Relazione Studio Epidemiologico - Cividale Del Friuli Moima 07

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REGIONE AUTONOMA FRIULI VENEZIA GIULIA

AZIENDA PER I SERVIZI SANITARI n°4 “Medio Friuli” DIPARTIMENTO DI PREVENZIONE SOC IGIENE E SANITA’ PUBBLICA – SERVIZIO DÌ IGIENE AMBIENTALE

Via Chiusaforte n.2 - 33100 UDINE - �� 0432 553904-05-06-56 - fax 0432 553217 - e-mail: [email protected]

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1 Studio epidemiologico sulla popolazione residente nelle vicinanze della Zona Industriale di Cividale del Friuli e

Moimacco

Azienda per i Servizi Sanitari n° 4 “Medio Friuli” -

Dipartimento di Prevenzione -

S.O.C. Igiene e Sanità Pubblica - Igiene Ambientale

Comune di Cividale del Friuli

Comune di Moimacco

Comune di Premariacco

Comune di Torreano

Comune di Faedis

Comune di Remanzacco

ARPA - FVG

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“Studio epidemiologico sulla popolazione residente nelle vicinanze della Zona Industriale di Cividale del Friuli e Moimacco”, Marzo 2010. Per eventuali richieste informazioni o chiarimenti sul documento è possibile rivolgersi all’indirizzo di posta elettronica [email protected] o al Servizio di Igiene Ambientale del Dipartimento di Prevenzione dell’A.S.S. 4 “Medio Friuli”, in Via Chiusaforte, 2 a Udine .

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Indice

Premessa………………………………………………………………………………………………………………………………... 4

Analisi dei dati ambientali………………………………………………………………………………………………………. 5

- Inventari delle sorgenti emissive…………………………………………………………………………………. 6

- Dati del monitoraggio ambientale……………………………………………………………………………… 58

- Modelli di dispersione degli inquinanti…………………………………………………………………….. 83

Metodi indiretti……………………………………………………………………………………………………………………… 120

- Valutazione del rischio – Risk Assessment…………………………………………………………………. 120

- Risultati della valutazione del rischio nella zona

Industriale di Cividale del Friuli e Moimacco....................................................................

135

Metodi diretti......................................................................................................………………….. 177

- Revisione studi su effetti sanitari dell’inquinamento

da fonti industriali........................................................................................................

178

- Ricerca e valutazione delle fonti di dati disponibili……………………………………………………… 180

- Individuazione di Indicatori di esposizione.................................................................... 181

- Individuazione di Indicatori di effetto........................................................................... 191

- Identificazione e caratteristiche dell’area

e della popolazione……………………………………………………………………………………………………….

199

- Metodi: linkage dati ambientali, anagrafici e sanitari ed

elaborazione statistica dei dati.................................................................…………………..

208

- Risultati......................................................................................................................... 216

- SMR (Tassi standardizzati di mortalità)........................................................................... 216

- Controllo statistico dei processi: Funnel Plot................................................................... 221

- Stone test...................................................................................................................... 228

Conclusioni................................................................................................................................. 235

Bibliografia…………………………………………………………………………………………………………………………….. 237

Riassunto……………………………………………………………………………………………………………………………… 241

Appendice 1: SMR suddivisi per singolo anno………………………………………………………………………... 246

Appendice 2: decessi suddivise per tipo di neoplasie…………………………………………………………….. 258

Appendice 3: SMR, Funnel plot e Stone test dopo revisione…………………………………………………….. 259

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Premessa

Al termine del 2004 è stato effettuato uno studio epidemiologico preliminare sulle neoplasie nei Comuni di Moimacco e Cividale del Friuli negli anni dal 1995 al 2003; nelle conclusioni si affermava di non aver riscontrato evidenze di un aumento statisticamente significativo della mortalità per tumori e dell’incidenza di tumori nei Comuni in questione. Ovvero non aver riscontrato tassi statisticamente significativi di mortalità o di ricoveri ospedalieri per neoplasie superiori a quelli regionali o un incremento degli stessi dal 1995 al 2003- con l’eccezione per il Comune di Cividale di tassi di mortalità leggermente superiori a quelli regionali nel 2003 per tumori maligni delle labbra, della cavità orale e della faringe, e nel 1998 per tumori delle vie aeree e digestive superiori, e tassi di ospedalizzazione leggermente superiore ai tassi regionali per tumori del fegato nel 2002 e delle vie aeree e digestive superiori nel 1998; si deve comunque tenere conto che in piccole popolazioni come sono quelle comunali, gli eventuali eccessi di eventi sanitari relativamente rari (in periodi di tempo brevi) possono essere dovuti alla variabilità casuale. Va precisato che questi tumori hanno fra i maggiori fattori di rischio il fumo di sigaretta e l’alcool. Le medesime conclusioni erano riferite in una precedente risposta dell’Agenzia Regionale di Sanità. Ci si riservava al termine di questo studio preliminare di effettuare un approfondimento a livello subcomunale dopo aver valutato i risultati della caratterizzazione ambientale dell’ARPA in base alle concentrazioni ed al tipo di inquinanti rilevati e in modo da individuare eventualmente altre patologie legate agli inquinanti monitorati ed ai livelli di concentrazione riscontrati, oltre alle neoplasie. Nelle prossime pagine faremo una analisi preliminare e una interpretazione dei dati ambientali raccolti, in particolare quelli riguardanti le emissioni in atmosfera e le immissioni, ovvero le concentrazioni rilevate in atmosfera nel corso del monitoraggio effettuato dall’ARPA. Proveremo poi a fare una stima del rischio derivante dall’esposizione agli inquinanti rilevati con il monitoraggio ambientale nelle diverse matrici ambientali (aria, acque, suolo). Infine effettueremo lo studio epidemiologico a livello subcomunale per ricercare eventuali effetti sulla salute nella popolazione residente più vicino alla zona industriale.

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Analisi dei dati ambientali

Si sono analizzate le condizioni ambientali dell’area attorno alla zona industriale mediante i dati degli inventari delle emissioni, del monitoraggio ambientale e dei modelli di dispersione degli inquinanti; sono stati utilizzati dati del “Programma di gestione ambientale” effettuato dall’ARPA- FVG nell’area e dati ricavati da altre fonti. L’analisi ha riguardato esclusivamente l’aria, in quanto gli altri comparti ambientali (acque superficiali e sotterranee, suolo) non sono risultati inquinati. Dai dati del catasto delle emissioni è emerso che le fonti del PM 10 emesso nell’area sono molteplici, e quantitativamente le maggiori sono da combustione non industriale (riscaldamento) e trasporto su strada (traffico), mentre le fonti principali dei metalli pesanti (arsenico, cadmio, nichel, piombo, manganese) sono la combustione industriale e le attività produttive. Le concentrazioni del PM 10 e dei metalli pesanti rilevate nel corso del monitoraggio effettuato dall’ARPA nelle zone residenziali, sono risultate per basse se confrontate con le concentrazioni rilevate dalle centraline dell’ARPA nello stesso periodo in altri siti della regione; per molti metalli pesanti sono risultate simili ai valori tipici di aree rurali secondo le Air Quality Guidelines 2000 dell’Organizzazione Mondiale della Sanità. Le concentrazioni di PM 10 (e in parte dei metalli pesanti) rilevate dalla centralina in zona industriale sono risultate confrontabili con quelle di altre centraline presenti in altre zone industriali della regione. Questi risultati sono in linea con i modelli di dispersione degli inquinanti, secondo i quali il PM10 si disperde rapidamente in un’area molto vasta, raggiungendo, se le condizioni meteoclimatiche sono omogenee, concentrazioni abbastanza omogenee in tutta la pianura. Nelle aree urbane, invece le concentrazioni sono sempre più elevate, a causa delle condizioni orografiche (barriere costituite dagli edifici) che ostacolano la dispersione delle polveri e della numerosità delle fonti; concentrazioni più elevate del fondo urbano e del fondo regionale si riscontrano in genere nelle immediate vicinanze di fonti localizzate (strade ad alto traffico, emissioni industriali). Anche i modelli di dispersione degli inquinanti realizzati dal Centro Regionale Modellistica Ambientale dell’ARPA – FVG riferiti all’area studiata e a tutta la regione, per il PM 10 e il biossido di azoto, pur con differenze dovute alle peculiari condizioni meteoclimatiche dell’area sembrano essere abbastanza in linea con questi modelli di dispersione generali.

1. Per la valutazione della qualità dell’aria è necessario utilizzare tre strumenti fondamentali: a) gli inventari delle sorgenti emissive, b) i sistemi di rilevamento (es. le reti di monitoraggio, i mezzi di campionamento etc.), c) i modelli di dispersione degli inquinanti; questo è previsto anche dalla direttiva europea 96/62, relativa alla valutazione e alla gestione della qualità dell’aria, recepita in Italia con il D.Lgs. 351/99. Gli stessi strumenti sono comunque utilizzabili anche per gli altri comparti ambientali (acque sotterranee e superficiali, suolo). Nelle pagine seguenti utilizzeremo i primi due strumenti per valutare la qualità dell’aria nel territorio circostante la Zona Industriale, basandoci sia sui dati raccolti dall’ARPA – FVG Dipartimento di Udine nel ““Progetto per un programma di gestione ambientale della zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco” del novembre 2006, sia su dati raccolti da altre fonti, in modo da inquadrarli in un contesto più ampio. Per quanto riguarda la modellistica simulativa, ovvero i modelli di dispersione degli inquinanti, faremo riferimento ad altre fonti. 2. La tematica della qualità dell’aria, come si affermava in una relazione dell’ARPA FVG relativa allo studio di un’altra zona industriale, e degli altri comparti ambientali (acque superficiali e sotterranee, suolo) può essere affrontata secondo due differenti approcci: analisi delle emissioni o analisi delle immissioni. Nel primo caso si

