[0;0.062]
1.647
-0.640
-2.243
0
5.192
0.527
0.106
(0.538)
(0.489)
(0.813)
0.002
0.191
0.006
[1.810;14.891]
[0.202;1.375]
[0.022;0.522]
1.840
0
6.293
(0.602)
0.002
[1.933;20,491]
1.276
0
1.645
0.397
0.001
[1.645;7.804]
[0.381;1.627]
Invece, è significativa la riduzione del rischio tra coloro che sono soliti sostituire i
guanti da lavoro spesso (tutti i giorni o, al massimo, entro una settimana).
Anche per questo disturbo, il mancato rispetto dei tempi di rientro in coltura fa
aumentare considerevolmente il rischio (p=0.002).
4.1.3.4 DIFFICOLTÀ A CONTROLLARE I MOVIMENTI DI
MANI E BRACCIA
I casi sono solamente 12, un numero troppo esiguo per uno studio di regressione
logistica supportato da evidenza statistica e, pertanto, non si è potuto trarre alcuna
conclusione sul profilo di rischio degli operatori di accusare questo fastidio.
4.1.3.5 RONZII ALLE ORECCHIE
Sono stati considerati 146 record. Le variabili indipendenti sono state le stesse dei
punti precedenti con l’aggiunta della covariata relativa all’utilizzo degli strumenti
104
rumorosi (armi da fuoco, smerigliatrici, trattori, motoseghe, ecc) e quella riguardo
all’impiego di otoprotettori.
All’analisi univariata sono risultati significativi i fattori genere (p=0.034), classi di
età (p<0.001), anni in cui il lavoratore è stato potenzialmente esposto a pesticidi e,
probabilmente, a rumore (p<0.001) ed, infine, uso di apparecchiature rumorose
(p<0.001). Non lo sono invece l’abitudine a sostituire il guanto contaminato
(p=0.059), a rispettare i tempi di rientro in coltura (p=0.800) e a indossare
otoprotettori durante l’orario di lavoro (p=0.434).
L’analisi multivariata è stata eseguita considerando le variabili significative e
aggiungendo ‘guanto contaminato’ dato che aveva presentato un valore di p
prossimo a 0.05. I risultati ottenuti sono indicati in Tabella 13.
Tabella 13: Risultati della regressione logistica per l’intorpidimento di mani e piedi
MULTIVARIATA
β
GENERE
Maschio
Femmina
ETA’
> 60 anni
40-60 anni
< 20 anni
ANNI IN
AZIENDA
> 30
10-30
< 10
SOSTITUZ.
GUANTI
Non li calzo
Ogni 2 sett.
Ogni sett.
Ogni giorno
ATTREZZAT.
RUMOROSE
Si
No
UNIVARIATA
Odds
Ratio
Errore
std
p- value
-0.299 0.742
0
(0.584)
0.609
[0.236;2.332]
0.822
0
2.276
(0.401)
0.041
[1.036;4.999]
4.112
1.293
0
61.08
3.643
(1.080)
(0.568)
<0.001
0.023
[7.354;507,38]
[1,196;11.092]
3.936
1.144
0
51.190
3.140
(0.734)
(0.480)
<0.001
0.017
[12.134;215.96]
[1.22;8.067]
0.279 1.322
-0.307 0.735
0
(1.161)
(0.569)
0.810
0.589
[0.136;12.862]
[0.241;2.244]
2.329
-0.149
0
10.267
0.862
(0.636)
(0.465)
<0.001
0.748
[2.953;35.69]
[0.347;2.141]
-1.777 0.169
-1.121 0.326
-1.370 0.254
0
(0.839)
(0.570)
(0.754)
0.034
0.049
0.069
[0.033;0.876]
[0.107;0.997]
[0.058;1.113]
-0.465
-1.125
-0.040
0
0.628
0.325
0.996
(0.494)
(0.490)
(0.500)
0.346
0.022
0.994
[0.239;1.652]
[0.124;0.848]
[0.373;2.657]
1.078
0
(0.588)
0.067
[0.929;9.295]
1.812
0
6.125
(0.482)
<0.001
[2.383;15.742]
2.939
95%IC
β
Odds
Ratio
Error
e std
pvalue
95%IC
Con l’analisi multivariata perdono di significatività statistica il genere e gli anni di
attività lavorativa: l’essere stato potenzialmente esposto a pesticidi per un numero
elevato di anni non sembrerebbe costituire un fattore di rischio rispetto ai lavoratori
dello stesso sesso, degli stessi anni di età, con le stesse abitudini a sostituire i guanti
e, in potenza, esposti a rumore nelle medesime condizioni, ma che hanno svolto
attività in campo aperto per un periodo di tempo minore.
105
Il disturbo del ronzio alle orecchie è invece fortemente influenzato dall’età dei
lavoratori: il rischio per i soggetti con 60 anni e più è 61 volte maggiore di quelli con
meno di 20 anni (p<0.001). Il rischio è leggermente più contenuto, ma sempre 3.5
volte maggiore, per i lavoratori di età compresa tra i 40 e 60 anni.
Un’evidenza statistica molto discutibile è quella che si ricava dalla variabile
successiva, a conferma che il fenomeno non sembrerebbe influenzato dalla
potenziale esposizione a prodotti fitosanitari: il non indossare guanti, ad esempio,
sembrerebbe essere un fattore protettivo nei confronti della patologia dato che
abbatte dell’84% il rischio nei confronti di chi invece li calza e li sostituisce molto
spesso.
Infine, la potenziale esposizione a rumore sembrerebbe essere un fattore di rischio
anche se l’osservazione non è corroborata da significatività statistica. Valori p<0.05
per questa variabile si ricavano invece se nella multivariata si trascura la variabile
guanti.
Il quadro che emerge sembrerebbe essere a sfavore di un possibile nesso causale tra
l’esposizione a pesticidi e il ronzio agli orecchi, in quanto tende a indicare
l’esposizione a rumore e l’età anagrafica degli esposti quali fattori di rischio
acclarati.
4.1.3.6 IPOACUSIA
Le variabili indipendenti sono state le medesime dell’analisi del ronzio alle orecchie.
I soggetti intervistati affetti da questa patologia sono stati 22 su un campione di 146
lavoratori. I risultati dello studio sono indicati in Tabella 14.
Nell’analisi univariata la covariata ‘genere’ è al limite della significatività (p=0.051)
e sembrerebbe indicare un rischio superiore per gli uomini rispetto alle donne.
Dal momento che non vi sono soggetti affetti da ipoacusia nella classe di età < 20
anni (tra coloro che sono affetti da perdita dell’udito l’intervistato più giovane aveva
55 anni e il più anziano 79), la variabile è stata ricodificata nelle seguenti modalità:
meno di 70 anni e 70 anni e più.
L’età anagrafica è significativa (p<0.001) ed evidenzia come il rischio di divenire
sordo aumenti vertiginosamente al crescere dell’età.
106
Tabella 14: Risultati della regressione logistica per ipoacusia
MULTIVARIATA
β
GENERE
Maschio
Femmina
ETA’
70 anni e più
< 70 anni
ANNI IN
AZIENDA
30 anni e più
< 30 anni
GUANTI
Non li indos
Li indosso
RISPETTO
TEMPI
No
Si
ATTREZZAT.
RUMOROSE
Si
No
Odds
Ratio
UNIVARIATA
Errore
std
p- value
95%IC
β
Odds
Ratio
Error
e std
pvalue
95%IC
-20.348 1.45E-9
0
(1.893)
<0.001
[3.56E-11;
5.93E-8]
1.141
0
3.129
(0.650)
0.079
[0.875;11.183]
4.348 77.309
0
(1.676)
0.009
[2.895;2064,4]
6.316
0
553.5
(1.146)
<0.001
[58.55;5232.8]
22.838 8.29E9
0
(0)
[8.287E9;
8.287E9;]
5.119
0
167.143
(0.837)
<0.001 [32.38;862.92]
1.319
0
3.741
(1.261)
0.295
[0.316;44.316]
1.427
0
4.167
(0.483)
0.003
[1.616;10.742]
1.019
0
2.771
(1.502)
0.497
[0.146;52,654]
2.785
0
16.200
(1.039)
0.007
[2.113;124,246]
-0.563 0.569
0
(2.227)
0.800
[0.007;44.790]
2.447
0
11.550
(1.041)
0.019
[1.503;88.785]
Il fattore ‘anni trascorsi in azienda agraria’ è stato ricodificato nelle modalità ‘meno
di 30 anni’ e ’30 anni e più’ e anch’esso ha presentato significatività statistica
(p<0.001) nella univariata, indicando un rischio superiore di ipoacusia per coloro che
hanno trascorso più tempo presso un’azienda agricola e che quindi sono stati
potenzialmente esposti per più anni consecutivi a pesticidi e rumore.
Siccome tra coloro che hanno dichiarato di soffrire di avere danni all’udito non ce ne
è alcuno che abbia affermato di utilizzare lo stesso paio di guanti per due settimane
anche se contaminati, così come pure di sostituirli quotidianamente, è stato
necessario ricodificare la variabile nelle modalità ‘Indosso i guanti‘ e ‘Non indosso i
guanti’. Nella univariata il mancato utilizzo del DPI concorre ad aumentare in modo
significativo (p=0.004) il rischio di ipoacusia.
Anche la variabile ‘rispetto tempi di rientro in coltura’, che era stata scelta come
indicatore dell’esposizione a pesticidi, è risultata statisticamente significativa
(p<0.001): l’evitare di rientrare anzitempo nei vigneti trattati sembrerebbe costituire
un fattore di protezione della malattia.
Per quel che concerne invece i traccianti dell’esposizione a rumore è emerso, come
era
prevedibile,
che
la
coesposizione
a
rumore
e
pesticidi
aumenta
considerevolmente il rischio di ipoacusia (p=0.01). Non è stato, invece, possibile
107
inserire nel modello la covariata dicotomica ‘otoprotettori indossati’, di modalità
si/no, in quanto tutti i soggetti che hanno affermato di essere sordi hanno anche
asserito di non indossare mai DPI a protezione dell’udito.
Passando dai modelli univariati a quello multivariato mantengono la significatività
statistica le variabili indipendenti genere (p=0.023), età (p=0.02), anni trascorsi in
azienda (p<0.001) ma la perdono le covariate guanti (p=0.266), rispetto tempi di
rientro in coltura (p=0.488) e utilizzo di strumentazioni rumorose (p=0.795). Dal
modello costruito sembrerebbe che il rischio di ipoacusia, a parità delle altre
variabili, sia molto più pronunciato nelle donne. Di certo il crescere dell’età
anagrafica costituisce un importantissimo fattore di rischio al punto che coloro che
hanno compiuto i 70 anni presentano un rischio di perdere l’udito circa 80 volte
maggiore dei colleghi più giovani. Molto interessante è la considerazione sul fatto
che, a parità di sesso, di età, di esposizione a rumore e di condizioni lavorative,
coloro che sono stati potenzialmente esposti a pesticidi per un periodo di tempo
molto lungo (superiore ai 30 anni) presentano un rischio ipoacusia più elevato
rispetto ai colleghi la cui esposizione si è protratta per un numero minore di anni.
Questa evidenza, seppure necessiti ulteriori approfondimenti e la conferma da parte
di una popolazione di esposti più numerosa di quella del nostro studio, riaccende
l’attenzione sulla potenziale attività ototossica di alcuni principi attivi. D’altro canto
anche la mancata significatività statistica della variabile relativa all’esposizione a
rumore, sembrerebbe rafforzare lo stesso risultato poiché ci indica che, a parità di
tutte le altre variabili e quindi anche degli anni trascorsi in un’azienda agricola,
l’hobby della caccia e l’abitudine ad utilizzare apparecchiature rumorose non
concorrono ad aumentare il rischio in modo statisticamente significativo.
4.2 RISULTATI DELLA VALIDAZIONE DEI METODI DI
PROVA
Le curve di calibrazione in solvente sono comuni a tutte le matrici. La loro linearità è
stata verificata con il test di Mandel. In generale, il modello adottato dei minimi
108
quadrati, ha dato evidenza di punti ben allineati tanto che il minor coefficiente R 2 è
stato di 0.99988, mentre gli altri sono tutti maggiori di questo valore.
Ammettendo che la generica equazione delle rette di calibrazione sia y=a+bx e che
alla variabile indipendente corrisponda il rapporto tra la concentrazione del pesticida
e quella dello standard interno, e alla variabile dipendente il rapporto tra il segnale
dell’analita e quello del TPP, è stata costruita la Tabella 15.
Tabella 15: Rette di calibrazione dei 25 pesticidi – valori dell’intercetta a, del
coefficiente angolare b e di R2
Analita
Azoxystrobin
Boscalid
Chlorpyrifos-ethyl
Cyproconazole
Cyprodinil
Dicofol
Difenoconazole
Fenitrothion
Fludioxonil
Fluopicolide
Flusilazole
Folpet
Hexaconazole
Iprodione
Kresoxim-methyl
Mepanipyrim
Metalaxyl
Myclobutanil
Penconazole
Propiconazole
Quinoxyfen
Tebuconazole
Tetraconazole
Trifloxystrobin
Zoxamide
Numero CAS
131860-33-8
188425-85-6
2921-88-2
94361-06-5
121552-61-2
115-32-2
119446-68-3
122-14-5
131341-86-1
239110-15-7
85509-19-9
133-07-3
79983-71-4
36734-19-7
143390-89-0
110235-47-7
57837-19-1
88671-89-0
66246-88-6
60207-90-1
124495-18-7
107534-96-3
112281-77-3
141517-21-7
156052-68-5
a
-0.0571
-0.0233
0.0006
-0.0033
-0.0016
-0.0047
-0.0075
-0.0262
-0.0080
-0.0167
-0.0061
-0.0528
-0.0121
-0.0004
0.0008
-0.0326
-0.0418
-0.0014
-0.0096
-0.0109
-0.0084
-0.0045
-0.0102
-0.0025
-0.0164
b
0.4131
0.3134
0.1045
0.3915
0.6125
0.3473
0.1527
0.2146
0.2358
0.1967
0.0990
0.9366
0.6562
0.1139
0.1638
0.7359
0.3799
0.0846
0.1941
0.1612
0.0825
0.2350
0.2782
0.0957
0.3062
R2
0.999883
0.999997
0.999996
0.999996
1.000000
0.999988
0.999995
0.999942
0.999999
0.999994
0.999997
0.999994
0.999998
0.999987
0.999998
0.999987
0.999977
0.999983
0.999990
0.999994
0.999996
0.999990
0.999993
0.999994
0.999985
I limiti di rivelabilità e di quantificazione stimati per le differenti matrici sono
indicati in Tabella 16 e Tabella 17.
L’impiego della GC-MS/MS ha permesso di sviluppare metodi analitici di elevata
sensibilità. Mediamente il LODs per la determinazione dei residui di pesticidi nei
dischi fogliari è di 0.29 ng/cm2 (95%CI: 0.21-0.37 ng/cm2), con un valore massimo
di 0.68 ng/cm2 ottenuto per il Chlorpyrifos-ethyl e il Fludioxonil, e uno minimo di
109
0.08 ng/cm2 registrato per Metalaxyl, Myclobutanil, Kresoxim-methyl, Flusilazole e
Boscalid. Per quel che riguarda il metodo relativo all’analisi dei Pads, i LODs sono
compresi tra 0.01µg/cm2 di Boscalid, Flusilazole, Kresoxim-methyl, Metalaxyl e
Myclobutanil, e 0.11µg/cm2 di Fludioxonil e Chlorpyrifos-ethyl. Il limite di
rivelabilità medio di questa matrice è 0.05 µg/cm2 (95%CI: 0.04-0.06 µg/cm2).
Tabella 16: Limiti di rivelabilità (LODs) dei 25 pesticidi nelle cinque matrici testate
Azoxystrobin
Boscalid
Chlorpyrifos-ethyl
Cyproconazole
Cyprodinil
Dicofol
Difenoconazole
Fenitrothion
Fludioxonil
Fluopicolide
Flusilazole
Folpet
Hexaconazole
Iprodione
Kresoxim-methyl
Mepanipyrim
Metalaxyl
Myclobutanil
Penconazole
Propiconazole
Quinoxyfen
Tebuconazole
Tetraconazole
Trifloxystrobin
Zoxamide
FOGLIE
PADS
ARIA
ng/cm2
0.338
0.075
0.675
0.263
0.375
0.375
0.338
0.375
0.675
0.375
0.075
0.188
0.338
0.563
0.075
0.375
0.075
0.075
0.188
0.150
0.263
0.188
0.150
0.375
0.338
µg/cm2
0.056
0.013
0.113
0.044
0.063
0.063
0.056
0.063
0.113
0.063
0.013
0.031
0.056
0.094
0.013
0.063
0.013
0.013
0.031
0.025
0.044
0.031
0.025
0.063
0.056
µg/Nm3
0.003
0.002
0.006
0.003
0.003
0.003
0.003
0.003
0.004
0.003
0.002
0.002
0.004
0.003
0.002
0.003
0.002
0.002
0.002
0.003
0.003
0.002
0.002
0.003
0.003
WASH
TEST
µg/cm2
0.064
0.042
0.085
0.064
0.064
0.042
0.042
0.042
0.064
0.042
0.032
0.032
0.064
0.042
0.042
0.042
0.032
0.032
0.032
0.064
0.042
0.032
0.032
0.042
0.042
URINA
µg/L
0.015
0.010
0.030
0.015
0.015
0.015
0.015
0.015
0.020
0.015
0.010
0.010
0.020
0.015
0.010
0.015
0.010
0.010
0.010
0.015
0.015
0.010
0.010
0.015
0.015
I metodi di analisi di filtri in cellulosa e XAD-2 hanno, invece, presentato un LOD
medio di 2.84 ng/Nm3 (95%CI: 2.41-3.27 ng/Nm3); i metodi più sensibili (LOD=2
ng/Nm3) sono quelli per la determinazione di Boscalid, Flusilazole, Folpet,
Kresoxim-methyl,
Mepanipyrim,
Metalaxyl,
Myclobutanil,
Penconazole,
Tebuconazole e Tetraconazole, mentre il metodo con le maggiori interferenti per la
matrice aria è risultato quello del Chlorpyrifos-ethyl. Anche per le acque di lavaggio
del wash test, il metodo per la quantificazione del Chlorpyrifos-ethyl ha presentato il
110
limite di rivelabilità più alto (0.09 µg/cm2), mentre i più bassi sono stati registrati per
Flusilazole, Folpet, Metalaxyl, Myclobutanil, Penconazole, Tebuconazole e
Tetraconazole. Anche per questa matrice si conferma l’elevata sensibilità del metodo
proposto, il quale presenta un valore medio del LOD di 0.046 µg/cm2 (95%CI:
0.039-0.053 ng/Nm3).
Infine, il limite di rivelabilità medio per il monitoraggio biologico è stato di 0.014
µg/L di urina (95%CI: 0.012-0.016 µg/L), con un range di valori compreso tra 0.010
µg/L
(Boscalid,
Flusilazole,
Folpet,
Kresoxim-methyl,
Folpet,
Metalaxyl,
Myclobutanil, Penconazole, Tebuconazole e Tetraconazole) e 0.030 µg/L
(Chlorpyrifos-ethyl).
Tabella 17: Limiti di quantificazione (LOQs) dei 25 pesticidi nelle cinque matrici
testate
Azoxystrobin
Boscalid
Chlorpyrifos-ethyl
Cyproconazole
Cyprodinil
Dicofol
Difenoconazole
Fenitrothion
Fludioxonil
Fluopicolide
Flusilazole
Folpet
Hexaconazole
Iprodione
Kresoxim-methyl
Mepanipyrim
Metalaxyl
Myclobutanil
Penconazole
Propiconazole
Quinoxyfen
Tebuconazole
Tetraconazole
Trifloxystrobin
Zoxamide
FOGLIE
PADS
ARIA
ng/cm2
0.938
0.938
1.500
0.938
1.875
2.250
1.500
1.875
2.250
1.875
0.938
1.500
0.938
2.250
2.250
1.875
1.125
1.500
1.875
1.875
2.250
0.750
1.125
2.250
1.875
µg/cm2
0.156
0.156
0.250
0.156
0.313
0.375
0.250
0.313
0.375
0.313
0.156
0.250
0.156
0.375
0.375
0.313
0.188
0.250
0.313
0.313
0.375
0.125
0.188
0.375
0.313
µg/Nm3
0.008
0.008
0.018
0.008
0.014
0.016
0.012
0.014
0.016
0.014
0.006
0.008
0.012
0.012
0.010
0.014
0.006
0.006
0.006
0.014
0.016
0.006
0.008
0.012
0.014
WASH
TEST
µg/cm2
0.127
0.127
0.191
0.127
0.191
0.170
0.170
0.170
0.191
0.170
0.085
0.127
0.212
0.148
0.148
0.148
0.085
0.085
0.085
0.148
0.127
0.085
0.127
0.170
0.170
URINA
µg/L
0.040
0.040
0.090
0.040
0.070
0.080
0.060
0.070
0.080
0.070
0.030
0.040
0.060
0.060
0.050
0.070
0.030
0.030
0.030
0.070
0.080
0.030
0.040
0.060
0.070
Per quel che riguarda invece i limiti di quantificazione, il metodo di analisi dei
residui fogliari ha presentato un valore medio di 1.61 ng/cm2 (95%CI: 1.36-1.86). Il
111
LOQ inferiore (0.75 ng/cm2) è quello del Tebuconazole, mentre i valori più elevati
(2.25 ng/cm2) sono stati registrati per Dicofol, Fludioxonil, Iprodione, Kresoximmethyl, Quinoxyfen e Trifloxystrobin.
Il metodo di prova dell’analisi dei pads ha fornito un LOQ medio di 0.27 µg/cm2
(95%CI:0.23-0.31), con un range di valori compreso tra 0.125 µg/cm2
(Tebuconazole) e 0.375 µg/cm2 (Dicofol, Fludioxonil, Iprodione, Kresoxim-methyl,
Quinoxyfen e Trifloxystrobin).
Il metodo per il monitoraggio dei principi aerodispersi ha, invece, presentato un
valore medio del LOQ di 0.011 µg/Nm3 (95%CI: 0.009-0.013), con punte di 0.018
µg/Nm3 del Chlorpyrifos-ethyl e di 0.006 µg/Nm3 di Flusilazole, Metalaxyl,
Myclobutanil, Penconazole e Tebuconazole.
Il limite di quantificazione più elevato del metodo wash test è stato registrato per
Hexaconazole (0.21 µg/cm2), mentre la migliore sensibilità (LOQ = 0.09 µg/cm2) si
ha, ancora una volta, per Flusilazole, Metalaxyl, Myclobutanil, Penconazole e
Tebuconazole. In media, il LOQ nelle soluzioni di lavaggio delle mani è 0.14 µg/cm2
(95%CI: 0.12-0.16).
Infine, i LOQs del metodo per l’analisi della matrice biologica sono compresi nel
range
0.03
µg/L
(Flusilazole,
Metalaxyl,
Myclobutanil,
Penconazole
e
Tebuconazole) e 0.09 µg/L (Chlorpyrifos-ethyl), con un valore medio di 0.056 µg/L
di urina (95%CI: 0.046-0.065).
Nei paragrafi che seguiranno verranno presentati, suddivisi per le diverse matrici, i
risultati delle prove di ripetibilità (in termini di CV% inter-day e intra-day) e di
recupero effettuate ai due diversi livelli di concentrazione dei Quality Control (CQ1
e CQ2), nonché i valori dell’incertezza estesa di misura percentuale calcolata ai due
livelli di concentrazione. Tutti i parametri rientrano nei criteri stabiliti dalle linee
guida di validazione [113] che sconsigliano l’impiego di metodi di prova aventi
coefficienti di variazione superiori al 15%, recuperi inferiori al 70% o superiori al
120%, e incertezze estese superiori al 30%.
4.2.1 RESIDUI FOGLIARI
I risultati della validazione del metodo sono presentati nella tabella che segue.
112
Tabella 18: Coefficiente di variazione percentuale (CV%) intra-day (n=10) e inter-day
(n=15), recupero percentuale (n=25) e incertezza estesa (%) ai due livelli di
concentrazione dei Quality Control (CQ1=6.25 ng/cm2; CQ2=500 ng/cm2 ) del metodo di
analisi dei dischi fogliari
Azoxystrobin
Boscalid
Chlorpyrifos-ethyl
Cyproconazole
Cyprodinil
Dicofol
Difenoconazole
Fenitrothion
Fludioxonil
Fluopicolide
Flusilazole
Folpet
Hexaconazole
Iprodione
Kresoxim-methyl
Mepanipyrim
Metalaxyl
Myclobutanil
Penconazole
Propiconazole
Quinoxyfen
Tebuconazole
Tetraconazole
Trifloxystrobin
Zoxamide
CV% Intra-day
CQ1
CQ2
1.00
5.74
2.47
3.80
2.01
2.55
2.86
5.43
2.84
4.26
3.28
2.35
1.63
2.87
1.26
3.76
3.12
4.33
3.98
4.66
3.16
3.03
8.95
8.14
1.62
2.16
1.01
1.22
1.42
1.53
1.97
1.42
1.57
1.12
3.14
0.64
2.91
1.02
2.94
2.89
2.38
2.97
3.17
1.32
3.72
0.72
4.55
0.24
3.34
0.25
CV% Inter-day
CQ1
CQ2
1.02
5.93
2.64
4.58
3.59
2.44
3.67
4.94
2.83
4.18
4.37
2.63
0.97
2.80
1.25
3.13
4.03
5.15
2.76
4.57
3.31
2.86
8.54
7.31
1.21
2.13
1.17
1.97
2.58
1.44
2.23
1.59
3.48
2.08
3.75
0.89
3.16
1.87
2.88
1.28
2.21
1.27
3.74
0.96
4.21
0.47
3.99
0.73
5.30
0.85
Recupero%
CQ1
CQ2
99.14
92.34
94.22
90.52
93.17
85.44
96.28
96.09
74.25
77.22
90.10
81.82
99.57
97.86
99.90
99.91
87.09
90.10
92.07
92.30
97.30
97.58
77.95
72.22
100.95 100.69
101.50 101.38
88.43
88.72
93.54
92.14
93.13
91.33
99.40
99.21
95.17
96.37
93.49
91.13
77.02
76.64
89.53
90.47
91.17
87.29
102.02 103.07
92.27
91.07
Incertezza %
CQ1
CQ2
26.87
4.57
20.08
2.97
22.14
1.90
23.77
3.99
7.80
3.17
11.94
1.85
25.42
2.16
25.55
2.96
12.28
3.38
27.91
3.46
20.95
2.25
29.18
5.98
15.20
1.61
11.94
1.14
16.34
1.16
12.04
1.20
16.27
1.21
21.71
0.78
10.63
1.00
27.92
2.03
24.44
2.07
10.95
1.06
9.55
0.64
8.83
0.44
13.26
0.63
Il metodo proposto presenta una buona ripetibilità dato che i tutti CV% inter-day e
intra-day registrati ad entrambi i livelli di concentrazione sono inferiori al 9%.
L’analita con la ripetibilità più bassa è il Folpet. I recuperi sono tutti superiori al
70%. Il valore più basso (72.22%) è stato registrato per il Folpet al livello di
concentrazione del CQ2. Mediamente il recupero dei 25 pesticidi è stato 92.75%
(95%CI: 89.18-96.31) e 91.32 (95%CI: 87.50-95.13), rispettivamente al livello alto e
basso di concentrazione dei CQs.
Il valore numerico più elevato dell’incertezza estesa è stato 29.18%, calcolato per il
Folpet al livello basso di concentrazione. Per il metodo proposto l’incertezza estesa
media è stata del 18.1% (95%CI:14.8-21.5) al CQ1 e del 2.1% (95%CI:1.5-2.8) al
CQ2 e, in generale, il contributo maggiore è stato quello della componente derivante
113
dall’incertezza della retta di taratura, come evidenziato, a titolo esemplificativo, per
il Myclobutanil nel diagramma che segue.