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tratta di identificare quali sono le sostanze emesse da ogni attività e quantificarle con prelevamenti “a camino” ( escluse le emissioni diffuse) o stimarle mediante gli inventari di emissioni ; nel secondo caso si opera per verificare i livelli di concentrazione dei diversi inquinanti presso i “recettori” cioè nei pressi delle abitazioni poste nelle immediate vicinanze dell’area in esame (e quindi più esposte) per poter rispondere alle domande sulla qualità dell’aria che la popolazione residente respira. Per quanto riguarda la qualità dell’aria, dopo aver raccolto e valutato la documentazione relativa alle emissioni dei diversi insediamenti (autorizzazioni ai sensi del DPR 203/88), in considerazione del fatto che una quota significativa delle sostanze emesse (per le polveri la quota predominante) è costituita dalle emissioni diffuse, cioè da quelle emissioni che sfuggono ai sistemi di captazione e non vengono quindi convogliate al camino, si è proceduto al monitoraggio delle immissioni, cioè alla valutazione della qualità dell’aria ambiente, effettuando dei campionamenti con particolare attenzione al periodo invernale) in cui le condizioni meteorologiche sono sfavorevoli alla dispersione degli inquinanti. Le principali fonti di dati sull’inquinamento ambientale nella zona quindi si possono dividere in due gruppi:

a) Inventari delle sorgenti emissive, Principalmente emissioni in atmosfera, ma anche in altre matrici ambientali. I dati ricavati da queste fonti sono dati qualitativi, e/o quantitativi, ma difficilmente utilizzabili per stimare l’esposizione della popolazione (se non a livello qualitativo per alcuni tipi di inquinanti non misurati nel monitoraggio ambientale o per cercare di stimare l’origine di alcuni inquinanti misurati nel monitoraggio e le quantità emesse ). b) Monitoraggio ambientale, I dati ricavati da questa fonte sono dati di immissione, principalmente in atmosfera, ma anche su altre matrici ambientali, quali acque di falda, acque superficiali, suolo.. Questi dati, anche se incompleti, sono quantitativi, e utili per valutare l’esposizione della popolazione agli inquinanti. Devono essere integrati a modelli di dispersione degli inquinanti, in quanto i punti di rilevamento sono rappresentativi solo di una determinata area. E’ necessario inoltre valutare questi dati assieme ai dati ricavati dagli inventari delle sorgenti emissive (fonti dell’inquinamento, quantità immesse per ciascuna fonte, tipo di inquinanti emessi per ciascuna fonte) per caratterizzare l’inquinamento monitorato e quindi per la gestione della qualità dell’aria c) Modelli di dispersione degli inquinanti

Nel ““Progetto per un programma di gestione ambientale della zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco” del novembre 2006, non vi sono modelli di dispersione degli inquinanti. Comunque con il confronto con dati monitorati in altre aree regionali e basandoci su dati di letteratura è possibile fare alcune considerazioni sulla diffusione degli inquinanti nell’area oggetto di studio. Recentemente Il Centro Regionale Modellistica Ambientale dell’ARPA FVG ha realizzato un modello della dispersione degli inquinanti relativo a tutto l’anno 2005, che copre quindi anche il periodo in cui si è svolto il monitoraggio ambientale

a) Inventari delle sorgenti emissive

a.a) Fonti di dati delle singole attività industriali - Nel Capitolo 2 “Analisi ambientale iniziale” e in particolare nel Capitolo 3 “Attività produttive” della Relazione di fine progetto redatta dall’ARPA per il “Progetto per un programma di gestione ambientale della zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco” del novembre 2006, sono stati raccolti molti dati sulle aziende industriali e artigianali presenti nella Zona Industriale. Tramite questionari sono stati raccolti dati per ogni singola azienda su:l’adozione di certificazioni ambientali (ISO 9000, ISO 14001, EMAS ed altro) il tipo di attività , il numero di addetti, la superficie occupata, le infrastrutture utilizzate (acquedotto fognatura, metanodotto, raccolta pubblica di rifiuti), le fonti energetiche utilizzate (energia elettrica, gasolio, metano o altro), le fonti di

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approvvigionamento idrico (acquedotto, pozzi) e relativi consumi, i processi produttivi presenti nell’azienda, le previsioni di ampliamento con riferimento ai processi produttivi, i mezzi di trasporto utilizzati. Per ogni processo produttivo è stato richiesto alle aziende di impostare un bilancio, qualitativo e di massima, in base a: materie prime utilizzate, prodotti, rifiuti e loro gestione, scarichi dei reflui e emissioni in atmosfera con riferimento alla situazione autorizzativi, valutazione dell’impatto acustico, informazioni sugli autocontrolli ambientali e sulle eventuali emergenze ambientali verificatesi in passato (incendi, sversamenti allagamenti, esplosioni). - Come affermato nel Capitolo 3 della Relazione dell’ARPA, questi dati, integrati con altre informazioni (ad esempio dati sulle autorizzazioni alle emissioni in atmosfera o agli scarichi di acque reflue) acquisite anche con sopralluoghi conoscitivi presso le attività a più rilevante impatto ambientale o più significative, hanno permesso di “individuare le principali criticità e fonti di pressione dell’area” e “impostare i monitoraggi ambientali”. Oltre ai dati raccolti con i questionari altre informazioni, non limitate solo per caratterizzare le emissioni in atmosfera, ma anche in altri comparti ambientali (acque superficiali e sotterranee, suolo) possono essere ricavabili da: - notifiche art. 48/303 (con schede tecniche dei prodotti utilizzati nel ciclo produttivo), - autorizzazioni alle emissioni in atmosfera DPR 203/88 ora D.Lgs 152/06, - concessioni edilizie (con relative schede informative per i pareri igienico sanitari), - classificazioni industrie insalubri ai sensi del art. 216 del TULLSS, - autorizzazioni allo scarico acque reflue, - altre fonti riferite alle singole aziende (registri rifiuti, ecc.) - per aziende di determinate tipologie e dimensioni studi effettuati per Valutazioni di Impatto Ambientale o per Autorizzazioni Integrate Ambientali. - dati relativi a procedimenti di caratterizzazione e bonifica di siti contaminati (se presenti nell’area); La maggior parte di queste fonti sono accessibili, ma non sempre presenti per tutte le Ditte. Inoltre i dati ricavabili riguardano solo determinati anni. Per meglio interpretare i dati emersi nel corso del monitoraggio ambientale utilizzeremo alcune informazioni integrative a quelle già raccolte dall’ARPA. Dato che le maggiori criticità ambientali emerse nel monitoraggio riguardano la matrice aria, le integrazioni riguarderanno le emissioni in atmosfera; si accennerà nell’ultima parte dell’analisi ambientale anche ad alcuni aspetti riguardanti le acque sotterranee, il suolo, e i rifiuti. L’analisi dei dati e delle stime delle emissioni saranno utili per individuare eventuali inquinanti non oggetto di monitoraggio ma di interesse per gli effetti sulla salute, e per capire il contributo che gli inquinanti emessi dalle aziende presenti nella zona industriale al carico di inquinanti complessivo, non limitato all’area di monitoraggio, dato che le polveri fini e gli altri inquinanti emessi hanno una diffusione e rimescolamento in un vasto territorio e rimangono a lungo in sospensione nell’atmosfera, per cui l’inquinamento presente in un’area può originare anche da sorgenti distanti (ad esempio una quota dell’inquinamento è transfrontaliero, proviene da altri stati). Questa analisi è utile anche per un confronto con le emissioni stimate o misurate provenienti da altre fonti (industriali e non, locali, regionali o nazionali) o tipiche per specifiche fonti e con le concentrazioni in atmosfera rilevate in altre zone o tipiche di altre aree (locali, regionali o nazionali o estere). a.b) Emissioni in atmosfera. Le principali fonti di dati sulle emissioni in atmosfera sono:

I. le autorizzazione alle emissioni in atmosfera ai sensi del DPR 203/88 (ora D.Lgs 152/06) II. l’autorizzazione alle emissioni per alcune attività produttive (di determinate tipologie e dimensioni) è

compresa nella Autorizzazione Integrata Ambientale (AIA); III. Alcuni impianti industriali (di determinate tipologie e dimensioni) sono soggetti a “Valutazione di

impatto ambientale”. Se sono presenti emissioni in atmosfera, lo studio di impatto ambientale contiene i dati relativi alle emissioni previste con talvolta anche stime della dispersione degli inquinanti emessi:

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IV. Registro INES (Inventario Nazionale delle Emissioni e loro Sorgenti): contiene informazioni su emissioni in aria (e in acqua) di specifici inquinanti provenienti dai principali settori produttivi e da stabilimenti generalmente di grossa capacità presenti sul territorio nazionale (stabilimenti soggetti ad AIA e con determinate soglie di inquinanti emessi)1

V. Fattori di emissione In base alla tipologia di attività produttive esistono delle stime delle emissioni in atmosfera. Il documento () nel quale sono riportate le stime è EMEP/CORINAIR (CORe INventory of AIR emission) Emission Inventory Guidebook – 2007 Technical report N° 16/2007 , ed è pubblicato dall’EEA (European Environment Agency)(questa è la versione più recente, il progetto è iniziato nel 1995) Anche l’US-EPA (Environmental Protection Agency) ha realizzato un inventario dei fattori di emissione: AP 42, Fifth Edition - Compilation of Air Pollutant Emission Factors, Volume 1: Stationary Point and Area Sources

VI. l’Inventario nazionale delle emissioni VII. Il Catasto delle emissioni

I ) Autorizzazioni alle emissioni in atmosfera: ogni attività industriale che produce emissioni in atmosfera (ai sensi del DPR 203/88 e ora del D.Lgs 152/06) deve avere una autorizzazione dalla Direzione Centrale dell’Ambiente del Friuli Venezia Giulia (ora della Provincia di Udine)nella quale sono specificate concentrazioni e quantità di determinati inquinanti, misurati ai camini al momento dell’autorizzazione. Copie di tali autorizzazioni sono inviate anche all’ARPA, all’ASS, e ai Comuni. Le autorizzazioni contengono le concentrazioni massime ammesse di determinati inquinanti ai punti di emissione ed eventuali prescrizioni sui sistemi di abbattimento. In genere è previsto, che venga effettuato un controllo, anche analitico, del rispetto delle concentrazioni ai camini e delle prescrizioni contenute nell’autorizzazione, in condizioni di massimo esercizio dell’attività industriale o artigianale che produce l’emissione In caso di mancato rispetto, può essere diffidata o sospesa l’attività industriale. Per alcune attività di minore entità o è prevista una autorizzazione a carattere generale2. Nella zona industriale tramite i questionari l’ARPA ha censito 42 attività produttive e altre 44 in zone esterne alla zona industriale ma nelle vicinanze della stessa e all’interno dell’area di studio (figura 1); le aziende sono