Figura 25: Metodo di prova per la determinazione dei residui di pesticidi depositati sui
dischi fogliari – rappresentazione grafica dell’incertezza estesa percentuale U(y), di
quella composta uc(y) e delle componenti (incertezza di ripetibilità, urepeat; incertezza
della retta di calibrazione, ucal; incertezza del recupero, urec) del Myclobutanil ai livelli
di concentrazione del CQ1 e del CQ2
Relative uncertainty (%)
25,00
20,00
U (y)
15,00
uc (y)
10,00
u repeat
u calib
5,00
u rec
0,00
6,25
500
Myclobutanil (ng/cm2)
4.2.2 FIALE E FILTRI
I risultati della validazione del metodo sono presentati in Tabella 19. I CV% sono
tutti inferiori al 15%: il valore più elevato per l’intra-day è 11.5%, calcolato per il
Dicofol al CQ1, mentre per l’inter-day è 14.4% (Flusilazole al CQ1). Il recupero
medio è stato, rispettivamente al livello basso ed alto di concentrazione, del 91.2%
(95%CI: 87.5-94.3) e del 90.3% (95%CI: 86.1-94.4). L’analita per il quale è stato
registrato il recupero più basso (71.9%) è stato il Cyprodinil alla concentrazione del
CQ2. L’incertezza estesa è stata per tutti i 25 composti inferiore al 30% al CQ1 e
inferiore al 3% al CQ2. L’incertezza più elevata è stata del 29.7% e corrisponde a
quella dello Zoxamide al livello più basso di concentrazione. Anche in questo caso si
riporta a titolo di esempio il diagramma di Figura 26 , relativo al Myclobutanil. Si
nota come anche per la matrice aria la componente dell’incertezza più significativa
sia quella associata alla calibrazione e come, aumentando la concentrazione del
misurando, l’incertezza estesa percentuale subisca un decisivo abbattimento
114
concentrazione dei Quality Control (CQ1=0.05 µg/Nm3; CQ2=3.5 µg/Nm3) del metodo di
analisi di XAD-2 e filtri in PTFE
Azoxystrobin
Boscalid
Chlorpyrifos-ethyl
Cyproconazole
Cyprodinil
Dicofol
Difenoconazole
Fenitrothion
Fludioxonil
Fluopicolide
Flusilazole
Folpet
Hexaconazole
Iprodione
Kresoxim-methyl
Mepanipyrim
Metalaxyl
Myclobutanil
Penconazole
Propiconazole
Quinoxyfen
Tebuconazole
Tetraconazole
Trifloxystrobin
Zoxamide
CV% Intra-day
CQ1
CQ2
6.01
0.82
6.68
0.81
6.57
3.87
9.78
0.53
9.68
0.93
11.49
2.10
6.01
2.07
10.39
2.12
9.41
0.53
7.97
0.79
4.43
1.56
5.15
1.12
4.15
0.80
8.97
1.32
6.99
0.93
6.42
0.42
7.49
0.64
5.59
0.59
8.41
0.66
2.09
0.52
5.84
0.47
6.45
1.44
7.49
0.64
3.05
0.80
7.95
0.64
CV% Inter-day
CQ1
CQ2
6.27
1.15
7.00
2.93
9.88
3.44
7.37
1.56
10.66
2.48
13.94
3.42
7.71
2.25
13.08
3.42
10.99
3.97
8.46
2.06
14.38
2.66
9.90
1.84
8.67
1.11
10.13
1.18
11.31
1.67
10.02
1.31
10.89
0.96
10.85
1.90
10.87
1.23
11.73
1.76
11.22
1.07
10.68
1.46
13.30
1.50
11.69
1.28
10.66
1.32
Recupero%
CQ1
CQ2
92.22 100.28
92.40
96.30
76.35
72.95
85.46
83.01
75.00
71.87
81.52
78.70
95.78
94.28
99.57
97.95
89.07
83.54
93.81
95.03
98.18
98.50
75.32
74.22
99.86
99.10
93.85
93.13
85.89
85.22
89.59
89.10
97.25
97.37
98.76
98.62
89.70
89.27
96.11
93.62
86.79
86.51
93.98
93.11
97.98
93.34
100.77
99.52
93.60
92.29
Incertezza %
CQ1
CQ2
27.59
1.34
13.75
1.07
15.11
2.89
16.67
0.63
8.71
0.99
27.56
1.80
16.92
1.59
27.24
1.95
10.77
1.27
18.74
0.86
14.36
1.55
18.77
0.99
10.45
0.65
27.54
1.04
11.96
0.83
27.29
0.62
26.63
0.74
22.76
0.83
24.19
0.70
18.22
0.69
16.46
0.51
24.53
1.13
21.44
0.70
18.74
0.72
29.73
0.73
Figura 26: Metodo di prova per la determinazione dei pesticidi aerodispersi –
rappresentazione grafica dell’incertezza
25,00
20,00
U (y)
15,00
uc (y)
10,00
u repeat
u calib
5,00
u rec
0,00
0,05
3,5
Myclobutanil (µg/Nm3)
115
4.2.3 PADS
I risultati della validazione del metodo sono presentati nella Tabella 20.
concentrazione dei Quality Control (CQ1=4 µg/cm2; CQ2=10µg/cm2) del metodo di
analisi dei pads dermici
Azoxystrobin
Boscalid
Chlorpyrifos-ethyl
Cyproconazole
Cyprodinil
Dicofol
Difenoconazole
Fenitrothion
Fludioxonil
Fluopicolide
Flusilazole
Folpet
Hexaconazole
Iprodione
Kresoxim-methyl
Mepanipyrim
Metalaxyl
Myclobutanil
Penconazole
Propiconazole
Quinoxyfen
Tebuconazole
Tetraconazole
Trifloxystrobin
Zoxamide
CV% Intra-day
CQ1
CQ2
7.36
1.41
4.28
0.87
6.96
1.41
4.47
1.25
5.12
1.70
6.46
3.10
4.15
1.75
6.53
1.03
5.45
1.83
2.47
1.25
3.03
1.96
3.54
1.36
3.89
1.03
4.07
1.45
3.06
0.96
2.61
1.24
1.57
1.39
1.62
0.85
2.97
1.45
2.79
1.39
4.03
1.00
3.52
1.16
1.89
0.85
2.32
0.72
3.47
1.05
CV% Inter-day
CQ1
CQ2
8.72
2.29
6.14
1.84
5.66
2.29
5.98
2.37
5.76
1.84
8.72
2.29
5.98
1.84
5.98
1.68
6.79
1.77
5.85
1.68
6.19
1.48
5.49
1.57
5.75
1.61
6.33
1.75
6.62
1.76
5.03
1.80
5.65
1.93
3.32
1.35
5.70
1.81
5.46
1.68
7.07
2.11
5.53
2.04
6.03
1.73
4.24
1.78
5.52
1.77
Recupero%
CQ1
CQ2
90.82
96.95
90.78
95.11
86.16
82.48
93.41
90.71
76.21
72.48
87.77
87.26
99.01
97.51
101.19
99.95
82.45
78.73
97.81
95.91
100.62
99.16
84.48
83.11
100.64
99.70
109.73 100.88
92.69
87.44
95.59
91.72
95.18
90.19
100.77
99.03
93.31
90.37
92.31
88.82
86.18
81.54
92.13
90.11
94.51
91.18
100.50
98.32
93.66
90.92
Incertezza %
CQ1
CQ2
28.17 12.81
6.08
2.21
7.61
2.51
6.90
2.77
4.36
1.50
11.44
4.64
7.18
2.86
22.85
8.98
5.23
1.81
7.39
2.96
5.91
2.51
7.69
3.04
4.95
1.75
10.96
4.32
5.07
1.85
10.72
4.31
14.33
5.78
12.23
4.91
9.48
3.81
7.41
3.00
7.08
2.65
9.79
3.87
8.30
3.29
7.43
2.95
11.71
4.63
Il metodo proposto presenta un’elevata ripetibilità (tutti i CV% sono inferiori al 9%).
Il valore più elevato per il coefficiente di variazione intra-day è 7.4% (Azoxystrobin
al CQ1) mentre per l’inter-day è 8.7% (Azoxystrobin e Dicofol al CQ1). Il recupero
medio è stato, rispettivamente al livello basso ed alto di concentrazione, del 93.5%
(95%CI: 90.1-97.0) e del 91.2% (95%CI: 87.7-94.7). L’analita per il quale è stato
registrato il recupero più basso (72.5%) è stato, ancora una volta, il Cyprodinil alla
concentrazione del CQ2.
116
L’incertezza estesa è stata per tutti i 25 composti inferiore al 29% al CQ1 e inferiore
al 13% al CQ2. L’incertezza più elevata è stata del 28.2% (Azoxystrobin al CQ1).
Anche per questa matrice si riporta a seguire il diagramma di Figura 27, relativo al
Myclobutanil.
Figura 27: Metodo di prova per la determinazione dei residui di pesticidi depositati sui
pads dermici – rappresentazione grafica dell’incertezza
14,00
12,00
10,00
U (y)
8,00
uc (y)
6,00
u repeat
4,00
u calib
2,00
u rec
0,00
4
10
Myclobutanil (µg/cm2)
4.2.4 SOLUZIONI DI LAVAGGIO
I risultati della validazione del metodo sono presentati in Tabella 21.
Il valore più elevato registrato per il CV intra-day è stato quello dell’Iprodione
(10.0%) al livello basso di concentrazione, mentre tutti gli altri analiti (sia al CQ1,
sia al CQ2) hanno fornito per questo parametro valori inferiori. Analogamente, il CV
inter-day più elevato è stato 14.5% (Fludioxonil al CQ1) mentre per le altre molecole
sono stati registrati valori più bassi. In generale il metodo presenta un ottimo
recupero (92.9% (95%CI: 89.9-95.8) al CQ1; 88.9% (95%CI: 85.6-92.2) al CQ2),
superiore al 70.8% (valore più basso riscontrato per il Folpet al livello alto di
concentrazione). Riguardo all’incertezza di misura, U(y) è stata per tutti i 25 pesticidi
inferiore al 30% al CQ1 e inferiore al 5% al CQ2. Il valore più elevato
dell’incertezza estesa è stato 29.4% (Mepanipyrim al CQ1).
Anche in questo caso si riporta a seguire il diagramma del Myclobutanil (Figura 28).
117
concentrazione dei Quality Control (CQ1=0.4µg/cm2; CQ2=50µg/cm2) del metodo di
analisi delle soluzioni di lavaggio dei wash test
Azoxystrobin
Boscalid
Chlorpyrifos-ethyl
Cyproconazole
Cyprodinil
Dicofol
Difenoconazole
Fenitrothion
Fludioxonil
Fluopicolide
Flusilazole
Folpet
Hexaconazole
Iprodione
Kresoxim-methyl
Mepanipyrim
Metalaxyl
Myclobutanil
Penconazole
Propiconazole
Quinoxyfen
Tebuconazole
Tetraconazole
Trifloxystrobin
Zoxamide
CV% Intra-day
CQ1
CQ2
3.76
2.40
4.86
2.96
4.22
3.33
6.26
1.93
5.00
3.71
9.72
3.88
4.46
4.50
6.92
3.29
6.01
3.87
7.38
1.61
5.12
4.48
5.07
4.30
4.71
3.05
10.03
4.35
5.13
3.33
5.25
3.57
4.51
3.95
5.05
4.20
4.73
3.23
4.22
3.23
5.13
3.44
6.27
2.91
5.85
2.93
6.48
3.83
4.53
3.84
CV% Inter-day
CQ1
CQ2
3.65 10.32
6.43
3.23
6.64
4.14
9.69
3.83
7.39
5.08
11.76
4.28
9.19
4.93
10.71
4.79
14.46
7.11
11.52
4.62
6.76
5.23
6.64
3.87
7.22
6.25
12.11 11.82
7.04
5.35
7.87
6.14
6.91
5.24
8.08
5.15
8.30
6.41
8.82
5.37
6.77
8.49
7.32
4.62
7.73
6.02
8.47
4.61
8.45
5.36
Recupero%
CQ1
CQ2
95.24 97.23
95.92 91.49
84.62 80.84
94.36 91.45
94.80 90.51
83.82 82.15
97.20 96.18
97.76 96.47
89.68 87.62
93.60 90.57
101.11 91.54
78.55 70.86
100.51 93.28
78.89 71.02
86.38 82.26
93.86 88.88
93.76 89.26
95.28 91.29
93.68 91.25
96.46 92.48
88.29 86.55
94.24 88.80
96.76 92.49
101.48 96.12
95.27 91.40
Incertezza %
CQ1
CQ2
28.88
3.15
15.71
2.24
17.19
2.59
18.76
1.79
7.05
3.00
22.35
2.95
19.78
3.41
28.62
2.74
10.97
3.42
22.04
1.80
16.38
3.45
22.02
3.16
12.19
2.84
28.89
4.95
13.08
2.79
29.42
3.10
28.60
3.14
29.08
3.27
28.02
2.95
21.57
2.75
19.01
3.51
28.87
2.44
24.76
2.72
22.35
2.97
29.32
3.15
Figura 28: Metodo di prova per la determinazione dei residui di pesticidi depositati
sulle mani (wash-test) – rappresentazione grafica dell’incertezza
30,00
25,00
U (y)
20,00
uc (y)
15,00
u repeat
10,00
u calib
5,00
u rec
0,00
0,4
53
Myclobutanil (µg/cm2)
118
4.2.5 URINA
A seguire vengono elencati in Tabella 22 i risultati della validazione dell’ultimo
metodo di prova.
concentrazione dei Quality Control (CQ1=0.2µg/L di urina; CQ2=5µg/L di urina) del
metodo per il monitoraggio biologico
Azoxystrobin
Boscalid
Chlorpyrifos-ethyl
Cyproconazole
Cyprodinil
Dicofol
Difenoconazole
Fenitrothion
Fludioxonil
Fluopicolide
Flusilazole
Folpet
Hexaconazole
Iprodione
Kresoxim-methyl
Mepanipyrim
Metalaxyl
Myclobutanil
Penconazole
Propiconazole
Quinoxyfen
Tebuconazole
Tetraconazole
Trifloxystrobin
Zoxamide
CV% Intra-day
CQ1
CQ2
6.95
2.35
4.90
2.52
9.71
2.74
9.04
1.72
9.12
2.26
6.38
2.57
8.26
2.57
9.96
2.52
7.27
3.30
7.42
3.18
10.36
3.53
9.96
3.53
10.09
2.58
8.37
2.92
10.09
3.00
8.80
2.28
8.92
2.32
6.89
2.90
7.08
2.92
9.47
2.37
10.54
3.09
9.99
3.01
8.69
2.33
12.42
3.02
7.09
3.05
CV% Inter-day
CQ1
CQ2
12.21
3.14
14.67
4.09
14.52
3.85
14.35
3.79
13.78
2.94
14.98
3.21
14.55
3.26
13.14
3.64
12.64
2.84
14.14
4.10
13.66
4.37
13.78
4.60
12.72
4.34
14.61
3.46
14.36
4.30
13.57
3.61
13.43
3.46
10.66
3.23
13.23
4.17
14.26
4.74
11.03
4.12
13.25
3.25
12.70
3.64
12.54
2.82
12.67
2.81
Recupero%
CQ1
CQ2
97.10
97.17
72.08
72.84
78.82
82.28
96.32
99.08
94.98
99.85
98.06 101.37
90.49
92.96
88.77
92.85
101.21
98.64
90.21
92.74
98.64
95.41
80.09
81.42
94.54
96.28
88.13
92.33
91.39
94.63
92.73
94.20
95.31 100.44
97.79
99.74
92.95
92.45
91.02
87.50
93.95
91.64
84.00
86.62
87.19
92.69
90.16
95.15
91.30
94.27
Incertezza %
CQ1
CQ2
29.77
4.49
16.94
2.21
19.36
2.33
20.38
1.84
9.63
1.80
26.85
2.39
21.62
2.24
23.35
3.53
11.50
2.44
23.19
2.65
18.62
2.84
24.11
2.93
14.43
2.25
27.67
2.62
15.37
2.51
27.79
2.34
26.93
2.65
26.51
2.70
29.78
2.63
23.63
2.35
21.03
2.58
25.19
2.57
26.49
2.21
24.63
2.40
29.69
2.67
I CV% sono tutti inferiori al 15%: il valore più elevato per l’intra-day è 12.4%,
calcolato per Trifloxystrobin al CQ1, mentre per l’inter-day è 14.98% (Dicofol al
CQ1). Il recupero medio è stato, rispettivamente al livello basso ed alto di
concentrazione, del 91.1% (95%CI: 87.8-94.3) e del 93.0% (95%CI: 89.8-96.2).
L’analita per il quale è stato registrato il recupero più basso (72.1%) è stato il
Boscalid alla concentrazione del CQ1. L’incertezza estesa è stata per tutti i 25
119
composti inferiore al 23% al CQ1 e inferiore al 3% al CQ2. L’incertezza più elevata
è stata del 29.8% e corrisponde a quella del Penconazole al livello più basso di
concentrazione.
A seguire viene riportato il diagramma dell’incertezza del Myclobutanil per questo
fluido biologico.
Figura 29: Metodo di prova per la determinazione dei residui di pesticidi nelle urine –
rappresentazione grafica dell’incertezza estesa percentuale U(y), di quella composta
uc(y) e delle componenti (incertezza di ripetibilità, urepeat; incertezza della retta di
calibrazione, ucal; incertezza del recupero, urec) del Myclobutanil ai livelli di
concentrazione del CQ1 e del CQ2
30,00
25,00
U (y)
20,00
uc (y)
15,00
u repeat
10,00
u calib
5,00
u rec
0,00
0,2
5
Myclobutanil (µg/L urina)
4.3 RISULTATI DELLO STUDIO PILOTA
Di seguito sono presentati i risultati del monitoraggio effettuato a luglio 2013,
suddivisi per matrice.
4.3.1 DFR
Lo studio di dissipazione ha interessato due unità campionarie del vigneto e il lavoro
si è articolato in uno studio di dispersione dei residui dalle foglie più esterne (Outside
canopy) e da quelle più interne (Inside canopy).
120
Per ciascun giorno del monitoraggio, sono stati ricavati i DFR delle due unità
campionarie e calcolati i valori medi dei DFR delle foglie interne ed esterne. Tali
valori sono stati utilizzati per costruire le relative curve di dissipazione Inside
Canopy e Outside Canopy in funzione del tempo.
Il dislodgeable foliar residue complessivo è stato ricavato calcolando la media
aritmetica dei DFR interni ed esterni alla chioma; la curva di dissipazione
complessiva del Myclobutanil è stata costruita plottando questi ultimi valori in
funzione del tempo. I risultati ottenuti sono riportati nelle tabelle a seguire.
Tabella 23: Studio di dissipazione del Myclobutanil (Inside Canopy)
Giorni dal
trattamento
0
0,16
0,58
1
2
4
7
10
14
21
28
35
Data e ora del prelievo
venerdì 5 luglio, ore 8:00
sabato 6 luglio, ore 7:30
domenica 7 luglio, ore 18:00
martedì 9 luglio, ore 18:30
lunedì 15 luglio, ore 19:00
venerdì 2 agosto, ore 20:00
DFR
(µg/cm2),
Unità camp. 1
DFR
(µg/cm2),
Unità camp. 2
0.0160
1.4977
1.4525
1.4122
1.3601
1.2455
1.0599
0.8623
0.6825
0.4531
0.2434
0.1053
0.0271
1.5068
1.4783
1.4044
1.3447
1.2140
1.0467
0.8768
0.6988
0.4784
0.2614
0.1127
DFR (µg/cm2)
medio
(inside
canopy)
0.0216
1.5023
1.4654
1.4083
1.3524
1.2298
1.0533
0.8696
0.6907
0.4658
0.2524
0.1090
Tabella 24: Studio di dissipazione del Myclobutanil (Outside Canopy)
Giorni dal
trattamento
0
0,16
0,58
1
2
4
7
10
14
21
28
35
Data prelievo
DFR (µg/cm2),
Unità camp. 1
0.0072
0.7334
0.6954
0.6662
0.6092
0.4930
0.3624
0.2695
0.1626
0.0861
0.0320
0.0109
DFR (µg/cm2),
Unità camp. 2
0.0099
0.7585
0.7144
0.6850
0.6391
0.5455
0.4211
0.2954
0.2086
0.0931
0.0396
0.0125
DFR (µg/cm2)
medio (outside
canopy)
0.0086
0.7459
0.7049
0.6756
0.6242
0.5193
0.3917
0.2824
0.1856
0.0896
0.0358
0.0117
121
Tabella 25: Studio di dissipazione del Myclobutanil - Dislodgeable Foliar Residue
(Inside e Outside Canopy)
Giorni dal
trattamento
0
0,16
0,58
1
2
4
7
10
14
21
28
35
Data prelievo
2
DFR (µg/cm )
0.0151
1.1241
1.0851
1.0419
0.9883
0.8745
0.7225
0.5760
0.4381
0.2777
0.1441
0.0604
DFR
(µg/cm2/Kg/ha)
0.05
4.02
3.88
3.72
3.53
3.12
2.58
2.06
1.57
0.99
0.52
0.22
Nelle ultime tre tabelle, il primo dato riportato si riferisce al valore basale prima della
distribuzione dell’agrofarmaco. Nel mese di giugno, infatti, il vigneto era già stato
trattato con Myclobutanil e una piccola porzione di residuo era ancora rilevabile sulle
foglie. Anche i prelievi del 9 agosto (35°giorno dal trattamento) hanno evidenziato
che i 35 giorni non sono stati sufficienti a dissipare interamente l’agrofarmaco che,
seppur in concentrazione di soli 60 ng/cm2, è ancora presente sulle foglie trattate.
L’andamento degli studi di dissipazione è ancora più chiaro se si costruiscono le
curve di dissipazione (Figura 30). Le curve indicano come la quantità di residuo di
agrofarmaco depositata sulle foglie e potenzialmente veicolabile per contatto dalla
pianta all’operatore, diminuisca al trascorrere del tempo dal trattamento. Tale
diminuzione è più repentina nei primi 10 giorni e tende, invece, ad assumere un
andamento meno ripido nei restanti giorni di studio, fino ad assumere un trend quasi
asintotico dal trentesimo giorno in poi. E’ da notare che la quantità dei residui
presenti sulle foglie più interne della vite, e quindi meno accessibili agli eventi
atmosferici e al contatto accidentale, è risultata superiore a quella delle foglie più
esterne per tutti i 35 giorni dello studio di dissipazione.
122
Figura 30: Curve di dissipazione del Myclobutanil – DFR (µg/cm2) inside canopy (a),
outside canopy (b) e complessivo (c) in funzione dei giorni trascorsi dal trattamento
1,6000
y = 7E-08x5 - 6E-06x4 + 0,0002x3 - 0,0003x2 - 0,0692x +
1,4993
R² = 0,9995
1,4000
1,2000
1,0000
0,8000
0,6000
0,4000
0,2000
0,0000
0
a)
10
20
30
40
0,8000
y = 9E-09x5 - 5E-07x4 - 2E-05x3 + 0,0022x2 - 0,0657x + 0,7469
R² = 0,9997
0,7000
0,6000
0,5000
0,4000
0,3000
0,2000
0,1000
0,0000
0
b)
1,2000
10
20
30
40
y = 4E-08x5 - 3E-06x4 + 7E-05x3 + 0,0009x2 - 0,0674x + 1,1231
R² = 0,9996
1,0000
0,8000
0,6000
0,4000
0,2000
0,0000
c)
0
5
10
15
20
25
30
35
40
123
L’osservazione sperimentale conferma quanto affermato da Welsh et al. che in un
loro lavoro [84] avevano evidenziato come vi siano differenti distribuzione e
dissipazione del prodotto fitosanitario tra le foglie più interne e meno accessibili
della pianta, rispetto a quelle più esterne e maggiormente esposte ai raggi UV, agli
agenti atmosferici e al contatto con l’operatore.
4.3.2 ESPOSIZIONE DERMICA POTENZIALE E DOSE DERMICA
Di seguito vengono riportate una serie di tabelle con i risultati delle analisi dei pads
(dapprima quelli posizionati a contatto con la pelle, successivamente quelli indossati
sopra gli indumenti da lavoro), suddivise per operatore e per giorno di
campionamento. In esse verrà adottata la seguente legenda relativa al posizionamento
del pads e alla sua rappresentatività nei confronti di tutto il corpo del lavoratore:
A: parte posteriore del braccio destro tra il polso e il gomito (pari a 6.7% della
superficie cutanea del lavoratore (SCT) calcolata con la formula proposta da Du Bois
e Du Bois)
B: parte superiore del dorso, appena sotto il collo (pari a 8.5% di SCT)
C: parte superiore del torace, vicino alla giugulare (15.3% della SCT)
D: spalla sinistra (6.8% della superficie cutanea totale)
E: parte anteriore del braccio destro tra la spalla e il gomito (9.7% della SCT)
F: parte anteriore della coscia sinistra (27.5% della SCT)
G: parte anteriore delle gamba destra, appena sotto il ginocchio (19.9% della SCT)
H: mano dominante (5.6% della SCT)
I: parte posteriore del braccio sinistro tra il polso e il gomito (6.7% della SCT)
L: spalla destra (6.8% della superficie cutanea totale)
M: parte anteriore del braccio sinistro tra la spalla e il gomito (9.7% della SCT)
N: parte anteriore della coscia destra (27.5% della SCT)
O: parte anteriore delle gamba sinistra, appena sotto il ginocchio (19.9% della SCT)
P: altra mano (5.6% della SCT)
I valori relativi ai residui di fitofarmaco depositato sulle mani sono i risultati del
wash-test.
124

OPERATORE 1
Tabella 26: Operatore 1 – Superficie cutanea (cm2 ), quantità (µg/cm2) riscontrata nei
pads a contatto con la pelle (e indossati al di sotto degli indumenti da lavoro) e relativo
quantitativo di pesticida (µg) per regione anatomica nei diversi giorni di monitoraggio
Sup.
cut.
2
cm
A
B
C
D
E
F
G
H
1359
1724
3103
1379
1967
5577
4036
1136
1° giorno
2
µg/cm
1.16
0.97
1.72
3.99
5.21
2.76
2.02
33.30
µg
1572
1673
5328
5508
10243
15404
8134
37812
2°giorno
2
µg/cm
0.96
0.69
0.69
3.32
3.79
2.81
2.17
26.24
µg
1304
1195
2151
4584
7447
15662
8751
29794
3°giorno
2
µg/cm
0.49
0.46
0.48
1.68
2.10
2.75
2.26
24.26
µg
669
790
1474
2316
4139
15328
9107
27553
4°giorno
2
µg/cm
1.22
0.58
0.18
1.69
2.74
2.26
0.83
26.81
µg
1654
1007
554
2330
5395
12580
3340
30447
5°giorno
2
µg/cm
0.79
0.33
0.06
2.52
2.24
1.98
1.38
27.70
µg
1078
563
193
3474
4406
11015
5586
31457
pads indossati sopra gli indumenti da lavoro e relativo quantitativo di pesticida (µg)
per regione anatomica nei diversi giorni di monitoraggio
Sup.
cut.
I
B
C
L
M
N
O
P

1° giorno
2°giorno
3°giorno
4°giorno
5°giorno
cm2
µg/cm2
µg
µg/cm2
µg
µg/cm2
µg
µg/cm2
µg
µg/cm2
µg
1359
1724
3103
1379
1967
5577
4036
1136
1.57
3.21
7.15
12.21
7.80
5.45
17.88
38.07
2130
5533
22179
16832
15346
30392
72154
43238
0.98
2.58
5.14
9.15
6.20
5.83
15.32
33.06
1328
4443
15938
12623
12203
32513
61832
37545
0.81
2.73
4.14
6.60
4.65
6.82
13.45
23.92
1107
4709
12845
9101
9145
38037
54297
27168
1.83
3.02
3.57
6.12
6.48
4.53
10.78
21.75
2492
5203
11078
8435
12738
25251
43488
24697
1.73
2.68
3.19
3.76
4.88
4.62
8.38
16.64
2346
4611
9893
5190
9606
25760
33830
18899
OPERATORE 2
Sup.
cut.
2
cm
A
B
C
D
E
F
G
H
1154
1465
2636
1172
1671
4738
3429
965
1° giorno
2
µg/cm
2,61
0,68
3,25
5,89
6,94
5,40
0,26
27,45
µg
3019
997
8571
6895
11603
25606
904
26490
2°giorno
2
µg/cm
2,71
0,60
3,66
4,56
5,79
4,28
0,19
31,30
µg
3123
873
9656
5337
9682
20281
657
30199
3°giorno
2
µg/cm
1,96
0,43
2,77
3,11
5,98
3,79
0,17
38,32
µg
2262
624
7298
3641
10002
17960
577
36978
4°giorno
2
µg/cm
1,73
0,26
2,00
3,67
4,56
3,22
0,11
34,49
µg
1992
374
5277
4297
7617
15236
372
33280
5°giorno
2
µg/cm
1,13
0,17
1,83
2,45
2,96
1,98
0,05
44,07
µg
1303
249
4828
2868
4948
9384
168
42525
125
I
B
C
L
M
N
O
P

Sup.
cut.
2
cm
1154
1465
2636
1172
1671
4738
3429
965
1° giorno
2
µg/cm
2.68
4.40
28.30
53.20
69.67
53.15
3.58
32.36
2°giorno
2
µg
3098
6438
74603
62328
116432
251849
12265
31226
µg/cm
2.85
6.47
36.97
38.70
61.42
46.87
2.16
27.47
3°giorno
µg
3295
9475
97457
45343
102657
222084
7403
26501
2
µg/cm
1.87
4.17
31.47
28.99
63.55
42.12
2.43
20.01
4°giorno
µg
2164
6111
82973
33970
106216
199583
8323
19311
2
µg/cm
1.60
18.14
17.72
33.25
48.39
39.40
1.30
15.12
5°giorno
2
µg
1844
26562
46708
38958
80873
186667
4446
14586
µg/cm
0.68
1.68
19.61
26.31
33.78
25.41
0.66
7.88
µg
787
2463
51704
30827
56454
120375
2278
7601
OPERATORE 3
Sup.
cut.
A
B
C
D
E
F
G
H
1° giorno
2°giorno
3°giorno
4°giorno
5°giorno
cm2
µg/cm2
µg
µg/cm2
µg
µg/cm2
µg
µg/cm2
µg
µg/cm2
µg
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1215
2187
972
1386
3930
2844
800
5.88
1.11
2.75
4.05
2.41
3.34
1.11
19.08
5627
1351
6021
3937
3341
13115
3163
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1.40
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6184
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5384
3371
2901
10304
2485
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2.75
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2.15
0.64
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997
4690
2676
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8431
1808
20779
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1.99
1.06
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0.32
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4005
708
3647
1930
1469
6661
904
17810
2.44
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1.30
0.82
0.29
1.01
0.21
27.55
2332
289
2837
798
404
3955
603
22051
I
B
C
L
M
N
O
P
Sup.
cut.
2
cm
958
1215
2187
972
1386
3930
2844
800
1° giorno
2
µg/cm
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4.55
10.14
14.67
13.72
13.03
6.83
29.94
µg
7198
5532
22174
14255
19020
51209
19431
23959
2°giorno
2
µg/cm
6.94
5.14
7.92
12.26
11.84
11.28
6.14
22.25
µg
6640
6240
17311
11914
16413
44340
17473
17810
3°giorno
2
µg/cm
4.74
3.60
6.25
15.68
10.75
10.36
4.93
16.16
µg
4537
4374
13663
15233
14908
40697
14009
12934
4°giorno
2
µg/cm
3.79
3.12
5.06
8.68
8.95
11.94
4.03
20.14
µg
3624
3795
11058
8440
12411
46942
11448
16114
5°giorno
2
µg/cm
2.30
1.88
4.08
6.38
7.28
8.16
2.75
11.13
µg
2205
2284
8916
6201
10098
32058
7833
8905
126

OPERATORE 4
Sup.
cut.