1 Il Registro INES è aggiornato annualmente e sono disponibili le informazioni relative agli anni 2002, 2003, 2004 e 2005. Riferimenti

normativi sono disponibili su "Documentazione". Per la consultazione del Registro INES accedere a "Registro INES". I dati relativi all'anno 2006 sono disponibili in forma di foglio di calcolo: dati_Registro_INES_2006.xls La Dichiarazione INES è il processo di raccolta delle informazioni per l'aggiornamento del Registro INES che si svolge annualmente a livello nazionale. Per la compilazione della Dichiarazione INES accedere alla pagina "Dichiarazione INES". Oltre al registro INES esiste anche Il Registro EPER, analogamente al Registro INES, contiene informazioni provenienti dai principali settori produttivi e da stabilimenti generalmente di grossa capacità presenti nei paesi membri della comunità europea e in altri paesi aderenti all'iniziativa. L'aggiornamento delle informazioni è triennale. L'anno di riferimento delle informazioni contenute nel Registro EPER è, attualmente, il 2000 o 2001 o 2002 e il 2004. Le informazioni relative all'Italia attualmente disponibili sono riferite al 2002 e al 2004. INES (Inventario Nazionale delle Emissioni e loro Sorgenti) EPER (European Pollutant Emission Register) sono registri integrati nati nell'ambito della direttiva 96/61/CE, meglio nota come direttiva IPPC (Integrated Pollution Prevention and Control). Essi sono il risultato di un approccio integrato alla gestione ambientale che coinvolge i governi, le industrie e il pubblico e dà la possibilità a quest'ultimo di esercitare il proprio diritto di accesso ad informazioni ambientali in maniera semplice attraverso la moderna tecnologia ’2Alcune attività sono incluse nell’elenco degli impianti ed attività in deroga di cui alla PARTE II dell’Allegato IV alla PARTE V del D.Lgs.

152/06, per i quali l’autorità competente – la Provincia – deve adottare autorizzazioni di carattere generale; L’elenco degli impianti ed attivita’ in deroga 1 Riparazione e verniciatura di carrozzerie di autoveicoli, mezzi e macchine agricole con utilizzo di impianti a ciclo aperto e utilizzo complessivo di prodotti vernicianti pronti all'uso giornaliero massimo complessivo non superiore a 20 kg; 2 Produzione di mobili, oggetti, imballaggi, prodotti semifiniti in materiale a base di legno con utilizzo giornaliero massimo complessivo di materie prime non superiore a 2000 kg; 3 Verniciatura, laccatura, doratura di mobili ed altri oggetti in legno con consumo massimo teorico di solvente non superiore a 15 tonnellate/anno;Saldatura di oggetti e superfici metalliche; 4 Pulizia a secco di tessuti e pellami, escluse le pellicce, e pulitintolavanderie a ciclo chiuso; 5 Verniciatura di oggetti vari in metallo con utilizzo complessivo di prodotti vernicianti pronti all’uso non superiore a 50 kg/giorno;

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state distinte in base alla classificazione delle attività economiche ISTAT (Ateco 20023). La seguente tabella indica la ripartizione delle diverse attività e la figura la loro localizzazione

Sezioni Sotto sezioni

Zona Industriale

Esterne Totale per classe

DA Industrie alimentari, delle bevande e del tabacco - 1 1

DD Industria del legno e dei prodotti in legno 9 7 16

DI Fabbricazione di prodotti della lavorazione di minerali non metalliferi

1 - 1

DJ Metallurgia, fabbricazione di prodotti in metallo 11 5 16

DK Fabbricazione di macchine ed apparecchi meccanici 2 - 2

DL Fabbricazione di macchine elettriche ed apparecchiature elettriche, elettroniche ed ottiche

1 - 1

DN Altre industrie manifatturiere 7 9 16

DD-DN

* 1 5 6

DK-DL

* 1 1

D

DI-DJ

* 1 - 1

F F Costruzioni - 1 1

G G Commercio all’ingrosso e al dettaglio; riparazione di autoveicoli, di motocicli, di beni personali e per la casa.

5 15 20

DD-G

* - 1 1

DD-F

* 2 - 2

DK-F * 1 - 1

Totale 42 44 86

*realtà riferibili a più sottosezioni

3 Classificazione delle attività economiche (ISTAT – Roma: ISTAT. Ateco 2002 – P. 392 (*Metodi e Norme) N.Inv.:MM37735 USM ISTA

2003

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Figura 1)

I punti in rosso indicano le attività produttive Sempre sulla base delle dichiarazioni rese dalle ditte nei questionari e delle copie delle autorizzazioni alle emissioni in atmosfera acquisite dall’ARPA presso la Direzione Centrale dell’Ambiente della Regione Friuli Venezia Giulia si è effettuato un censimento delle emissioni “Il 51% della attività insediate ha presentato domanda di autorizzazione alle emissioni in atmosfera ai sensi del DPR 203/88 e il restante 49% non ha emissioni significative ai sensi del suddetto decreto e quindi non necessitano di autorizzazione” La maggior parte delle attività autorizzate o in corso di autorizzazione (54%) sono più addensate all’interno della Zona Industriale e quindi più lontano dai centri abitati: Fra le aziende con autorizzazione sono stati individuati settori produttivi prevalenti : il metalmeccanico (25%) e il settore del legno (64%) in particolare emissioni da impianti di aspirazione polveri e verniciatura. Sulla base dei dati raccolti sono state individuate alcune categorie di inquinanti sui quali si è focalizzato il monitoraggio dell’ARPA. “I dati a disposizione non hanno consentito un bilancio complessivo delle emissioni in atmosfera da fonti puntuali (impianti) ”, ma hanno appunto reso possibile individuare le seguenti categorie principali d’inquinanti, relativamente alle quali si riportano integralmente le considerazioni dell’ARPA, contenute nel Capitolo 3 “Attività produttive” della Relazione di fine progetto redatta dall’ARPA per il “Progetto per un programma di gestione ambientale della zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco” del novembre 2006: Polveri: “Gli insediamenti che risultano autorizzati all’emissione di polveri sono 44 e sono legati ad attività di lavorazione del legno (64%) e metalmeccaniche (25%). L’insediamento più significativo della Zona industriale risulta essere un’acciaieria nella quale l’emissione più consistente e a maggior impatto si identifica nelle polveri che sì originano nelle diverse fasi del ciclo fusorio, polveri che spesso fuoriescono dallo stabilimento come emissioni diffuse.

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Oltre alla quantificazione delle polveri riveste notevole importanza dal punto di vista sanitario il contenuto di particolari metalli nelle polveri stesse. Per tali motivazioni, nell’impostazione del monitoraggio, si è provveduto a determinare la concentrazione delle polveri presenti nell’aria ambiente (in particolare la frazione PM10) e, sulle polveri totali campionate, sono stati ricercati quei metalli che derivano dalla specifica attività produttiva (ferro, manganese, piombo, cadmio, nichel, cromo, zinco e vanadio) oltre all’arsenico pure presente.” Composti Organici Volatili: “Fra tutti i possibili composti utilizzati nell’industria come solventi, l’attenzione si è focalizzata su alcune sostanze della famiglia degli “aromatici” quali benzene, toluene, etilbenzene e xileni per la presenza nell’area di riferimento di alcune attività che utilizzano questi composti nei propri processi produttivi. L’origine di queste emissioni è legata soprattutto ad attività di verniciatura sia nel settore legno, che in aziende metalmeccaniche e in autofficine. Gli insediamenti che risultano autorizzati all’emissione di COV sono 21 e sono legati principalmente ad attività di lavorazione del legno (48%) e metalmeccaniche (28%). È opportuno sottolineare che le emissione di Composti Organici Volatili sono legate anche ad altre fonti, quali il settore trasporti.” Altri inquinanti: “Si sono individuati tra le altre sostanze emesse dalle attività esaminate i seguenti composti: — Biossido di zolfo; — Ossidi di azoto; — Monossido di carbonio. Tutti questi inquinanti sono legati a processi di combustione e derivano quindi, oltre che dal traffico auto veicolare, da qualsiasi tipo di impianto termico (sia per riscaldamento civile che per uso industriale): ne consegue che tutte le aziende presenti contribuiscono, anche se in misura differente, all’emissione di questi composti”. I principali limiti di questa fonte di dati sono i seguenti: - I dati di emissione autorizzati sono quantitativi (come concentrazione e portata al camino) e riguardano i singoli punti di emissione; per un calcolo delle emissioni complessive vanno sommati tutti i punti di emissione che per certe attività possono essere parecchie decine - Le concentrazioni di inquinanti sono spesso quelle previste al momento della prima autorizzazione, o in caso di modifiche impiantistiche o del ciclo produttivo di una nuova autorizzazione, ma non tengono conto di variazioni quantitative della produzione nel tempo. Inoltre le concentrazioni autorizzate non vengono sempre controllate nella fase di esercizio degli impianti. - Gli inquinanti dei quali sono autorizzate le emissioni sono in molti casi raggruppati per grandi categorie (ad esempio polveri totali in mg per metro cubo; ciò è utile per i controlli ma non sempre valido dal punto di vista tossicologico) o per classi tossicologiche - Nelle autorizzazioni le emissioni devono rispettare dei limiti stabiliti dalla normativa (D.Lgs 152/06 e prima DPR 203/88)4 e delle prescrizioni, ma non si tiene in genere conto del carico complessivo di inquinamento che più emissioni presenti nella stessa area vanno a determinare, tranne che nel caso grandi impianti produttivi soggetti ad autorizzazione ambientale integrata per i quali i limiti possono essere più severi o a valutazione di impatto ambientale nel qual caso spesso viene presentato un o studio apposito che stima la dispersione degli inquinanti nell’area dell’insediamento.