2
cm
A
B
C
D
E
F
G
H
1252
1588
2859
1271
1812
5138
3718
1046
1° giorno
2
µg/cm
3.26
0.67
0.85
2.31
1.80
2.55
1.56
16.82
µg
4082
1062
2432
2933
3268
13115
5800
17597
2°giorno
2
µg/cm
3.04
0.43
0.63
1.80
1.92
2.37
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19.25
µg
3803
676
1795
2290
3488
12178
5423
20141
3°giorno
2
µg/cm
2.39
0.30
0.38
1.88
1.88
2.51
1.40
14.59
4°giorno
2
µg
µg/cm
2992
483
1100
2393
3415
12907
5197
15265
1.90
0.16
0.14
1.46
1.03
2.11
1.07
21.48
5°giorno
2
µg
µg/cm
2383
257
405
1852
1873
10825
3992
22473
0.65
0.02
0.10
1.17
0.83
2.33
0.93
19.65
µg
811
32
290
1492
1506
11970
3465
20565
I
B
C
L
M
N
O
P

Sup.
cut.
cm2
1252
1588
2859
1271
1812
5138
3718
1046
1° giorno
µg/cm2
3.93
5.11
21.33
18.31
16.57
26.98
14.75
28.57
µg
4919
8108
60970
23257
30037
138642
54834
29894
2°giorno
µg/cm2
3.48
4.38
19.02
16.48
14.83
25.79
11.99
19.65
3°giorno
µg
4361
6950
54369
20942
26879
132501
44590
20565
µg/cm2
2.80
3.89
20.30
13.20
12.26
20.54
13.33
16.21
4°giorno
µg
3499
6177
58017
16774
22216
105543
49561
16961
µg/cm2
2.07
3.40
16.24
11.76
9.79
18.11
11.63
18.64
5°giorno
µg
2586
5405
46437
14947
17736
93052
43234
19505
µg/cm2
0.87
2.51
14.02
8.67
6.93
13.90
8.69
10.94
µg
1090
3990
40068
11011
12558
71403
32313
11449
OPERATORE 5
Sup.
cut.
A
B
C
D
E
F
G
H
1° giorno
2°giorno
3°giorno
4°giorno
5°giorno
cm2
µg/cm2
µg
µg/cm2
µg
µg/cm2
µg
µg/cm2
µg
µg/cm2
µg
1106
1404
2527
1123
1602
4541
3286
925
5.55
0.78
0.66
2.43
1.26
0.96
2.93
30.93
6139
1094
1679
2728
2019
4372
9641
28606
4.95
0.64
0.50
2.09
1.08
0.78
2.34
38.27
5479
901
1274
2342
1725
3539
7683
35386
4.15
0.48
0.34
1.70
0.71
0.53
2.04
41.24
4592
675
868
1904
1138
2394
6704
38141
3.37
0.34
0.21
1.35
0.55
0.34
1.70
37.12
3729
482
521
1518
881
1561
5574
34327
2.13
0.21
0.07
0.60
0.25
0.21
0.83
46.74
2359
289
174
669
404
937
2712
43227
127
I
B
C
L
M
N
O
P

Sup.
cut.
2
cm
1106
1404
2527
1123
1602
4541
3286
925
1° giorno
2
µg/cm
6.47
8.59
6.49
28.74
18.75
13.57
40.46
62.10
µg
7154
12061
16385
32272
30028
61620
132944
57424
2°giorno
2
µg/cm
4.49
6.97
5.68
23.47
15.88
11.71
36.58
58.66
3°giorno
µg
4972
9778
14359
26353
25439
53189
120215
54245
2
µg/cm
3.53
6.00
4.40
22.60
16.61
10.50
33.74
61.41
4°giorno
µg
3907
8427
11116
25375
26614
47672
110875
56788
2
µg/cm
3.49
4.86
4.95
19.04
11.48
8.50
30.35
46.06
5°giorno
2
µg
3856
6819
12506
21386
18391
38617
99727
42591
µg/cm
2.32
4.15
3.76
17.01
10.29
7.06
29.59
49.72
µg
2562
5822
9495
19095
16482
32059
97241
45981
OPERATORE 6
Sup.
cut.
A
B
C
D
E
F
G
H
1° giorno
2°giorno
3°giorno
4°giorno
5°giorno
cm2
µg/cm2
µg
µg/cm2
µg
µg/cm2
µg
µg/cm2
µg
µg/cm2
µg
1129
1432
2577
1145
1634
4632
3352
943
4.83
0.63
3.24
4.47
2.88
2.38
1.30
60.01
5450
901
8340
5124
4699
11034
4369
56610
4.31
0.56
2.90
3.87
2.56
2.31
1.12
66.53
4867
804
7471
4429
4185
10721
3766
62759
3.93
0.47
2.40
3.10
2.31
2.27
1.12
60.24
4436
676
6197
3553
3781
10513
3766
56822
3.44
0.38
1.89
2.94
2.43
1.62
0.76
65.18
3879
547
4865
3373
3965
7495
2561
61487
2.90
0.25
1.19
2.16
2.02
0.85
0.27
75.07
3270
354
3069
2472
3304
3955
904
70816
I
B
C
L
M
N
O
P
Sup.
cut.
2
cm
1129
1432
2577
1145
1634
4632
3352
943
1° giorno
2
µg/cm
5.08
6.89
43.34
56.17
51.02
56.09
17.26
79.12
µg
5729
9859
111711
64342
83373
259813
57847
74632
2°giorno
2
µg/cm
4.58
6.45
42.09
53.32
47.95
54.04
16.04
52.59
µg
5171
9232
108474
61073
78344
250340
53780
49613
3°giorno
2
µg/cm
4.11
5.66
40.07
48.15
44.85
51.88
13.68
60.91
µg
4639
8106
103262
55151
73278
240348
45871
57458
4°giorno
2
µg/cm
3.57
4.58
36.58
50.89
41.41
45.57
14.02
34.39
µg
4031
6562
94285
58292
67661
211098
47001
32440
5°giorno
2
µg/cm
3.05
4.92
33.77
45.20
36.33
41.28
10.85
53.04
µg
3448
7045
87045
51778
59364
191216
36380
50037
128
Relativamente ai wash-test va detto che tutti i valori ottenuti e riportati nelle tabelle
di cui sopra sono stati eseguiti dopo aver rimosso il guanto e, pertanto, il residuo di
pesticida determinato è quello direttamente a contatto con le mani del lavoratore.
Si è scelto di procedere in questo modo, seppur esso non sia rigoroso in quanto non si
riesce a quantificare il residuo del pesticida che, quotidianamente, si deposita
esternamente al guanto di protezione, perché dal questionario è emerso che gli
addetti ai vigneti sono soliti indossare gli stessi DPI anche per più settimane
lavorative consecutive e quindi c’era la possibilità non remota di una cross
contamination che avrebbe distorto notevolmente i risultati del monitoraggio.
Limitando l’osservazione ai dati raccolti per i residui di Myclobutanil che sono stati
trovati a contatto con la pelle degli operatori in tutta la settimana lavorativa e
calcolando i valori medi delle concentrazioni dell’agrofarmaco per unità di superficie
delle diverse regioni anatomiche si evince, come era prevedibile, che le mani
presentano le concentrazioni più elevate, a causa della maggior frequenza di contatto
di questa parte anatomica con le superfici contaminate (valore medio stimato della
contaminazione 34.85µg/cm2 (95%CI: 27.88-41.82)). Seguono a grande distanza,
nell’ordine, la parte delle braccia compresa tra il polso e il gomito (2.96µg/cm2
(95%CI: 2.25-3.67)), le spalle (2.64µg/cm2 (95%CI: 2.11-3.17)), la parte delle
braccia compresa tra spalla e gomito (2.44µg/cm2 (95%CI: 1.70-3.19), le cosce
(2.21µg/cm2 (95%CI: 1.71-2.70)), il torace (1.42µg/cm2 (95%CI: 0.93-1.90)), la
parte delle gambe sotto al ginocchio (1.11µg/cm2 (95%CI: 0.78-1.45)) ed, infine, il
dorso (0.52µg/cm2 (95%CI: 0.39-0.65)). In particolare è stato osservato che mentre
per le altre regioni anatomiche la contaminazione per unità di superficie tende a
diminuire al trascorrere dei giorni di campionamento, per le mani si osserva un
andamento opposto. Con molta probabilità questo fatto è imputabile all’abitudine dei
lavoratori di non sostituire i guanti impiegati e di indossare lo stesso paio per tutta la
settimana lavorativa, generando fenomeni di accumulo del residuo di pesticida.
A partire dai suddetti livelli di concentrazione per unità di superficie delle diverse
regioni anatomiche, e considerando la superficie di pelle che esse rappresentano, è
stato, invece, indagato il contributo che le diverse parti del corpo danno alla
contaminazione totale (Figura 31). E’ stata ipotizzata una distribuzione log-normale
dei valori al 75° percentile per procedere alla stima di tali contributi.
129
Figura 31: Esposizione dermica - contributi delle diverse regioni anatomiche
(media dei 6 lavoratori e dei 5 giorni di campionamento)
Gamba (sotto il
ginocchio)
6% Torace
7%
Braccia (tra polso
Dorso
e gomito)
2%
4%
Mani
42%
Spalle
7%
Coscia
23%
Braccia (tra spalla
e gomito)
9%
Come previsto, il maggior contributo deriva dalle mani (41.84% del residuo totale
medio di pesticida depositato sulla cute dei lavoratori) ma non è per nulla
trascurabile anche quello dato dalle cosce (23.64%) a causa dell’elevata estensione
della cute esposta. I contributi delle altre regioni anatomiche sono tutti più contenuti:
alle braccia (tra spalla e gomito) è attribuibile l’8.79% della contaminazione totale,
alle spalle il 6.75%, al torace il 6.72%, alla parte delle gambe sotto al ginocchio il
6.15%, alla sezione delle braccia compresa tra gomito e polso il 4.41% ed, infine, al
dorso l’1.71%.
Inoltre, dal rapporto tra le concentrazioni misurate nei pads indossati sopra gli abiti
da lavoro e quelle ottenute nei pads indossati a contatto con la pelle, è stato possibile
stimare l’effetto barriera offerto dai vestiti e dai dispositivi indossati. I valori ottenuti
(espressi in percentuale) per ogni giorno di lavoro e per ogni lavoratore sono indicati
in Tabella 38.
130
Tabella 38: Effetto barriera espresso in percentuale offerto dagli indumenti e dai
dispositivi indossati
Operatore 1
Operatore 2
Operatore 3
Operatore 4
Operatore 5
Operatore 6
Lunedì
58.77
84.94
68.17
85.66
83.92
85.54
Martedì
60.27
84.48
62.93
84.00
81.10
83.93
Mercoledì
60.76
82.70
61.98
84.30
80.60
84.74
Giovedì
57.04
82.92
67.38
81.86
80.08
83.09
Venerdì
47.54
75.68
57.62
78.18
77.80
81.87
Considerando che i valori seguano una distribuzione log-normale (75-percentile), è
stato stimato il valore medio dell’effetto barriera in 78.2% (il che vuol dire che solo
il 22% circa del residuo che si deposita sugli indumenti da lavoro è in grado di
raggiungere la cute dell’esposto). Il minor effetto barriera è stato trovato laddove il
lavoratore non ha provveduto a limitare la superficie cutanea esposta al contatto
all’agrofarmaco indossando canottiere (4°-5° giorno Operatore 1, 5° giorno
Operatore 3) o pantaloni corti (5° giorno Operatore 1, 2°-3° giorno Operatore 3). Al
contrario quando il lavoratore si è protetto a dovere, indossando maglie a manica
lunga e pantaloni lunghi (ad esempio Operatore 6) è stato possibile registrare effetti
barriera più elevati.
4.3.2.1 ESPOSIZIONE DERMICA POTENZIALE
Sommando tra loro i contributi calcolati a partire dai pads indossati sopra gli
indumenti da lavoro e quelli ottenuti dai wash test sulla mano non dominante, è stato
possibile procedere alla definizione dell’esposizione dermica potenziale (PED),
espressa in mg/day (Tabella 39).
Tabella 39: Esposizione dermica potenziale PED (mg/day) dei 6 lavoratori nei 5 giorni
di studio
Operatore 1
Operatore 2
Operatore 3
Operatore 4
Operatore 5
Operatore 6
Lunedì
207.80
558.24
162.78
350.66
349.89
667.31
Martedì
178.43
514.21
138.14
311.16
308.55
616.03
Mercoledì
156.41
458.65
120.35
278.75
290.77
588.11
Giovedì
133.38
400.64
113.83
242.90
243.89
521.37
Venerdì
110.14
272.49
78.50
183.88
228.74
486.31
131
Ricorrendo al modello di distribuzione log-normale dei dati è stato stimato il valore
di PED (mg/day) per ciascun giorno del monitoraggio:
1° giorno (LUN 08/07/13): 441.6 mg/day
2° giorno (MAR 09/07/13): 372.2 mg/day
3° giorno (MER 10/07/13): 340.1 mg/day
4° giorno (GIO 11/07/13): 297.1 mg/day
5° giorno (VEN 12/07/13): 241.8 mg/day
4.3.2.2 DOSE DERMICA
Sommando tra loro i contributi calcolati a partire dai pads indossati sotto gli
indumenti da lavoro e quelli ottenuti dai wash test sulla mano dominante, è stata
calcolata la dose dermica (ED) esprimibile in mg/day (Tabella 40) oppure, dividendo
per la massa corporea del lavoratore, in mg/Kg bw/day (Tabella 41).
Tabella 40: Dose dermica ED (mg/day) dei 6 lavoratori nei 5 giorni di studio
Operatore 1
Operatore 2
Operatore 3
Operatore 4
Operatore 5
Operatore 6
Lunedì
85.67
84.08
51.82
50.29
56.28
96.53
Martedì
70.89
79.81
51.21
49.79
58.33
99.00
Mercoledì
61.38
79.34
45.76
43.75
56.42
89.74
Giovedì
57.31
68.45
37.13
44.06
48.59
88.17
Venerdì
57.77
66.27
33.27
40.13
50.77
88.14
Tabella 41: Dose dermica ED (mg/Kg bw/day) dei 6 lavoratori nei 5 giorni di studio
Operatore 1
Operatore 2
Operatore 3
Operatore 4
Operatore 5
Operatore 6
Lunedì
1.03
1.25
1.13
0.65
0.94
1.44
Martedì
0.85
1.19
1.11
0.65
0.97
1.48
Mercoledì
0.74
1.18
0.99
0.57
0.94
1.34
Giovedì
0.69
1.02
0.81
0.57
0.81
1.32
Venerdì
0.70
0.99
0.72
0.52
0.85
1.32
Anche in questo caso è stato adottato il modello di distribuzione log-normale dei dati
al livello di significatività del 75%, e sono stati stimati i valori di ED espressi in
entrambe le unità di misura:
1° giorno (LUN 08/07/13): 76.0 mg/day = 1.2 mg/Kg bw/day
2° giorno (MAR 09/07/13): 72.9 mg/day = 1.1 mg/Kg bw/day
132
3° giorno (MER 10/07/13): 67.3 mg/day = 1.3 mg/Kg bw/day
4° giorno (GIO 11/07/13): 61.6 mg/day = 0.9 mg/Kg bw/day
5° giorno (VEN 12/07/13): 60.5 mg/day = 0.9 mg/Kg bw/day
4.3.2.3 DOSE DERMICA ORARIA
Considerando che, mediamente, la durata delle attività nei cinque giorni di
monitoraggio è stata di sei ore, sono stati calcolati i valori della dose dermica oraria
(EDH), espressa in mg/h (Tabella 42).
Tabella 42: Dose dermica oraria EDH (mg/h) dei 6 lavoratori nei 5 giorni di studio
Operatore 1
Operatore 2
Operatore 3
Operatore 4
Operatore 5
Operatore 6
Lunedì
14.28
14.01
8.64
8.38
9.38
16.09
Martedì
11.81
13.30
8.53
8.30
9.72
16.50
Mercoledì
10.23
13.22
7.63
7.29
9.40
14.96
Giovedì
9.55
11.41
6.19
7.34
8.10
14.70
Venerdì
9.63
11.05
5.54
6.69
8.46
14.69
Il modello di distribuzione log-normale dei dati ha stimato per l’EDH i seguenti
valori:
1° giorno (LUN 08/07/13): 12.7 mg/h
2° giorno (MAR 09/07/13): 12.2 mg/h
3° giorno (MER 10/07/13): 11.2 mg/h
4° giorno (GIO 11/07/13): 10.3 mg/h
5° giorno (VEN 12/07/13): 10.1 mg/h
4.3.2.4 DOSE DERMICA ASSORBITA
Ammettendo un fattore di assorbimento dermico pari al 10%, sono state calcolate, a
partire dai valori della dose dermica espressa in mg/day, le frazioni assorbite. In
Tabella 43 vengono riportati tali valori di dose dermica assorbita ADE.
133
Tabella 43: Dose dermica assorbita ADE (mg/day) dei 6 lavoratori nei 5 giorni di
studio
Operatore 1
Operatore 2
Operatore 3
Operatore 4
Operatore 5
Operatore 6
Lunedì
8.57
8.41
5.18
5.03
5.63
9.65
Martedì
7.09
7.98
5.12
4.98
5.83
9.90
Mercoledì
6.14
7.93
4.58
4.38
5.64
8.97
Giovedì
5.73
6.84
3.71
4.41
4.86
8.82
Venerdì
5.78
6.63
3.33
4.01
5.08
8.81
La stessa grandezza può essere espressa in termini di mg/kg bw/day (Tabella 44).
Tabella 44: Dose dermica assorbita ADE (mg/Kg bw/day) dei 6 lavoratori nei 5 giorni
di studio
Operatore 1
Operatore 2
Operatore 3
Operatore 4
Operatore 5
Operatore 6
Lunedì
0.103
0.125
0.113
0.065
0.094
0.144
Martedì
0.085
0.119
0.111
0.065
0.097
0.148
Mercoledì
0.074
0.118
0.099
0.057
0.094
0.134
Giovedì
0.069
0.102
0.081
0.057
0.081
0.132
Venerdì
0.070
0.099
0.072
0.052
0.085
0.132
Il modello di distribuzione log-normale, al livello di significatività del 75%, ha
stimato per l’ADE i seguenti valori, espressi in entrambe le unità di misura:
5° giorno (VEN 12/07/13): 6.1 mg/day= 0.09 mg/Kg bw/day
4.3.2.5 COEFFICIENTE DI TRASFERIMENTO DERMICO
Il Transfer Factor (TF) del residuo di sostanza attiva dalla pianta trattata verso gli
abiti e la pelle dei lavoratori, è stato calcolato dividendo il valore stimato per la dose
dermica oraria per il relativo valore di DFR ottenuto dallo studio di dissipazione del
pesticida sulle foglie (Equazione 1).
La Tabella 45 riporta i risultati ottenuti.
134
Tabella 45: Giorni trascorsi dal trattamento, valori stimati per il Dislodgeable foliar
residues (DFR), dose dermica oraria (EDH) e relativi Transfer Factor (TF)
Lunedì (08-07-13)
Martedì (09-07-13)
Mercoledì (10-07-13)
Giovedì (11-07-13)
Venerdì (12-07-13)
Giorni trascorsi
dal trattamento
3
4
5
6
7
DFR
(µg/cm2)
0.931
0.872
0.816
0.763
0.713
EDH
(µg/h)
12660.41
12150.32
11211.96
10261.30
10084.32
TF
(cm2/h)
13604
13939
13747
13455
14146
Dopo aver verificato con i test di Shapiro-Wilks e di Dixon (al livello di
significatività del 95%) rispettivamente la normalità della distribuzione dei dati
calcolati per il TF e l’assenza di dati anomali, è possibile affermare che per l’attività
di rientro considerata il coefficiente di trasferimento medio del Myclobutanil è
13˙778 cm2/h (95%CI: 13˙352-14˙204).
Il valore sperimentale ottenuto è in linea con quello proposto dalla linea guida EFSA
diffusa solo pochi giorni fa (TF=10˙100 cm2/h per la vite, supponendo braccia, capo
e corpo protetti dagli abiti da lavoro). Fino a ottobre 2014 il valore di TF utilizzato
negli algoritmi era di 5˙000 cm2/h ma gli igienisti del lavoro erano unanimi nel
parere che un coefficiente così basso comportasse una sottostima del rischio
espositivo. Ancora oggi il valore di 10˙100 cm2/h è molto discusso perché ritenuto
troppo contenuto e non rappresentativo del reale scenario di esposizione. Va,
comunque, puntualizzato che la stessa EFSA mette in guardia il valutatore
affermando che il valore tabulato del TF per la vite deriva da studi americani
dell’EPA dal momento che non si dispone di dati a livello europeo per le attività di
rientro in viticoltura e che, se il lavoratore non indossa un abbigliamento di
protezione idoneo, il TF può salire fino a 30˙000 cm2/h.
Da questo momento in poi, se ci sarà la necessità di stimare l’esposizione dermica
potenziale a Myclobutanil nei lavoratori impiegati in attività analoghe a quelle del
nostro studio sarà sufficiente calcolare il DFR e risolvere l’equazione 16:
Equazione 16: Stima dell’esposizione dermica potenziale (PDE)
sostituendo a TF il valore di 13˙800 cm2/h e a T la durata dell’esposizione (espressa
in h/day).
135
4.3.3 ESPOSIZIONE INALATORIA
Dall’analisi dei substrati di campionamento è stato ricavato il quantitativo di
pesticida per il sistema di captazione ‘fiala+filtro’ (µg/campione).
A partire dal flusso di aspirazione del campionatore (circa 2L/min e definito come
valore medio del flusso misurato all’inizio del campionamento e quello misurato alla
fine) e dalla durata di campionamento (circa 360 minuti), è stato calcolato il volume
di aria aspirato dal campionatore attivo e fatto fluire attraverso il filtro e la fiala.
L’unità di misura del volume campionato è il normal metro cubo (Nm3).
Quest’ultimo, infatti, è l’unità di misura per le sostanze che si trovano allo stato
gassoso in condizioni ‘normali’ di pressione e temperatura e corrisponde alla
quantità di sostanza contenuta in 1 m³ alla temperatura di 0 °C (273.15 K) ed alla
pressione assoluta di 1 atm (101325 Pa).
Nelle Tabelle 46-48 sono riportati alcuni dati dei campionamenti di tipo personale.
Tabella 46: Campionamento di tipo personale: durata (in minuti) e flusso (L/min) di
campionamento, somma dei contributi della XAD-2 e del filtro in PTFE (µg/campione)
per i sei operatori nei primi tre giorni dello studio
Operatore 1
Operatore 2
Operatore 3
Operatore 4
Operatore 5
Operatore 6
min
348
321
381
366
374
369
1° giorno
L/min µg/sample
1.81
8.94
2.06
7.68
2.11
4.72
1.99
5.87
1.94
9.91
1.99
8.23
min
375
364
251
377
394
359
2° giorno
L/min µg/sample
2.05
5.76
2.10
8.29
2.08
7.12
1.96
7.11
2.02
9.41
1.93
4.16
min
321
340
404
327
371
384
3° giorno
L/min µg/sample
1.96
4.96
1.96
7.45
2.06
3.99
2.00
6.17
1.98
5.88
2.15
8.26
Tabella 47: Campionamento di tipo personale: durata (in minuti) e flusso (L/min) di
campionamento, somma dei contributi della XAD-2 e del filtro in PTFE (µg/sample)
per i sei operatori nei restanti due giorni dello studio
Operatore 1
Operatore 2
Operatore 3
Operatore 4
Operatore 5
Operatore 6
min
365
358
377
396
404
342
4° giorno
L/min µg/sample
2.01
3.61
1.98
4.52
1.98
3.38
2.07
5.71
2.01
4.88
2.03
5.97
min
388
396
372
350
402
364
5° giorno
L/min µg/sample
2.01
3.14
2.02
3.98
2.02
5.06
2.09
4.81
2.14
4.79
2.03
2.82
136
Di seguito viene riportata una tabella con i risultati delle analisi condotte per la
valutazione dell’esposizione inalatoria (presentati come sommatoria dei contributi
delle XAD-2 e dei filtri), suddivise per operatore e per giorno di campionamento.
Tabella 48: Volumi di aria campionata dai campionatori personali (Nm3 ) e
concentrazioni (µg/Nm3) del pesticida in aria (somma dei contributi della XAD-2 e del
filtro in PTFE) per i sei operatori nei diversi giorni dello studio
1° giorno
3
Nm
Operatore 1
Operatore 2
Operatore 3
Operatore 4
Operatore 5
Operatore 6
0.66
0.69
0.84
0.76
0.76
0.77
2°giorno
3
µg/Nm
13.56
11.09
5.61
7.70
13.05
10.70
3
Nm
0.80
0.80
0.55
0.77
0.83
0.73
3°giorno
3
µg/Nm
7.16
10.36
13.03
9.19
11.29
5.73
3
Nm
0.66
0.70
0.87
0.68
0.77
0.86
4°giorno
3
µg/Nm
7.53
10.68
4.58
9.01
7.65
9.56
3
Nm
0.77
0.74
0.78
0.86
0.85
0.73
5°giorno
3
µg/Nm
4.70
6.09
4.32
6.65
5.74
8.21
3
Nm
0.82
0.84
0.79
0.77
0.90
0.77
3
µg/Nm
3.85
4.75
6.43
6.28
5.32
3.65
4.3.3.1 DOSE INALATA
Per stimare la dose di pesticida inalata a partire dalla concentrazione
dell’agrofarmaco aerodisperso, è necessario definire la Breathing rates e, di
conseguenza, l’Inhalation rate. Come è noto la quantità di aria in m3 che un
individuo è in grado di inspirare in un’ora dipende da una serie di fattori come ad
esempio l’età (la daily inhalation day dei bambini è più elevata di quella degli
adulti), il genere, il peso corporeo, la tipologia di attività fisica svolta (azioni che
comportano maggiore sforzo fisico sono associate ad un incremento della frequenza
con cui vengono compiuti gli atti respiratori), dal fatto che l’azione venga svolta in
un ambiente confinato o all’aria aperta. La U.S. EPA (2009) fissa una hourly
inhalation rates per le esposizioni acute di 0.19 m3/h/Kg wb per i bambini fino a 11
anni e di 0.04 m3/h/Kg wb per adolescenti e adulti.
In accordo con quanto stabilito dalle Linee Guida EFSA (2014) e con quelle EPA
(Exposure Factors Handbook , 2011), considerando che i lavoratori sono tutti adulti
e che sono impegnati in campo aperto in attività di media intensità, per questo studio
sono stati adottati una breathing rate di 1.25 m3/h per l’intera giornata lavorativa e
un fattore di assorbimento respiratorio è del 100%.
In Tabella 49 vengono riportati i valori calcolati per la dose inalata DR.
137
Tabella 49: Dose inalata DR (µg/day) dei 6 lavoratori nei 5 giorni di studio
Operatore 1
Operatore 2
Operatore 3
Operatore 4
Operatore 5
Operatore 6
Lunedì
98.28
74.18
44.51
58.69
101.64
82.29
Martedì
55.91
78.55
68.11
72.18
92.69
42.89
Mercoledì
50.35
75.63
38.54
61.39
59.09
76.45
Giovedì
35.74
45.42
33.97
54.89
48.31
58.52
Venerdì
31.08
39.21
49.84
45.79
44.54
27.64
La stessa grandezza può essere espressa in termini di µg/kg bw/day (Tabella 50).
Tabella 50: Dose inalata DR (µg/Kg bw/day) dei 6 lavoratori nei 5 giorni di studio
Operatore 1
Operatore 2
Operatore 3
Operatore 4
Operatore 5
Operatore 6
Lunedì
1.184
1.107
0.968
0.762
1.694
1.228
Martedì
0.674
1.172
1.481
0.937
1.545
0.640
Mercoledì
0.607
1.129
0.838
0.797
0.985
1.141
Giovedì
0.431
0.678
0.738
0.713
0.805
0.873
Venerdì
0.375
0.585
1.084
0.595
0.742
0.413
Il modello di distribuzione log-normale, al livello di significatività del 75%, ha
stimato per il DR i seguenti valori, espressi in entrambe le unità di misura:
1° giorno (LUN 08/07/13): 82.6 µg/day = 1.24 µg/Kg bw/day
2° giorno (MAR 09/07/13): 73.3 µg/day = 1.16 µg/Kg bw/day
3° giorno (MER 10/07/13): 64.5 µg/day = 0.98 µg/Kg bw/day
4° giorno (GIO 11/07/13): 49.0 µg/day = 0.76 µg/Kg bw/day
5° giorno (VEN 12/07/13): 42.3 µg/day= 0.68 µg/Kg bw/day
4.3.4 DOSE TOTALE ASSORBITA
La dose totale assorbita (TAD) è data dalla somma dei contributi della dose dermica
assorbita e di quella inalata (Tabella 51).
Tabella 51: Dose totale assorbita TAD (mg/day) dei 6 lavoratori nei 5 giorni di studio
Operatore 1
Operatore 2
Operatore 3
Operatore 4
Operatore 5
Operatore 6
Lunedì
8.67
8.48
5.23
5.09
5.73
9.73
Martedì
7.14
8.06
5.19
5.05
5.93
9.94
Mercoledì
6.19
8.01
4.61
4.44
5.70
9.05
Giovedì
5.77
6.89
3.75
4.46
4.91
8.87
Venerdì
5.81
6.67
3.38
4.06
5.12
8.84
138
La stessa grandezza può essere espressa in termini di µg/kg bw/day (Tabella 52).
Tabella 52: Dose totale assorbita TAD (mg/Kg bw/day) dei 6 lavoratori nei 5 giorni di
studio
Operatore 1
Operatore 2
Operatore 3
Operatore 4
Operatore 5
Operatore 6
Lunedì
0.104
0.127
0.114
0.066
0.095
0.145
Martedì
0.086
0.120
0.113
0.066
0.099
0.148
Mercoledì
0.075
0.120
0.100
0.058
0.095
0.135
Giovedì
0.069
0.103
0.081
0.058
0.082
0.132
Venerdì
0.070
0.100
0.073
0.053
0.085
0.132
Ammettendo anche in questo caso che i risultati sperimentali seguano una
distribuzione log-normale, si è potuto procedere alla stima (75-esimo percentile)
della dose totale assorbita nei cinque giorni del monitoraggio. Tali valori sono
elencati di seguito, espressi in entrambe le unità di misura:
5° giorno (VEN 12/07/13): 6.1 mg/day= 0.09 mg/Kg bw/day
Il grafico che segue (Figura 32) mette in evidenza come il contributo della dose
inalata alla dose totale assorbita sia pressoché trascurabile se confrontato al quello
della dose dermica.