4 Dlgs 152/06 Art.271.Valori limite di emissione e prescrizioni. 1. L'Allegato I alla parte quinta del presente decreto stabilisce i valori

limite di emissione, con l'indicazione di un valore massimo e di un valore minimo, e le prescrizioni per l'esercìzio degli impianti anteriori al 1988 e di tutti gli impianti di cui all'articolo 269, comma 14, eccettuati quelli di cui alla lettera d). I valori limite di emissione e le prescrizioni stabiliti nell'Allegato I si applicano agli impianti nuovi e agli impianti anteriori al 2006 esclusivamente nei casi espressamente previsti da tale Allegato. L'Allegato V alla parte quinta del presente decreto stabilisce apposite prescrizioni per le emissioni di polveri provenienti da attività di produzione, manipolazione, trasporto, carico, scarico o stoccaggio di materiali polverulenti e per le emissioni in forma di gas o vapore derivanti da attività di lavorazione, trasporto, travaso e stoccaggio di sostanze organiche liquide.

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- Anche5 in alcune zone o agglomerati nei quali: a) i livelli di uno o più inquinanti eccedono il valore limite aumentato del margine di tolleranza; b) i livelli di uno o più inquinanti sono compresi tra il valore limite ed il valore limite aumentato del margine di tolleranza. possono essere stabiliti dalle Regioni dei limiti più restrittivi nell’ambito di specifici piani. In Regione Friuli Venezia Giulia la ripartizione delle competenze (tra Regione, Province, Comuni ed ARPA) per la definizione dei piani di miglioramento di qualità dell’aria è regolamentata nella L.R.16 del 18.06.2007 “Norme in materia di tutela dall’inquinamento atmosferico e dall’inquinamento acustico”. Esiste già un Piano d’azione per il contenimento e la prevenzione degli episodi acuti di inquinamento atmosferico” approvato con il DGR 421 dd. 4.3.2005 della Regione Friuli Venezia Giulia, in tale documento sono state individuate anche alcune zone industriali fra cui la “zona industriale udinese (ZIU) per la quale, nel 2004 sono stati evidenziati vari superamenti del limite fissato per le polveri sottili”6 - Le autorizzazioni riguardano le emissioni convogliate e non le emissioni diffuse., che quantitativamente è in alcuni casi (come l’acciaieria sopraccitata) la maggior fonte di inquinamento atmosferico nell’area (in altre acciaierie studiate, ad esempio, prima dei lavori di segregazione di uno dei forni elettrici, il rapporto quantitativo stimato fra emissioni diffuse e emissioni convogliate era di 10 a 1.) Inoltre le emissioni diffuse hanno un raggio di ricaduta più corto, che quindi interessa maggiormente le frazioni vicine alla ZIU interessate dallo studio. - Alcune tipologie di attività industriali che producono emissioni (attività a basso impatto), che possono essere numerose,(e quindi quantitativamente non trascurabili) non sono soggette a questo tipo di autorizzazioni. - Sono poi escluse tutte le emissioni non industriali: da traffico, domestiche, ecc. Solo con il catasto delle emissioni, i dati quantitativi singoli possono essere aggregati, in modo da avere un quadro generale della situazione. Alcune simulazioni realizzate sulla base di questa fonte di dati sarebbero possibili; anche l’ARPA ha in via di attuazione il catasto delle emissioni (che però ha la finalità di calcolare le emissioni complessive a scala maggiore, regionale e/o provinciale). Inoltre può comunque essere utile

5 Dlgs 152/06 Art.271 . 4 I piani e i programmi previsti dall'articolo 8 del decreto legislativo 4 agosto 1999, n. 351, e dall'articolo 3 del

decreto legislativo 21 maggio 2004, n. 183, possono stabilire valori limite di emissione e prescrizioni, anche inerenti le condizioni di costruzione o di esercizio dell'impianto, più severi di quelli fissati dall'Allegato I alla parte quinta del presente decreto e dalla normativa di cui al comma 3 purché ciò risulti necessario al conseguimento del valori limite e dei valori bersaglio di qualità dell'aria. Fino all'emanazione di tali piani e programmi, continuano ad applicarsi i valori limite di emissione e le prescrizioni contenuti nei piani adottati ai sensi dell'articolo 4 del decreto del Presidente della Repubblica 24 maggio 1988, n. 203 6 Da DGR 421 dd 4.3.2005 ZONIZZAZIONE. Individuazione delle Zone di Piano. La valutazione della qualità dell’aria a scala locale su tutto

il territorio regionale, e la successiva zonizzazione, è stata effettuata basandosi in primo luogo sui risultati del monitoraggio della qualità dell’aria rilevato dalla rete di monitoraggio dell’ARPA ed integrando questi ultimi con una metodologia innovativa che sulla base di elaborazioni statistiche e modellistiche porta ad una stima delle concentrazioni di inquinanti dell’aria su tutto il territorio della regione. La zonizzazione individuata potrà essere modificata sulla base di nuovi dati acquisiti ed in particolare sul ripetersi di situazioni di episodi acuti di inquinamento atmosferico. Una particolare attenzione verrà posta relativamente alla zona industriale udinese (ZIU) per la quale, nel 2004, sono stati evidenziati vari superamenti del limite fissato per le polveri sottili. A conclusione delle indagini attualmente in corso e dopo l’acquisizione delle stazioni di monitoraggio da parte dell’ARPA si valuterà l’opportunità di inserire tale area fra le zone di piano. Sulla base delle precedenti osservazioni sono state individuate le seguenti Zone di Piano:

Zona Comune Inquinanti

Area triestina Trieste NO2 – PM10

Area udinese Udine NO2 – PM10

Area pordenonese Pordenone – Porcia - Cordenons NO2 – PM10

Area goriziana Gorizia NO2 – PM10

Area monfalconese Monfalcone NO2 – PM10

Autorità competenti alla gestione delle situazioni di rischio sono i Sindaci dei Comuni compresi nella Zona di Piano in cui si è manifestato il superamento dei limiti fissati dalla normativa. I Comuni compresi nelle Zone di Piano determinate al paragrafo precedente elaborano il Piani di Azione Comunale (PAC). Nel caso la Zona interessi due o più comuni, i relativi PAC devono essere concordati fra le relative Amministrazioni. In caso di inerzia dei Comuni, le misure stabilite nel PAC possono venire assunte dalla Regione ai sensi della normativa vigente. La zonizzazione identificata nel DGR 421 è stata recentemente modificata con “Proposta di piano regionale di miglioramento della qualità dell’aria” Allegato 1 alla delibera n. 1783 d.d. 30 luglio 2009.

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incrociare questo tipo di dati con quelli del monitoraggio ambientale, eventualmente per controllare che non vi siano alcuni inquinanti presenti nelle emissioni, non monitorati nell’ambiente.

II) Autorizzazioni ambientali integrate

Un’altra fonte di dati sulle emissioni sono le stime o misure delle emissioni effettuate per ottenere l’autorizzazione ambientale integrata e i decreti autorizzativi per le attività autorizzate. Questo tipo di autorizzazione è richiesto ai sensi del D.Leg. 59/2005, per alcune attività produttive di determinate categorie e dimensioni Nella zona industriale queste attività industriali sono tre e nelle pagine seguenti riportiamo alcuni passi dei rapporti non tecnici realizzati dalle ditte in questione e alcune considerazioni ACCIAIERIA FONDERIA CIVIDALE S.p.A. Sede Operativa: Via delle Industrie - 40 33043 Cividale del Friuli (UD). L’ impianto produttivo rientrante nella categoria di attività individuata al punto 2.4 dell'allegato 1 del D. Leg. 59/2005 in quanto fonderia di metalli ferrosi con una capacità di produzione superiore a 20 tonnellate al giorno. Le principali produzioni dell'acciaieria sono costituite da: fusioni in acciaio, fusioni in ghisa e lingotti in acciaio. Le materie prime principali che vengono utilizzate sono costituite da rottami di ferro, ferroleghe, sabbie di silice e/o cromite, agglomerate con resine e catalizzatori per conferire alla forma l’impronta del manufatto da produrre. Il ciclo produttivo è organizzato nei seguenti reparti/luoghi di lavoro: - Modelleria - Formatura - Acciaieria - Sterratura . Taglio Acciai - Servizi - Manutenzione - Controllo qualità e collaudo L.acciaieria presenta alla data odierna 16 punti di emissione in atmosfera autorizzati dagli enti preposti. Il primo punto ad essere stato autorizzato è il camino n. E9 (in planimetria) relativo ad un forno di trattamento termico (delibera n.1410 del 29/03/1993 dalla Regione Autonoma Friuli Venezia Giulia). Sono state poi concesse altre tre autorizzazioni per i camini n. E30-E31-E32-E33 relativi all’impianto di recupero terre e agli sfiati dei filtri dei silos per lo stoccaggio delle sabbie (delibera n.3709 del 01/09/1994). Successivamente sono stati autorizzati i camini n. E1-E3-E4-E7-E16-E17-E18- E25-E26-E27 relativi ai forni fusori, a due forni per il trattamento termico dell’acciaio, un forno per l’impianto di recupero terre, una taglia mattoni e tre filtri dei silos (delibera n.660 del 16/2/1996). Infine è stata concessa l’autorizzazione per il camino E34 di un forno di trattamento termico, emessa in data 30/3/2001 con delibera n. 985. Analisi delle emissioni in atmosfera attive Questa valutazione prende in esame i punti di emissione esistenti attivi. L’obiettivo è di valutare la quantità delle sostanze inquinanti per evidenziare l’eventuale apporto sulla qualità dell’aria degli elementi provenienti dai punti di emissione degli impianti produttivi e, come ultima analisi la verifica del rispetto dei limiti normativi. Le analisi vengono effettuate con frequenza trimestrale, semestrale oppure annuale, a seconda delle indicazioni legislative, e vengono presi a riferimento per l’indagine, le caratteristiche chimicho-analitiche delle sostanze inquinanti emesse: polveri inerti in sospensione, cromo, piombo, manganese, nichel, silice libera cristallina, ossigeno e ossidi di azoto. Vengono inoltre evidenziate le caratteristiche costruttive-funzionali di ciascun punto di emissione in termini di portata e di temperatura di emissione dei camini. Le valutazioni mettono in evidenza: " Il rispetto continuo dei limiti previsti all’interno delle autorizzazioni rilasciate dall’ente preposto”. " I valori che risultano dalle analisi eseguite, sono inferiori a quelli consentiti dalle attuali normative di riferimento (limiti per la qualità dell’aria) ”.