Figura 32: Dose totale assorbita (mg/Kg bw/day) – contributi della dose dermica
assorbita (ADE) e della dose inalatoria (DR)
0,12
0,115
0,11
0,105
0,1
DR (mg/Kg bw/day)
0,095
ADE (mg/Kg bw/day)
0,09
0,085
0,08
1°
2°
3°
4°
5°
giorno giorno giorno giorno giorno
139
E’ possibile evidenziare un andamento decrescente di TAD, DR e ADE al trascorrere
del tempo dall’ultimo trattamento con Myclobutanil effettuato sul vigneto.
Considerando che, a livello comunitario, i limiti proposti dall’EFSA (Summary of the
EFSA Scientific Report (2009) 298, 1-97 ‘Conclusion on the pesticide peer review of
Myclobutanil’) per il nostro fungicida sono:

Acceptable Daily Intake (ADI): 0.025 mg/kg bw/day

Acceptable Operator Exposure Level (AOEL): 0.03 mg/kg bw/day

NOAEL (90-day and 1-year in dog): 3.09 mg/kg bw/day

Acute Reference Dose (ARfD): 0.31 mg/kg bw/day
e che i valori di esposizione stimati per i nostri lavoratori si sono mantenuti al di
sopra degli 0.08 mg/kg bw/day per tutta la durata della campagna di campionamento,
si conclude che non può essere considerata trascurabile l’esposizione occupazionale
all’agrofarmaco nelle attività di rientro in coltura. Mediamente, infatti, la dose totale
assorbita nei cinque giorni è stata di 0.104 mg/Kg bw/day (95%CI: 0.090-0.118
mg/Kg bw/day), circa 4 volte superiore all’ADI e 3.5 volte superiore all’AOEL. Di
certo non vengono raggiunte le soglie di rischio del NOAEL o dell’ARfD ma ciò non
esime il datore di lavoro dall’adottare le opportune misure di tutela a carattere
tecnico, organizzativo e procedurale, né dispensa l’Igiene del Lavoro dal considerare
rischiose le attività di rientro in coltura.
4.3.5 MONITORAGGIO BIOLOGICO
I risultati delle analisi dei campioni biologici sono presentati in Tabella 53.
Tabella 53: Risultati del monitoraggio biologico (µg/L urina) – valore basale e
concentrazioni riscontrate nelle urine dei sei lavoratori esposti nei cinque giorni di
attività di rientro e nel giorno successivo all’esposizione
Operatore 1
Operatore 2
Operatore 3
Operatore 4
Operatore 5
Operatore 6
Valore basale
0.22
0.01
0.01
0.18
0.31
0.03
Lunedì
3.08
3.22
3.76
2.25
3.85
4.54
Martedì
2.54
3.01
3.91
2.17
3.36
4.84
Mercoledì
2.39
2.99
3.17
2.02
3.14
4.61
Giovedì
2.12
2.43
2.42
1.63
2.97
4.32
Venerdì
2.08
2.32
1.96
1.34
2.29
3.86
Sabato
1.07
1.26
0.83
0.57
1.48
1.62
140
Ammettendo che, per un determinato giorno di campionamento, le concentrazioni
misurate nei sei lavoratori seguano una distribuzione di tipo log-normale, si è
proceduto a stimare, al livello di significatività del 75%, i valori di concentrazione di
Myclobutanil nel liquido biologico, espressi in µg/L di urina:
1° giorno (LUN 08/07/13), spot inizio turno: 0.10 µg/L
1° giorno (LUN 08/07/13), 24h: 3.68 µg/L
2° giorno (MAR 09/07/13), 24h: 3.55 µg/L
3° giorno (MER 10/07/13), 24h: 3.27 µg/L
4° giorno (GIO 11/07/13), 24 h: 2.85 µg/L
5° giorno (VEN 12/07/13), 24h: 2.49 µg/L
6° giorno (SAB 13/07/13), 24h: 1.24 µg/L
Anche in questo caso si evidenzia un andamento inversamente proporzionale tra la
quantità di agrofarmaco tal quale escreta con le urine e il tempo trascorso dal
trattamento (Figura 33).
Figura 33: Quantità di pesticida escreta con le urine delle 24h nei primi cinque giorni di
monitoraggio (LUN-VEN) e nel giorno successivo all’esposizione (6° giorno, SAB)
4,50
4,00
µg/L urina
3,50
3,00
2,50
2,00
1,50
1,00
0,50
0,00
0
1
2
3
4
5
6
7
Giorno del monitoraggio
In particolare si può evidenziare che fintantoché l’esposizione alla molecola persiste
(giorni 1-5) la concentrazione del Myclobutanil diminuisce in maniera piuttosto
blanda in funzione del tempo ma, quando l’esposizione si interrompe, vi è un brusco
cambiamento dell’andamento della curva, perché il contenuto del pesticida viene
abbattuto più velocemente.
141
Inoltre, mentre per la popolazione in generale tutti i campioni analizzati a latere del
presente monitoraggio, avevano presentato valori del pesticida inferiori al limite di
rivelabilità, per i sei operatori monitorati in questo studio è stato sempre possibile
quantificare la molecola escreta, anche nei campioni basali, a conferma che il
pesticida, per questi lavoratori, non viene mai completamente eliminato.
Approfondendo la questione è emerso che la stessa squadra di addetti era stata
impiegata nelle medesime attività (e in condizioni espositive paragonabili), in un
altro vigneto dell’azienda, nei giorni precedenti alla nostra indagine, e che la loro
potenziale esposizione al Myclobutanil si era protratta fino a tutta la giornata di
sabato 5 luglio 2013. Pertanto le concentrazioni che abbiamo misurato il lunedì
mattina erano il residuo della quantità di pesticida assorbita nella precedente
settimana di lavoro e, ancora, non totalmente escreta.
In questo studio, per valutare il grado di esposizione professionale al Myclobutanil, è
stata scelta la matrice urina grazie alla breve emivita biologica dell’agrofarmaco e,
soprattutto, perché la raccolta di campioni non ha comportato alcun disagio
associato, in quanto non è invasiva e permette di avere congrui volumi di campione
[114,115]. Inoltre, non disponendo di metaboliti specifici per questa sostanza, è stato
scelto di ricercare la molecola tal quale (e non metabolizzata) nel liquido biologico.
Il principale svantaggio della matrice urina consiste nella variabilità del volume
giornaliero e della densità delle urine stesse. Per questo motivo, generalmente, i
risultati vengono standardizzati esprimendo il dato in grammi di creatinina o tenendo
conto della densità relativa dell’urina [116]. Al riguardo, l’OMS ha stabilito che i
campioni di urina con una concentrazione di creatinina inferiori a 0,3 mg/L e
superiori a 3,0 mg/L non sono matrici di indagine tossicologica idonee, in quanto
possono essere ritenuti, rispettivamente, o troppo diluiti o troppo concentrati [117].
Tuttavia, questa indicazione è stata recentemente messa in discussione in quanto la
densità urinaria è significativamente influenzata dallo stato fisiologico (donne in
gravidanza, bambini, anziani) oltre che da variabili quali sesso ed etnia (Barr et al.,
2005, [114-115]). Gli stessi Biological Exposure Indices (BEI) proposti o revisionati
negli ultimi anni dall’ACGIH americana non si riferiscono più al quantitativo degli
xenobiotici escreti rispetto alla quantità di creatinina ma riportano la concentrazione
delle molecole rispetto al volume di liquido biologico.
142
Sulla scia di questa nuova tendenza, anche nel nostro studio è stato scelto di
esprimere il biomarcatore di esposizione in concentrazione (µg/L di urina) senza
ricorrere alla standardizzazione rispetto alla creatinina.
4.3.6 STUDI DI ASSOCIAZIONE
Per evidenziare la sussistenza di associazione tra le diverse grandezze misurate, sono
stati plottati su un sistema di assi cartesiano-ortogonali i valori misurati per le diverse
variabili e costruita la linea di tendenza. La forza dell’associazione è stata valutata
calcolando il coefficiente di correlazione r di Pearson e il coefficiente R 2 della retta
di regressione lineare.
4.3.6.1 MONITORAGGIO BIOLOGICO VS DOSE ASSORBITA
Sono stati presi in considerazione, per ogni operatore monitorato, i cinque valori
(LUN-VEN) della frazione di Myclonutanil escreta con le urine (µg/L) e le
corrispondenti dosi totali assorbite (TAD) espresse come mg/Kg bw/day. Pertanto lo
studio di associazione è stato eseguito su trenta coppie di risultati. Il grafico che ne
risulta è riportato di seguito.
[Myclobutanil] µg/L urina
Figura 34: Dose assorbita totale (TAD) vs frazione del pesticida escreta con le urine –
retta di regressione lineare e coefficiente R2
6,00
5,00
4,00
y = 30,399x + 0,0099
R² = 0,8070
3,00
2,00
1,00
0,00
0,040
0,060
0,080
0,100
0,120
0,140
0,160
TAD (mg/Kg bw/day)
143
All’aumentare della dose totale di Myclobutanil assorbita attraverso le diverse vie di
esposizione, aumenta proporzionalmente la quantità della molecola presente nelle
urine. La correlazione trovata tra queste due grandezze è molto forte (coefficiente r
di Pearson = 0.898; il valore positivo del coefficiente di correlazione r indica
l'esistenza di una correlazione lineare positiva), a conferma che la dose di
agrofarmaco escreta tal quale nelle urine rappresenta un buon biomarcatore di
esposizione.
Poiché due sono le vie di esposizione considerate nello studio, si è voluto
approfondire l’indagine andando a verificare se fosse possibile evidenziare una
correlazione forte tra la dose di pesticida escreta con le urine e la dose assorbita
attraverso la pelle e, successivamente, per mezzo dell’inalazione del fungicida. Per
fare ciò è stato elaborato uno studio di correlazione considerando per ogni operatore
monitorato, i cinque valori (LUN-VEN) della frazione di Myclonutanil escreta con le
urine (µg/L) e le corrispondenti dosi assorbite attraverso la cute (ADE) espresse
come mg/Kg bw/day (n=30 coppie di risultati), con i seguenti risultati (Figura 35):
Figura 35: Dose dermica assorbita (ADE) vs frazione del pesticida escreta con le urine
– retta di regressione lineare e coefficiente R2
6,00
5,00
4,00
y = 30,454x + 0,0319
R² = 0,8036
3,00
2,00
1,00
0,00
0,040
0,060
0,080
0,100
0,120
0,140
0,160
ADE (mg/Kg bw/day)
Come era prevedibile, considerando che il maggior contributo alla dose totale
assorbita deriva dall’esposizione dermica, anche in questo caso sussiste una relazione
molto forte tra le due grandezze, tanto che il coefficiente di Pearson che ne deriva è
0.896, del tutto paragonabile a quello precedentemente ottenuto.
144
Un poco più debole (r = 0.450) è, invece, la correlazione che si ottiene tra la dose
inalatoria assorbita e i risultati del monitoraggio biologico. Anche in questo caso
sono stati considerati 30 coppie di risultati (6 lavoratori x 5 giorni di studio),
mettendo in relazione la frazione di Myclonutanil escreta con le urine (µg/L) e la
dose inalata (DR) espressa in µg/Kg bw/day (Figura 36).
Il valore r è maggiore di zero, e quindi la correlazione è positiva però, poiché il
coefficiente assume un valore più basso, l’associazione tra le due variabili, in questo
caso, è meno forte rispetto ai due modelli precedenti.
Figura 36: Inhaled dose (DR) vs frazione del pesticida escreta con le urine – retta di
regressione lineare e coefficiente R2
6,00
y = 1,2637x + 1,819
R² = 0,2025
5,00
4,00
3,00
2,00
1,00
0,00
0,200
0,400
0,600
0,800
1,000
1,200
1,400
1,600
1,800
DR (µg/Kg bw/day)
Questa ulteriore considerazione ha confermato nuovamente che il maggior contributo
all’esposizione occupazionale ai pesticidi, e, conseguentemente, alla frazione delle
molecole escreta nei fluidi biologici, derivi dall’esposizione dermica e che, quella
inalatoria, possa essere considerata secondaria e/o trascurabile.
4.3.6.2 DFR VS DOSE ASSORBITA
Per questo studio sono stati presi in considerazione i valori del dislodgeable foliar
residue (media dei contributi dei DFR interni ed esterni alla chioma, espressi in
µg/cm2), stimati per i cinque giorni del monitoraggio a partire dall’equazione della
curva di dissipazione in funzione del tempo trascorso dal trattamento. A questi valori
145
sono stati associati le dosi totali assorbite (TAD), nei cinque giorni di studio ed
espresse in mg/Kg bw/day, calcolate a partire dalle dosi ottenute dai sei lavoratori e
ammettendo che la distribuzione dei risultati sia di tipo log-normale. Per le cinque
coppie di dati così ricavati è stata costruita la curva di regressione lineare (Figura 37)
e calcolati i valori di r ed R2.
Figura 37: Total adsorbed dose (TAD) vs Dislodgeable Foliar Residue (DFR) – retta di
0,12
TAD (mg/kg bw/day)
0,12
0,11
0,11
0,10
0,10
y = 0,1248x + 0,0018
R² = 0,9597
0,09
0,09
0,08
0,70
0,75
0,80
0,85
0,90
0,95
DFR (ug/cm2)
Il coefficiente di correlazione di Pearson per le due variabili TAD e DFR è 0.980 e,
pertanto, sono fortemente correlate: quando aumenta il valore dell'una aumenta
proporzionalmente anche il valore dell'altra e viceversa. In altri termini, e come
volevamo dimostrare con il nostro lavoro, il valore della dose di pesticida assorbita
da un lavoratore impiegato in attività analoghe a quelle del nostro studio (TAD,
variabile dipendente), in qualsiasi giorno di campionamento, può essere
approssimativamente desunto, senza commettere gravi errori, a partire dal residuo
fogliare dell’agrofarmaco. Questo dato conferma la tesi che per valutare
l’esposizione occupazionale a pesticidi in agricoltura è di fondamentale importanza
poter disporre di coefficienti di trasferimento dermico (dalla foglia all’operatore)
attendibili e, una volta costruita una banca dati per le diverse situazioni o attività
svolte, sarà sufficiente effettuare uno studio di dissipazione dell’agrofarmaco sulle
foglie per poter stimare la dose assorbita dai lavoratori senza più ricorrere ai patch
cutanei o a altri tipi di misure, che risultano molto più lunghe e costose per i
valutatori e che necessitano di una grande collaborazione da parte dei lavoratori
146
costretti ad indossare i campionatori durante lo svolgimento della loro mansione o a
subire manovre un poco più invasive come ad esempio nel caso di prelievi ematici o
di altre matrici biologiche.
I medesimi risultati sono stati ottenuti mettendo in relazione la variabile indipendente
DFR con altre variabili dipendenti (Figura 38 e 39) quali la dose dermica assorbita
ADE (µg/Kg bw/day) e la dose inalata DR (µg/Kg bw/day).
Figura 38: Dose dermica assorbita (ADE) vs Dislodgeable Foliar Residue (DFR) – retta
di regressione lineare e coefficiente R2
120
ADE (µg/kg bw/day)
115
110
105
100
95
y = 122,07x + 3,1177
R² = 0,9592
90
85
80
0,70
0,75
0,80
0,85
0,90
0,95
DFR (µg/cm2)
Figura 39: Inhaled dose (DR) vs Dislodgeable Foliar Residue (DFR) – retta di
1,48
DR (µg/kg bw/day)
1,28
1,08
0,88
0,68
y = 2,784x - 1,3159
R² = 0,9679
0,48
0,28
0,08
0,70
0,75
0,80
0,85
0,90
0,95
DFR (µg/cm2)
Anche per queste associazioni si ottengono dei coefficienti di correlazione molto
interessanti, confermando che, allo stesso modo, il valore della dose di pesticida
147
assorbita attraverso la pelle o tramite la respirazione per un lavoratore impiegato in
attività analoghe a quelle del nostro studio, in qualsiasi giorno di campionamento,
possono essere approssimativamente desunte, senza commettere errori grossolani, a
partire dal residuo fogliare dell’agrofarmaco:
-
ADE vs DFR: r = 0.979
-
DR vs DFR: r = 0.984
4.3.6.3 DFR VS MONITORAGGIO BIOLOGICO
Per il presente studio di associazione sono state considerate la variabile indipendente
DFR (residuo di Myclobutanil, espresso in µg/cm2 , nei cinque giorni di indagine) e i
corrispondenti valori della quantità di principio attivo escreta con le urine (µg/L di
urina) stimati ammettendo una distribuzione log-normale dei valori trovati per i sei
lavoratori esposti. I risultati ottenuto sono presentati in Figura 40.
Figura 40: Frazione di Myclonutanil escreta con le urine vs Dislodgeable Foliar Residue
(DFR) – retta di regressione lineare e coefficiente R2
3,90
[Myclobutanil] µg/L urine
3,70
3,50
3,30
3,10
2,90
y = 5,6284x - 1,4417
R² = 0,957
2,70
2,50
2,30
0,70
0,75
0,80
0,85
0,90
0,95
DFR (µg/cm2)
Anche in questo caso è possibile constatare la sussistenza di una associazione molto
forte tra le due variabili (r = 0.978) che fa presupporre che pure la quantità di
pesticida escreta attraverso le urine possa essere stimata a partire dai valori del DFR.
148
5
SVILUPPI FUTURI
Sarebbe molto interessante poter estendere la diffusione del questionario ad una
popolazione più numerosa di viticoltori per verificare se le osservazioni fatte sono
confermate e, soprattutto, per studiare meglio l’incidenza e i fattori di rischio di
quelle patologie che la scarsa numerosità campionaria non ha permesso di indagare.
Sarebbe opportuno, altresì, che l’approccio metodologico intrapreso con questo
lavoro di tesi venga adottato anche in monitoraggi futuri ai fini della valutazione
dell’esposizione occupazionale in viticoltura a Myclobutanil e ad altri principi attivi,
in modo da implementare il data base di valori reali del DFR e del TF. Si potrebbe,
inoltre, arricchire il numero di informazioni raccoglibili prevedendo studi molecolari.
Questi innovativi biomarcatori della tossicità dei prodotti fitosanitari dovrebbero,
infatti, affiancare le tecniche di monitoraggio tradizionali (ambientale e biologico)
allo scopo di effettuare un’indagine significativa dell’esposizione occupazionale a
queste molecole pericolose per la salute degli esposti.
Infine, dato che l’aerosolizzazione e la successiva deposizione dei pesticidi sulle
foglie rappresentano il maggior fattore di esposizione e quindi di rischio per gli
operatori, si potrebbe prevedere l’utilizzo della Desorption Electrospray Ionization
(DESI), quale tecnologia innovativa per le analisi chimiche dei residui. La DESI è
un’interfaccia a pressione atmosferica immessa sul mercato da qualche anno,
caratterizzata dalla capacità di generare ioni da campioni in fase solida. Legata ad
uno spettrometro di massa tandem, consente di applicare la sensibilità di
quest’ultimo all’analisi diretta dei campioni e di identificare gli analiti in tracce in
poco tempo e con un alto livello di confidenza. La DESI, pertanto, permettendo
l’analisi di campioni nello stato nativo in tempi molto rapidi, può rappresentare un
valido strumento per la valutazione dell’esposizione ed il contenimento del rischio,
in particolar modo per la ricerca rapida di principi attivi per i quali è stata revocata
l’autorizzazione.
149
6
CONCLUSIONI
Con questo lavoro di tesi si è voluto ribadire la necessità di spingere ulteriormente la
Ricerca ad impegnarsi per migliorare i metodi e i modelli predittivi utilizzati nella
valutazione dell’esposizione professionale a pesticidi, considerato che gli stessi
saranno adottati nell’ambito di un quadro normativo. L’insufficienza di chiare
informazioni sulla entità dell’esposizione e l’effettiva difficoltà di estendere all’uomo
i dati di contaminazione ambientale/alimentare rendono, infatti, molto complesse la
valutazione tossicologica e le azioni normative di prevenzione.
Uno degli scopi prefissi dal lavoro era dimostrare che il DFR proposto dalle Autorità
Competenti per l’attività di rientro in coltura monitorata (5˙000 cm2/h) era
inadeguato, in quanto ritenuto troppo basso e distante dai dati reali. I risultati
sperimentali del nostro studio hanno indicato un coefficiente di trasferimento di
13˙800 cm2/h e, solo pochi giorni prima della sua stesura definitiva, è giunta
l’informativa che anche la stessa EFSA ha rivisitato il valore stabilito per la
valutazione dell’esposizione a Myclobutanil, sostituendolo con uno che, seppur
ancora una volta non derivante da dati reali, è comunque molto più vicino al nostro
(10˙100 cm2/h).
Negli ultimi decenni sono stati compiuti dalla comunità scientifica significativi
progressi nell’acquisizione di dati sull’esposizione professionale a pesticidi e nella
conoscenza dei fattori e meccanismi chiave che la influenzano. Tuttavia, si rende
ancora necessario ulteriore lavoro al fine di approfondire la comprensione delle
prassi e, di conseguenza, dell’esposizione in condizioni reali. Oltre ai progressi
compiuti nella comprensione dell’esposizione professionale per valutare con più
efficacia i rischi, grandissima importanza meritano anche la riduzione dei pericoli
alla fonte e la sostituzione di prodotti pericolosi, quali percorsi primari da esplorare
ai fini prevenzionistici.
Attualmente, una criticità non facilmente superabile è la mancanza di un approccio
metodologico condiviso che rende complicato l’utilizzo dei dati disponibili in
letteratura. Ci si augura che tale difficoltà possa essere sanata dalle indicazioni
contenute nel documento di orientamento tecnico pubblicato a fine 2014 dall’EFSA.
Tali carenze giustificano la necessità di ulteriori indagini sull’argomento,
150
enfatizzando il bisogno di perseguire con questo lavoro con l’auspicio di una
collaborazione e condivisione delle conoscenze tra tutti i soggetti coinvolti nella
Ricerca e nella regolamentazione a livello europeo.
Si ritiene altresì che, in sede d’indagine preliminare, la misura della contaminazione
nei vari comparti ambientali non possa da sola fornire una caratterizzazione realistica
del rischio per la salute in mancanza di una adeguata conoscenza del ruolo delle
differenti vie di esposizione, delle diverse capacità di assorbimento e delle
suscettibilità individuali (genetiche e non). La definizione del rischio per la salute dei
viticoltori, legata alla manipolazione di fungicidi, diventa realistica e completa
soltanto se alle analisi ambientali vengono associate le misure di biomarcatori.
Nell’intento di valutare il rischio professionale da antiparassitari, fino ad oggi sono
stati studiati molti composti dando particolare enfasi agli effetti tossici acuti. Per la
maggior parte dei principi attivi non sono, però, note le relazioni dose-effetto e non
sono disponibili indici biologici di esposizione. In una situazione di questo tipo,
specialmente nel caso di bassi livelli di esposizione, l’interpretazione dei dati viene
spesso effettuata per confronto con i valori di riferimento biologici ottenuti sulla
popolazione generale. Questi ultimi sono espressione del contributo che le abitudini
di vita e il contatto con i vari comparti ambientali apportano agli indicatori biologici
e rappresentano il valore a cui tendere, per contenere il rischio aggiuntivo che
l’attività professionale comporta rispetto alla popolazione generale. Di grande
importanza al riguardo sono, anche gli studi mirati a valutare l’efficacia delle misure
di prevenzione e protezione adottate, come ad esempio la scelta dei dispositivi di
protezione individuale, e il confronto con i valori di riferimento consente di valutare
se esista ancora un assorbimento dello xenobiotico nell’organismo.
Per gli antiparassitari dei quali è conosciuta la tossicità a lungo termine (eventuali
azioni mutagene, teratogene, cancerogene), o nel caso di fitofarmaci per i quali non
sono ben noti gli effetti cronici ma che si ritengono potenzialmente tossici, è
necessario ottenere il massimo contenimento dell’esposizione professionale. In
questo caso sarebbe auspicabile che la concentrazione urinaria dei metaboliti o dei
principi attivi non risultasse statisticamente superiore ai rispettivi valori di
riferimento. Questo approccio richiede, però, un sostanziale aumento della quantità
di dati attendibili dal momento che, soprattutto in Italia, il panorama dell’esposizione
151
della popolazione ad agenti chimici pericolosi è frammentario e lacunoso poiché è
possibile disporre di una limitata quantità di valori limite biologici e di conoscenze
sulla tossicocinetica dei vari fitofarmaci in funzione della dose e delle vie di
assorbimento.
Inoltre, studi molecolari quali biomarcatori della tossicità dei prodotti fitosanitari, in
particolare in merito alla loro azione di interferenti endocrini, dovrebbero affiancare
le tecniche di monitoraggio tradizionali (ambientale e biologico) allo scopo di
effettuare un’indagine significativa dell’esposizione occupazionale a questi agenti
chimici pericolosi.
Il presente lavoro di tesi ha evidenziato come un numero considerevole di lavoratori,
qual è quello del settore agricolo, è ben lungi dal poter essere considerato non a
rischio per quel che riguarda l’esposizione ad agenti chimici pericolosi. Nonostante,
infatti, siano state sviluppate le ‘buone prassi agricole’, sia stata revocata
l’autorizzazione ai principi attivi ritenuti più pericolosi e siano stati adottati dei
sistemi di distribuzione degli agrofarmaci in grado di contenere la dispersione dei
formulati, l’esposizione dermica raggiunge ancora livelli allarmanti. Ulteriori misure
tecniche, organizzative e procedurali dovranno essere intraprese al più presto per il
contenimento del rischio, soprattutto per la categoria degli addetti alle operazioni di
rientro in coltura che, da sempre, è stata considerata potenzialmente esposta a un
rischio più contenuto.
Il non rispetto dei tempi di rientro in coltura, l’utilizzo di capi di abbigliamento non
adeguati a proteggere la cute esposta, l’abitudine a indossare gli stessi indumenti per
più giorni consecutivi, la mancata adozione di DPI specifici per il rischio chimico, la
consuetudine a consumare cibi e vivande sul posto di lavoro, sono solo degli esempi
di atteggiamenti evidenziati con il presente lavoro di tesi, che dovranno essere evitati
affinché le misure di cautela intraprese non risultino vane. E’ noto, infatti, che gli
infortuni e le malattie professionali derivino non solo da ‘condizioni pericolose’
presenti negli ambienti di lavoro a causa della mancanza di idonei sistemi di
prevenzione e di protezione per gli operatori, ma anche da ‘atti insicuri’ commessi
dai lavoratori stessi, causati, oltre che da una formazione non adeguatamente
approfondita, da fattori di tipo emotivo e comportamentale (distrazione, stanchezza,
152
scarsa conoscenza e padronanza delle attrezzature, ma anche eccessiva dimestichezza
con le procedure di lavoro).
Il comportamento del lavoratore rappresenta un fattore centrale nella gestione del
rischio così come documentato da numerosi studi che evidenziano il raggiungimento
dei migliori risultati in aziende nelle quali sono in atto processi volti a promuovere e
a mantenere aggiornata una ‘cultura della sicurezza basata sui comportamenti’.
Un efficace intervento di prevenzione deve, quindi, agire non solo sugli elementi
oggettivi (tecnologici, impiantistici e strutturali), ma anche su quelli soggettivi degli
operatori.
Il cambiamento dei comportamenti lavorativi al fine di una riduzione degli ‘atti
insicuri’ è attuabile solo attraverso la progettazione di percorsi formativi sviluppati
sulla base di un’attenta sintesi dei bisogni, finalizzati ad un accrescimento delle
competenze e della sensibilizzazione dei lavoratori nell’ambito di una completa
gestione del rischio. E’ auspicabile, pertanto, che i percorsi formativi anche per gli
addetti all’agricoltura siano progettati con la finalità di creare la ‘cultura alla
sicurezza’ e di realizzare interventi atti ad implementare nei lavoratori la
consapevolezza della centralità delle proprie azioni nella gestione del rischio.
153
7
ABBREVIAZIONI
ACGIH: American Conference of Governmental Industrial Hygienists
ADE: Dose dermica assorbita
AP-1: Activator protein-1
b-DNA: Branced chain DNA assay
bw: Body weigh
CPF: Chlorpyrifos
CRE: Camp Response Element
CYP: Citocromo P450
D.Lgs.: Decreto Legislativo
DDT: para-diclorodifeniltricloroetano
DFR: Dislodgeable foliar residue
DM: Decreto Ministeriale
DPI: Dispositivi di protezione individuale
DR: Dose inalata (Inhaled dose)
E-: Gruppo di persone sane non esposte ad un fattore di rischio
E+: Gruppo di persone sane esposte ad un fattore di rischio
EAD: Estimated adsorbed dose
ED: Dose dermica
EDH: Dose dermica oraria
EFSA: European Food Safety Authority
EPA: United States Environmental Protection Agency
EUROPOEM: European Predictive Operator Exposure Model
Flkl: Receptor fetal liver Kinase
G.U.: Gazzetta Ufficiale della Repubblica Italiana
154
HLMP: Sistema emolinfopoietico
IARC: International Agency for Research on Cancer
IE-: Incidenza dell’outcome tra i non esposti al rischio
IE+: Incidenza dell’outcome tra gli esposti al rischio
LNH: Linfoma non Hodgkin
LOD: Limite di rivelabilità di un metodo analitico
LOQ: limite di quantificazione di un metodo analitico
MAPK: Miogen Activated Protein Kinase
MP: Malattie professionali
m-RNA: micro-RNA
NTP: United States National Toxicology Program
PD: Morbo di Parkinson
PDE: Potential dermal exposure (coincide con PED)
PED: Esposizione dermica potenziale (coincide con PDE)
PEDH: Esposizione dermica potenziale oraria
PPE: Personal Protective Equipment
PPPs: Plant Protection Products
RR: Rischio relativo
S/N: Rapporto Signal to Noise (cromatografia)
SLA: Sclerosi laterale amiotrofica
STM: Sarcomi dei tessuti molli
TAD: Dose totale assorbita (Total adsorbed dose)
TF: Transfer factor
UE: Unione Europea
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Esposizione occupazionale a pesticidi ad azione anticrittogamica in

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