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COMPAGNIA GENERALE DELL’ALLUMINIO S.p.A. Sede Operativa: Via delle Industrie, 22 33043 Cividale del Friuli UDINE L’impianto rientra nella categoria di attività individuata al punto 2.4 dell’Allegato 1 del D.Lgs. 59/2005 in quanto fonderia di metalli non ferrosi con una capacità di produzione superiore a 20tonnellate al giorno. Le principali produzioni dell’azienda sono costituite da: fusione di Alluminio, Laminazione coils, (dove vengono tagliati i coils in semicoils), Laminazione Roll-Bond (spianatura, lavaggio, asciugatura, spazzolatura di una sola superficie, spezzonatura in quadrotti dei coils), Formazione sandwiches (il quadrotto viene serigrafato, essiccato, accoppiato con quadrotto non serigrafato e laminato prima a caldo e poi a freddo), Ricottura, Gonfiaggio (della lastra laminata e ricotta), Finitura meccanica ( cesoiatura, tranciatura e saldatura) da aziende esterne e Verniciatura. La materia prima utilizzata è l'Alluminio, per lo più al 99,7% (saltuariamente al 99,5%) assieme a pani di Magnesio e Borotitanio in Vergella (utilizzati come additivi leganti nella fase di fusione). Il ciclo produttivo è organizzato nei seguenti reparti/luoghi di lavoro: - Fonderia e Colata continua - Laminazione Roll-Bond - Ricottura - Gonfiaggio - Verniciatura La ditta Compagnia Generale Alluminio spa presenta alla data odierna i punti di emissione di seguito riportati e autorizzati dalla Giunta Regionale: E2 Laminatoio LAG; E3/1, E3/2, E3/3 Forni fusori e attesa; E4 Bancale pesate Laminate E5 Laminatoio MINO; E10 Sala preparazione filiere; E13/1, E13/2 Spazzolatrici linea RB; E16/1, E16/2 Aspirazione fumi sgrassaggio linea; E17 Aspirazione fumi Schlatter; E19 Aspirazione fumi sgrassaggio vernici; E22 Ciclone cabina verniciatura;E25 Saldatura COILS colati UD/INAT/1221/1 Delibera n° 3626. E26 Saldatrice pannelli UB Voltura del 4/4/02 Delibera n° 883 Aut: UD/INAT/1089 Delibera n° 3679 Analisi delle emissioni in atmosfera attive La valutazione prende in esame i punti di emissione attivi, con l’obiettivo di valutare la quantità delle sostanze inquinanti per evidenziare l’eventuale apporto sulla qualità dell’aria degli elementi provenienti dai punti di emissione degli impianti produttivi e la verifica del rispetto dei limiti normativi. Le analisi vengono effettuate con frequenza annuale come previsto dalle autorizzazioni. Vengono riportate inoltre le caratteristiche costruttive funzionali di ciascun punto di emissione dei camini. Le valutazioni mettono in evidenza: Il rispetto dei limiti previsti all'interno delle autorizzazioni rilasciate dall'ente preposto. I valori che risultano dalle analisi eseguite, sono inferiori a quelli consentiti dalle attuali normative di riferimento (limiti per la qualità dell’aria). FABER INDUSTRIE S.p.A. Via dell’Industria n° 23 33043 Cividale del Friuli (UD) L’attività è soggetta ad A.I.A. in quanto rientra nelle categorie individuate al punto 2.6 dell’allegato 1 al D.Lgs. 59 del 18/02/2005 ”Impianti per il trattamento di superficie di metalli e materie plastiche mediante processi elettrolitici o chimici qualora le vasche destinate al trattamento utilizzate abbiano un volume superiore a 30 m3”. E’ composta da 3 stabilimenti Faber 1 Via dell’Industria, 23 - Faber 2 Via del Commercio, 5-7 - Faber 3 Via dell’Industria, 64 – tutti in comune di Cividale del Friuli (UD). L’AIA ha avuto una integrazione per modifiche sostanziali correlate all’ampliamento del sito produttivo Faber3. L’AIA si è conclusa con un decreto di autorizzazione n 148 ALP.10/AIA/19 e ALP.10/AIA/86 del 6.2.2009 della Direzione Centrale Ambiente e Lavori Pubblici della Regione Friuli Venezia Giulia Negli stabilimenti Faber si effettuano le lavorazioni per la costruzione del prodotto finito ovvero bombole per gas compressi e liquefatti. I processi produttivi realizzati negli stabilimenti sono uguali. Le lavorazioni, i macchinari e gli impianti si differenziano solamente per la dimensione del prodotto da realizzare. Partendo dai dischi in lamiera, il

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processo produttivo si sviluppa sino ad arrivare al prodotto finito; inizia dal trattamento termico di ricottura seguito dalla preparazione superficiale del materiale ferroso, la fosfatazione. Segue la deformazione a freddo del disco. La lamiera piana è pressata fino a formare un cilindro. Dopo ogni processo di deformazione a freddo il semilavorato deve essere trattato termicamente per eliminare gli stress residui conseguenti alla deformazione. Il processo prosegue con la sabbiatura del semilavorato e con la formazione a caldo dell’ogiva dove appositi rulli brandeggianti traslano il materiale fino ad ottenere la chiusura completa della bombola. Seguono il trattamento termico di bonifica, le lavorazioni meccaniche, i controlli di qualità e le finiture. Le emissioni in atmosfera dei siti produttivi Faber sono tutte autorizzate dalla regione Friuli Venezia-Giulia con diverse delibere rilasciate nel corso degli anni. Tutte le delibere sono recentemente state unificate dalla stessa regione in un unico decreto autorizzativo n° ALP.10 - 2662 – UD/INAT/577/8 del 14/11/2006. Il monitoraggio delle emissioni è eseguito da un laboratorio esterno accreditato con cadenza annuale come definito dal decreto autorizzativo. Le analisi effettuate evidenziano le caratteristiche costruttive/funzionali di ciascun punto di emissione. I metodi di prova sono conformi alle normative di riferimento UNI 10619:2001, UNI EN 13284-1:2003, UNI EN 13649:2002. Gli impianti di sabbiatura e di taglio al plasma sono dotati di sistemi di abbattimento delle polveri. Il flusso di aria prima di essere espulso passa sulle cartucce filtranti (10 ÷ 18 a seconda delle portate) con il relativo assorbimento delle polveri. Il principio è il seguente: i gas carichi di polvere entrano nel filtro dove incontrano le cartucce filtranti. Le cartucce trattengono la polvere e rilasciano solo il gas. Le cartucce sono ripulite automaticamente con un getto di aria in controlavaggio che fanno ricadere le polveri nel punto di raccolta del sistema di abbattimento. III) Valutazioni di impatto ambientale

Nella zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco non risultano mai effettuati studi di impatto ambientale.

IV) Registro INES (Inventario Nazionale Emissioni in Atmosfera e loro Sorgenti)

Va subito anticipato che non esistono nella zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco attività industriali che abbiano presentato documentazione per il registro INES.

V) Fattori di emissione –Linee guida per l’ inventario delle emissioni EMEP/CORINAIR 2007

Un’altra fonte possibile di informazioni, dalla quale nel caso allo studio si possono ricavare dati qualitativi, potrebbero essere i fattori di emissione riportati nelle linee guida per gli ’inventari delle emissioni EMEP/CORINAIR 2007. In queste linee guida sono riportati gli inquinanti e le quantità degli stessi presenti nelle emissioni in atmosfera prodotte da varie attività industriali e non. Incrociando questi dati con l’elenco delle attività produttive esistenti sui territori comunali è quindi possibile avere un quadro delle emissioni presenti nell’area oggetto di studio.

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INQUINANTE FATTORE DI EMISSIONE

UNITA' DI MISURA

INFORMAZIONI AGGIUNTIVE

FONTE

Benzene 0,01 kg/ Mg prodotto Dato sia per sorgenti puntuali che areali

EPA (U.S. Environmental Protection Agency)

Metano 0,01 kg/ Mg prodotto “ “

EIPPCB (European Integrated Pollution Prevention and Control Bureau)

Composti Organici Volatili non metanici

0,04 kg/ Mg prodotto “ “ EIPPCB

Selenio 0,05 g/ Mg prodotto “ “ EMEP-CORINAIR

Arsenico 0,0575 g/ Mg prodotto “ “ EMEP-CORINAIR

Cadmio 0,07 g/ Mg prodotto “ “ EMEP-CORINAIR

Ossidi di zolfo 0,08 kg/ Mg prodotto “ “ EIPPCB

Nichel 0,11 g/ Mg prodotto “ “ EMEP-CORINAIR

Ossidi di azoto 0,13 kg/ Mg prodotto “ “ EIPPCB

Mercurio 0,15 g/ Mg prodotto “ “ EMEP-CORINAIR

Cromo 0,3 g/ Mg prodotto “ “ EMEP-CORINAIR

Piombo 0,37 g/ Mg prodotto “ “ EMEP-CORINAIR

Rame 0,5 g/ Mg prodotto “ “ EMEP-CORINAIR

Monossido di carbonio 1,25 kg/ Mg prodotto “ “ EIPPCB (

INQUINANTE 130 g/ Mg prodotto “ “ EIPPCB

Diossina 2 microgTEQ/ t EMEP-CORINAIR

Zinco 6 g/ Mg prodotto “ “ EMEP-CORINAIR

Biossido di carbonio 8,5 kg/ Mg prodotto “ “ CITEPA (Centre Interprofessionel Technique d'Etudes de la Pollution Atmospherique)

Fattori di emissione da forni elettrici di acciaieria


UNITA' DI MISURA INFORMAZIONI AGGIUNTIVE

FONTE


0,02 kg/ Mg prodotto Dato sia per sorgenti puntuali che areali

CORINAIR

Metano 0,18 kg/ Mg prodotto “ “ CORINAIR

Particolato fine 108 g/ Mg prodotto “ “ Azienda ILVA(c.p.)

Fattori di emissione caricamento forni

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INQUINANTI FATTORE DI EMISSIONE


FONTE


0,09 kg/ Mg prodotto Dato sia per sorgent i puntuali che areali

EMEP-CORINAIR

Ossidi di zolfo 0,125 kg/ Mg prodotto EMEP-CORINAIR

Cadmio 0,14 g/ Mg prodotto EMEP-CORINAIR

Ossidi di azoto 0,16 kg/ Mg prodotto Dato sia per sorgenti puntuali che areali

EMEP-CORINAIR

Arsenico 0,3 g/ Mg prodotto EMEP-CORINAIR

Nichel 0,5 g/ Mg prodotto EMEP-CORINAIR

Cromo 1,1 g/ Mg prodotto EMEP-CORINAIR

Biossido di carbonio 140 kg/ Mg prodotto Dato sia per sorgenti puntuali che areali

EMEP-CORINAIR

Zinco 5 g/ Mg prodotto EMEP-CORINAIR

Particolato fine 6000 g/ Mg prodotto Dato sia per sorgenti puntuali che areali


Piombo 7,2 g/ Mg prodotto EMEP-CORINAIR

Monossido di carbonio


EMEP-CORINAIR

Fattori di emissione fonderie di ghisa e acciaio



FONTE

Ossidi di azoto 0,4 kg/ Mg prodotto Dato sia per sorgenti puntuali che areali

CITEPA (Centre Interprofessionel Technique d'Etudes de la Pollution Atmospherique)

Ossidi di zolfo 1,3 kg/ Mg prodotto Dato sia per sorgenti puntuali che areali

CITEPA

Diossina 2 microgTEQ/ t EMEP-CORINAIR

Particolato fine 335 g/ Mg prodotto Dato sia per sorgenti puntuali che areali



5 kg/ Mg prodotto Dato sia per sorgenti puntuali che areali

CITEPA

Biossido di carbonio


CITEPA

Fattori di emissione produzione alluminio di seconda fusione

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FONTE

Biossido di carbonio 3,117 g/ Mg prodotto IPCC (Intergovernmental Panel on Climate Change)


410000 g/ Mg prodotto Professione Verniciatore del legno

Benzene 820 g/ Mg prodotto Calcolato in base a DM n.711

APAT (Agenzia Nazionale Protezione Ambiente e Servizi Tecnici)

Fattori di emissione verniciatura legno Dall’esame dei vari dati o stime di emissione raccolti nelle pagine precedenti si evidenzia che alcuni inquinanti non sono stati monitorati (ad esempio la diossina, il rame, il metano). Ciò è normale in quanto le emissioni di molti inquinanti sono correlate tra loro e non è necessario misurarli tutti: generalmente ne vengono scelti alcuni come indicatori dell’inquinamento. Per la valutazione dell’esposizione e dei possibili effetti sanitari correlati con l’esposizione considereremo comunque la presenza di tutti i possibili inquinanti, anche quelli non monitorati. Peraltro molti effetti sono comuni per l’esposizione a diversi inquinanti. VI) Inventario nazionale delle emissioni “Per quanto riguarda la valutazione e gestione della qualità dell'aria il D.Lgs.351/99 prevede l’utilizzo di tre strumenti fondamentali: sistemi di rilevamento (reti di monitoraggio, mezzi mobili, campionatori attivi/passivi), inventario delle sorgenti emissive (disaggregato per aree e tipologie di sorgenti) e modelli di dispersione degli inquinanti. In questo contesto, pertanto, gli inventari delle emissioni sono uno strumento essenziale per la gestione della qualità dell’aria, in quanto identificano le fonti territoriali causa dell’inquinamento atmosferico. Con il decreto 261/02 vengono definiti nel dettaglio i criteri per l'elaborazione dei piani e programmi di azione e specificati gli elementi conoscitivi necessari per l'elaborazione di tali piani, in particolar modo nell'allegato 2 sono riportati i criteri per la redazione degli inventari locali.”

CONTAMINANTE UM 1990 1995 2000 2005

Ossidi di azoto (NO+NO2) Mg 124,22 150,25 187,58 251,78

Composti organici volatili non metanici Mg 119,25 144,24 180,08 241,71

Metano Mg 29,81 36,06 45,02 60,43

Monossido di carbonio Mg 1242,22 1502,54 1875,78 2517,84

Diossido di carbonio (anidride carbonica) Mg 34812,05 42107,21 52566,97 70559,84

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CONTAMINANTE UM 1990 1995 2000 2005

Particolato (< 10 micron) Mg 129,19 156,26 186,08 249,77

Particolato (< 2.5 micron) Mg 103,35 125,01 148,86 199,82

Arsenico kg 57,14 69,12

Cadmio kg 69,56 84,14 75,03 100,71

Cromo kg 421,36 509,66 636,27 854,05

Rame kg 496,89 601,02 450,19 604,28

Mercurio kg 149,07 180,30 225,09 302,14

Nichel kg 193,79 234,40 292,62 392,78

Piombo kg 3428,53 4147,01 5177,16 6949,23

Selenio kg 49,69 60,10 75,03 100,71

Zinco kg 31800,90 38465,05 48020,07 64456,61

Diossine e furani g (teq) 4,42 5,35 6,68 8,96

Idrocarburi policiclici aromatici (IPA) kg 1,89 2,28 2,85 3,83

Benzene Mg 1,37 1,66 2,07 2,78

I dati dell’inventario nazionale delle emissioni sono disaggregati per inquinante e a livello provinciale. E’ utile per avere un quadro più ampio di quello limitato alla sola Zona Industriale, vedere come sono ripartite le emissioni da varie fonti dei principali inquinanti a livello provinciale. Questo è importante dato che gli inquinanti emessi dalle diverse fonti si diffondono in aree molto vaste, come verrà spiegato più ampiamente nei successivi capitoli. Riportiamo nelle pagine seguenti la ripartizione e l’andamento delle emissioni in Provincia di Udine dal 1990 al 2005, dei principali inquinanti con alcune caratteristiche degli stessi, ricavate dalla letteratura; alcune informazioni saranno in parte ripetute nella parte dedicata alla valutazione dei dati di monitoraggio. Gli ossidi di azoto che contribuiscono all’inquinamento atmosferico sono il monossido di azoto (NO) e il biossido di azoto (NO2). La principale sorgente di emissione è la combustione nei motori degli autoveicoli e, in ordine decrescente, da diesel pesanti, autoveicoli a benzina, diesel leggeri e autoveicoli catalizzati. Altre fonti riconducibili ad attività umane sono gli impianti di riscaldamento e gli impianti industriali. Gli ossidi di azoto

sono inoltre molto importanti in quanto sono precursori delle polveri (assieme agli ossidi di zolfo,gli ossidi di azoto formano i nuclei delle polveri ultrafini). Alti livelli di biossido di azoto, combinati con le polveri ultrafini e altri ossidanti, sono divenuti il maggior problema dell’inquinamento atmosferico nelle aree urbane in tutto il mondo. Gli ossidi di azoto sono poi uno dei maggiori componenti della miscela di inquinanti comunemente indicata con il nome di “smog fotochimico” Gli ossidi di azoto si formano per reazione chimica in aria a partire dall’azoto atmosferico che viene ossidato a NO2 e NO. La maggior parte dell’NO reagisce spontaneamente con l’ossigeno dell’aria per dare l’NO2; per questo motivo si misura il biossido di azoto come indice dell’inquinamento dell’aria da ossidi di azoto. Il biossido di azoto è un gas tossico di colore giallo-rosso, dall’odore forte e pungente, con grande potere irritante, trattandosi di un ossidante altamente reattivo e corrosivo. Come già detto svolge un ruolo fondamentale nella formazione dello smog fotochimico, essendo l’intermedio di base per la produzione di tutta una serie di inquinanti secondari molto pericolosi, come l’ozono, l’acido nitrico. Il biossido di azoto merita di essere menzionato anche come il maggior responsabile, insieme al biossido di zolfo, del fenomeno delle piogge acide. Gli ossidi di azoto permangono in atmosfera per pochi giorni: 4-5 giorni circa.

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DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005

01-Produzione energia e trasform. combustibili 131,35 190,20 293,57 196,21

02-Combustione non industriale 796,25 979,76 1015,25 1060,62

03-Combustione nell'industria 1752,28 493,37 670,93 2914,99

04-Processi produttivi 194,21 201,97 237,72 304,35

07-Trasporto su strada 12782,80 13870,15 10739,78 7674,50

08-Altre sorgenti mobili e macchinari 2007,81 1700,66 1550,71 1354,80

09-Trattamento e smaltimento rifiuti 22,71 18,62 18,71 25,49

10-Agricoltura 2,00 1,21 0,82 1,16

11-Altre sorgenti e assorbimenti 40,86 5,06 0,39 0,15

Il biossido di zolfo (anidride solforosa, SO2) è un gas incolore, irritante, non infiammabile, molto solubile in acqua e dall’odore pungente. Il biossido di zolfo è tradizionalmente derivato dalla combustione di

combustibili fossili (ad esempio da riscaldamento domestico o combustioni industriali). Deriva dalla ossidazione dello zolfo nel corso dei processi di combustione delle sostanze che contengono questo elemento sia come impurezza (ad esempio i combustibili fossili) che come costituente fondamentale. Essendo più pesante dell’aria tende a stratificarsi nelle zone più basse. Il biossido di zolfo merita di essere menzionato anche come il maggior responsabile, insieme al biossido di azoto, del fenomeno delle piogge acide

Nell’ambiente esterno le emissioni di biossido di zolfo sono principalmente dovute ai processi industriali di combustione dei combustibili fossili e liquidi (carbone, petrolio, gasolio). Sono rilevanti anche le emissioni dai

confronto tra diverse fonti di emissioni di NOX

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1990 1995 2000 2005

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to in

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11-Altre sorgenti e assorbimenti

10-Agricoltura

09-Trattamento e smaltimento rifiuti

08-Altre sorgenti mobili e macchinari

07-Trasporto su strada

04-Processi produttivi

03-Combustione nell'industria

02-Combustione non industriale

01-Produzione energia e trasform. combustibili

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processi di produzione dell’acido solforico, dalla lavorazione di molte materie plastiche, dalla desolforazione dei gas naturali, dall’arrostimento delle piriti e dall’incenerimento dei rifiuti. In Italia nel 2001 l’emissione di

confronto tra diverse fonti di biossido di zolfo

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5000,00

6000,00

7000,00

8000,00

1990 1995 2000 2005

anno

bio

ssid

o d

i zo

lfo

in M

g








ossidi di zolfo è approssimativamente dovuta per il 60% ai processi di combustione, energetici e dell’industria di trasformazione, per il 23% ai processi industriali, per il 17% ad altre sorgenti. Anche gli ossidi di zolfo sono importanti in quanto sono precursori delle polveri (assieme agli ossidi di azoto, gli ossidi di zolfo formano i nuclei delle polveri ultrafini). In ambienti indoor, come per gli altri prodotti di combustione, la concentrazione dipende dalla presenza di sorgenti interne che sono legate all’utilizzo di stufe, forni, impianti di riscaldamento a gas e a cherosene e al fumo di tabacco. I livelli di SO2 negli ambienti confinati sono solitamente molto più ridotti rispetto a quelli riscontrati nell’aria esterna (dell’ordine di alcune decine di µg/m3 e generalmente non oltre i 200 µg/m3), probabilmente perché il SO2 è adsorbito sulle superficie interne, tende ed arredi, e perché è neutralizzato dall’ammoniaca particolarmente presente in ambienti indoor per la presenza dell’uomo. Il biossido di zolfo persiste in atmosfera anche diversi giorni.

DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005








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Moimacco

Il monossido di carbonio (CO) è un gas inodore, incolore, insapore, proviene dalla combustione incompleta dei materiali contenenti carbonio, quindi della maggior parte dei combustibili. La principale attività umana responsabile dell’emissione del gas è il traffico veicolare, altre fonti sono il trattamento e smaltimento dei rifiuti, le raffinerie di petrolio e le fonderie. Negli ambienti confinati può essere emesso da fonti di combustione come gli impianti di riscaldamento a gas, fornelli, stufe e camini, nel caso in cui si verifichi un malfunzionamento di tali dispositivi dovuto ad un’erronea installazione o manutenzione oppure ad una inadeguata ventilazione. Altre fonti sono il fumo passivo e i gas di scarico delle automobili. In questo ultimo caso la vicinanza a sorgenti outdoor, come ad esempio strade ad elevato traffico veicolare, garage e parcheggi, può provocare un impatto significativo sulle concentrazioni negli ambienti confinati.

DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005








10-Agricoltura 50,16 33,16 23,30 32,16


confronto tra diverse fonti di emissioni di CO

0,00

10000,00

20000,00

30000,00

40000,00

50000,00

60000,00

1990 1995 2000 2005

anno

CO

in M

g


10-Agricoltura








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Moimacco

L’ozono è un gas di colore azzurro pallido, instabile e dall’odore pungente. È presente negli strati alti dell’atmosfera (stratosfera, a 15-60 km di altezza), ma anche, in piccole quantità, nell’aria che respiriamo (troposfera). Lo strato di ozono presente nella stratosfera ha un effetto protettivo dalle radiazioni ultraviolette del sole; quello presente nella troposfera, invece, contribuisce all’inquinamento dell’aria, è nocivo per l’uomo e per l’ambiente. L’ozono troposferico è generato da reazioni chimiche a partire dagli ossidi di azoto (NOx) e composti organici volatili (VOC), in presenza di radiazione solare. Da ciò deriva che come l’ozono è un inquinante preoccupante soprattutto nei periodi estivi, in cui si presentano le condizioni favorevoli (forti insolazioni, scarsa ventilazione) alla formazione di ozono. L’ozono presente nella bassa atmosfera è frutto delle trasformazioni chimiche di inquinanti primari precursori – ossidi di azoto e idrocarburi - che avvengono in condizioni climatiche caratterizzate da una forte radiazione solare e temperature elevate. Il traffico veicolare è la sorgente di emissione principale collegata ad attività umane. Altre fonti sono gli impianti di riscaldamento domestico e gli impianti industriali. Una volta immessi in atmosfera gli inquinanti vengono trasportati, dispersi e trasformati chimicamente. La dinamica di formazione dell'ozono e degli altri inquinanti fotochimici è tale per cui grandi bolle d'aria possono spostarsi anche a svariati (decine/centinaia) chilometri di distanza dalle fonti emettitrici degli inquinanti precursori. Considerando inoltre che in prossimità di fonti produttrici di NO (monossido di azoto, emesso dai veicoli a motore e dai grandi impianti di combustione), l'ozono viene significativamente consumato dalla reazione NO + O - � NO2 + O2 � NO + O si capisce come i valori più elevati di questo inquinante si raggiungono in quelle zone meno interessate dalle attività umane (contrariamente a quanto si è portati a credere secondo il senso comune). Negli ambienti indoor le fonti di ozono sono rappresentate da apparecchiature funzionanti ad alta tensione o per mezzo di raggi ultravioletti, come fotocopiatrici, stampanti laser o lampade ultraviolette ma anche da alcuni tipi di depuratori d’aria. In assenza di specifiche sorgenti interne e nelle normali condizioni di ventilazione degli edifici la principale sorgente di ozono indoor è costituita dall’aria esterna. Il benzene è un idrocarburo aromatico presente nei prodotti derivati dal carbone e dal petrolio e proviene dalla combustione di prodotti naturali. A temperatura ambiente si presenta come un liquido incolore che evapora all’aria molto velocemente, come tutti i Composti Organici Volatili (VOC). È caratterizzato da un odore pungente e dolciastro che può essere percepito dalla maggior parte delle persone a concentrazione di 1.5-4.7 ppm. È una sostanza altamente infiammabile, ma la sua pericolosità è dovuta principalmente al fatto che è un cancerogeno riconosciuto per l’uomo. Pur essendo dimostrata la sua pericolosità, il benzene è ampiamente utilizzato nei processi industriali per produrre altri composti chimici come lo stirene, il cumene (per realizzare varie resine), il cicloesano (per creare il nylon e altre fibre sintetiche), ecc. Inoltre viene impiegato nella produzione di alcuni tipi di gomme, lubrificanti, coloranti, inchiostri, collanti, detergenti, solventi e pesticidi Le principali fonti di questo inquinante non sono però industriali ma da emissioni di autoveicoli (e in misura minore da evaporazione durante i rifornimenti di benzina); è un indicatore dell’inquinamento da traffico. Nell’aria dei centri urbani la sua presenza è dovuta per oltre il 90% delle emissioni alle produzioni legate al ciclo della benzina: raffinazione, distribuzione dei carburanti e soprattutto traffico veicolare, che da solo incide per circa l’80% sul totale. . In provincia di Udine le emissioni dal 1990 al 2005 sono state quantificate secondo quanto riportato nella seguente tabella, distinte per diverse fonti (quantità in Mg per anno) I dati sono tratti dall’Inventario Nazionale delle Emissioni dell’APAT- SINANET, con disaggregazione a livello provinciale. Per i metodi di stima delle quantità si rimanda ai paragrafi precedenti

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Moimacco

DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005


05-Estrazione e distribuzione combustibili 5,733852 4,23646 1,348628 0,762916

06-Uso di solventi 9,762835 10,26173 15,54858 15,89681



confronto tra emissioni di benzene da diverse fonti

0

50

100

150

200

250

300

350

1990 1995 2000 2005

anno

ben

zen

e in

Mg 08-Altre sorgenti mobili e macchinari


06-Uso di solventi

05-Estrazione e distribuzione combustibili


Come si vede dal grafico la maggiore fonte è il traffico su strada, ma comunque è in calo; anche se corrisponde a una frazione relativamente piccola del totale la fonte uso di solventi è in crescita (fino al 2005). Una fonte importante di benzene è inoltre il fumo di sigaretta; nelle abitazioni di fumatori la concentrazione mediana in aria indoor è risultata di 15 µg/m3, rispetto a quella rilevata in abitazioni di non fumatori (7 µg/m3); in entrambi i casi la concentrazione indoor era più alta di quella in aria esterna (6 µg/m3). All’interno delle automobili durante la guida le concentrazioni rilevate indoor vanno da 10 a 120 µg/m3 in Germania e da 12 a 50 µg/m3 in USA. Per quanto riguarda il PM10 questo è un insieme di particelle presenti in aria con la caratteristica comune di un diametro aerodinamico inferiore a 10 micron. Più che un singolo inquinante (con caratteristiche chimiche e tossicologiche ben definite, come ad esempio l’arsenico, o il cromo esavalente) può essere considerato come un indicatore dell’inquinamento atmosferico (sia per la valutazione della qualità dell’aria – è utilizzato infatti per costruire indici di qualità dell’aria – sia per la valutazione degli effetti sulla salute della popolazione esposta all’inquinamento atmosferico).

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Moimacco

Le sue fonti o sorgenti, le sue origini, la sua permanenza in atmosfera e la sua distribuzione nello spazio, le sue caratteristiche fisiche, di composizione chimica, e proprietà tossicologiche sono variabili, e tutte le caratteristiche sopraelencate sono in un certo grado interconnesse. Le fonti possono essere antropiche (principalmente da traffico, industriali, domestiche, generate per tutte queste fonti sia in processi di combustione che in altri processi, da attività agricole e di allevamento, ecc.) sia naturali (da erosione, da emissioni della vegetazione, ecc). Come origine può essere distinto in primario, secondario o terziario, primario se viene prodotto direttamente dalle fonti, secondario se origina da precursori (altri inquinanti o altre sostanze) Il PM10 secondario deriva da processi chimici che avvengono in atmosfera ed è prodotto cioè da trasformazioni chimico-fisiche che coinvolgono diverse sostanze quali SOx, NOx, COVs, NH3 e che ne determinano la produzione e/o rimozione (Deserti et. al. CTN-ACE, 2001). In genere le particelle di tipo primario sono presenti sia nella frazione fine che in quella grossa, mentre le particelle di tipo secondario sono presenti per la gran parte nella frazione fine. La frazione fine è più importante rispetto alla frazione grossa per la complessità chimica dei suoi costituenti e per l’alto valore del rapporto superficie/volume che favorisce l’adsorbimento superficiale di sostanze tossiche come i metalli pesanti ed IPAs. Inoltre le particelle di diametro inferiore a 2.5 µm, che costituiscono la frazione respirabile, sono in grado di raggiungere gli alveoli polmonari veicolando nell’organismo le sostanze delle quali sono composte, mentre la frazione di diametro superiore costituisce la frazione inalabile, in grado di raggiungere l’area broncotracheale. Per questi motivi il PM 2,5 è preferito dall’OMS come indicatore di esposizione rispetto al PM10 (Air Quality Guidelines, 2005, World Health Organization); i maggiori effetti sanitari attribuiti al PM10 sono correlati a questa frazione: ad esempio uno studio recente effettuato da Nino Kunzli e altri autori hanno evidenziato un aumento di spessore pari a 5,9% della parete dell’intima media delle carotidi nei soggetti esposti a valori di PM 2.5 superiori di 10 µg/m3 rispetto ai corrispettivi del gruppo di controllo (Künzli N, Jerrett M, Mack WJ, Beckermann B, LaBree L, Gilliland F, Thomas D, Peters J, Hodis HN. Ambient air pollution and atherosclerosis in Los Angeles. Environ Health Perspect. 2005;113:201–206). Degli effetti sulla salute del PM 10, PM 2,5 e particolato ultrafine e degli aspetti tossicologici ed epidemiologici del particolato si parlerà più ampiamente nei paragrafi successivi. La concentrazione numerica delle particelle ultrafini (particelle di diametro inferiore a 0,1 µm) può rappresentare un indicatore più efficace dell’esposizione a inquinanti da traffico rispetto alle concentrazioni del PM2,5. Infine Il PM10 terziario è quello risollevato dal suolo dopo deposizione (ad esempio dalle strade dal passaggio di autoveicoli). Il rapporto tra PM10 e PM 2,5 è abbastanza costante a parità di tipo di sorgenti emissive. Per quanto riguarda le caratteristiche fisiche e chimiche queste variano a seconda della fonte ed origine (in base alla fonte e origine possono essere individuate delle sostanze chimiche che sono presenti più frequentemente, e alcune caratteristiche fisiche più tipiche). L’US-EPA ha realizzato un software per la speciazione del PM (e del TOC carbonio organico totale) in base alla fonte ed origine di questo (SPECIATE Version 4.0 January 18, 2007). Di questi aspetti si accennerà nel paragrafo sui metalli pesanti. Le caratteristiche tossicologiche, anche se spesso comuni a tutto il PM10, possono in parte variare in rapporto a diverse caratteristiche specialmente fisiche ma anche chimiche del PM10. La seguente tabella può dare un’indicazione degli elementi e di componenti chimici non carboniosi, associati a determinate sorgenti emissive, che posso essere parte integrante del particolato atmosferico. Per quel che riguarda invece la frazione carboniosa occorre distinguere tra la parte inorganica e quella organica. Il carbonio inorganico o elementare (EC) è principalmente un tracciante dell’aerosol primario proveniente dalla combustione dei derivati del petrolio, mentre quello organico (COT) presenta svariate sorgenti. I processi combustivi sono la fonte principale di COT, ma esistono molte altre sorgenti tra cui l’abrasione dei pneumatici, la conversione gas-particolato di vari composti organici volatili (COV), il deterioramento della superficie fogliare che possono contribuire notevolmente alla presenza di tali componenti nel particolato atmosferico (tratto da “La risorsa “ARIA” nella Provincia di Treviso” - Claudia Ruzzolino - ARPAV – Dipartimento di Treviso; Luisa Memo - Franco Giacomin -Provincia di Treviso).

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Anche la permanenza in atmosfera (sia all’esterno sia in ambienti chiusi), la distribuzione nello spazio, la dispersione e il rimescolamento del PM10 originato da diverse fonti varia in funzione di molte delle variabili precedentemente elencate. Di questi aspetti si tratterà nei paragrafi successivi “Dati del monitoraggio ambientale” e “Modelli di dispersione degli inquinanti”. Riguardo alle fonti emissive del PM10 e del PM2,5 si riportano nelle pagine seguenti le tabelle con la ripartizione fra le diverse fonti ricavata dall’Inventario Nazionale delle Emissioni dell’APAT- SINANET, con disaggregazione a livello provinciale per gli anni dal 2000 al 2005. Sia a livello provinciale che a livello nazionale si è riscontrata un trend in diminuzione delle emissioni di PM10. Nello studio nazionale (Le emissioni in atmosfera di PM10 e dei suoi precursori: tendenze nazionali e disaggregazione spaziale - M. Bultrini*, M. Colaiezzi*, R. De Lauretis°, M. Faticanti*, A. Leonardi*, M. Pantaleoni*, E. Taurino* -* APAT –AMB ARIA -° APAT –AMB CCC-) che ha riguardato 103 province e 24 aree urbane, negli anni 1995, 200 e 2003 si è riscontrato un andamento decrescente nel tempo (nelle 24 aree urbane considerate) sia per il PM10 che per i suoi precursori (NOx, SOx, COVNM) tranne l’ammoniaca (NH3) (escludendo il contributo dell’agricoltura) le cui emissioni crescono progressivamente dal 1995 al 2003. Il contributo maggiore alle emissioni di PM10, sia su scala nazionale che locale, è dovuto nella maggior parte dei casi al trasporto su strada Per le città portuali vi è un forte contributo dovuto al trasporto marittimo alle emissioni di PM10(incluso nel settore “altro trasporto”).

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Moimacco

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Nel grafico sopra riportato si evidenzia la tendenza delle emissioni di PM10 suddivisa per gruppo di fonti emissive, mentre la seguente illustra l’andamento del tempo delle emissioni di PM10 in Provincia di Udine e nelle province vicine (entrambi i grafici sono tratti dal summenzionato studio di M. Bultrini et al.).

Nelle pagine seguenti si riportano alcune tabelle con le emissioni di PM 10 e PM 2,5 suddivise per fonti, dal 1990 al 2005 ricavate dall’Inventario Nazionale delle Emissioni dell’APAT- SINANET, con disaggregazione a livello provinciale.

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Moimacco

DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005









10-Agricoltura 349,14 348,58 434,34 293,86


Totale 2557,68 2202,48 2206,92 2049,32

Confronto tra PM10 da diverse fonti in provincia di Udine (in Mg)

DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005









10-Agricoltura 75,36 65,25 77,49 59,13


Confronto tra PM 2,5 da diverse fonti in provincia di Udine (in Mg)

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Moimacco

confronto emissioni PM10 in provincia di Udine distinti tra diverse fonti

0,00

500,00

1000,00

1500,00

2000,00

2500,00

3000,00

1990 1995 2000 2005

anno

PM

10

in M

g


10-Agricoltura




05-Estrazione e distribuzione combustibili





DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005

Combustione in caldaie, turbine e motori fissi a combustione interna 104,22 44,27 57,47 153,80

Forni siderurgici di riscaldamento successivo 9,33 6,17 7,74 8,20

Fonderie di ghisa 38,49 43,55 9,31 8,66

Cemento 15,13

Agglomerati bituminosi 1,77 2,46 2,17 2,33

Vetro piano 4,20 2,46 3,41 3,78

Contenitori di vetro 1,05

Lana di vetro 0,38

Altro vetro 0,02 0,00 0,01 0,01

Laterizi e piastrelle 8,43 6,34 4,46 1,12

Materiali di ceramica fine 5,66 10,74 8,35 8,53

Fonti PM10 da combustione industriale in provincia di Udine (in Mg)

DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005

Caldaie con potenza termica < di 50 MW (biomassa) 1,02 1,44 1,57 0,89

Caldaie con potenza termica < di 50 MW (rifiuti) 3,57 3,62 3,18 4,05

Caldaie con potenza termica < di 50 MW (gasolio) 3,21 4,02 2,61 1,94

Caldaie con potenza termica < di 50 MW (gas naturale) 0,35 0,70 0,82 0,67

Caldaie con potenza termica < di 50 MW (GPL) 0,21 0,31 0,60 0,86

Caldaie con potenza termica < di 50 MW (altri) 26,17 15,71 13,85 7,03

Caldaie con potenza termica < di 50 MW (biomassa) 126,00 179,07 222,26 221,65

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Moimacco


DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005

Caldaie con potenza termica < di 50 MW (gas naturale) 0,88 1,12 1,29 1,66



Caldaie con potenza termica < di 50 MW (biomassa) 25,90 27,44




Emissioni PM10 da combustione non industriale in provincia di Udine (in Mg)

DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005

Acciaio (forno elettrico) 129,19 156,26 186,08 249,77

Laminatoi 44,91 42,48 48,55 56,36

Ferroleghe 1,53 4,49 1,89 0,80

Silicio 0,67 2,68

Paste per la carta (procedimento al solfito) 28,04 22,19 21,60 22,68

Birra 0,49 0,01 0,71 0,72

Copertura tetti con asfalto 2,03 1,20 1,12 1,79

Pavimentazione stradale con asfalto 25,38 25,10 28,13 36,05

Emissioni PM10 da produzione industriale in provincia di Udine (in Mg)

DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005

Combustione stoppie 9,39 5,90 4,07 5,68

Bovini selezionati da latte 25,53 13,69 19,42 19,48

Altri bovini 13,76 11,95 11,51 8,88

Suini 2,58 3,09 1,61 2,22

Ovini 26,53 30,66 22,71 23,91

Equini 0,51 0,27 0,51 0,43

Pollastri 8,80 8,48 3,21 0,11

Altri avicoli (anatre, oche, ecc.) 261,94 274,49 371,13 233,10

Asini e muli 0,08 0,01 0,06 0,05

Bufali 0,03 0,04 0,11

Emissioni PM10 da agricoltura in provincia di Udine (in Mg)

DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005

Incenerimento di rifiuti agricoli (eccetto 10.03.00) 30,21 24,63 24,45 33,37

Emissioni PM10 da trattamento rifiuti in provincia di Udine (in Mg)

DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005

Automobili - Autostrade 169,73 159,97 156,53 173,72

Automobili - Strade extraurbane 224,00 187,69 145,09 137,67

Automobili - Strade urbane 34,46 28,92 19,13 18,15

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Moimacco

Veicoli leggeri <3,5t - Autostrade 46,51 44,48 52,74 56,24

Veicoli leggeri <3,5t - Strade extraurbane 46,60 62,98 76,66 62,40

Veicoli leggeri <3,5t - Strade urbane 12,26 12,06 11,81 10,35

Veicoli pesanti >3,5t e autobus - Autostrade 213,45 229,07 218,74 146,44

Veicoli pesanti >3,5t e autobus - Strade extraurbane 140,99 143,58 114,97 79,80

Veicoli pesanti >3,5t e autobus - Strade urbane 19,92 17,92 14,92 9,42

Ciclomotori e motocicli < 50 cm3 14,64

Ciclomotori e motocicli < 50 cm3 - Strade extraurbane 3,30 4,36 2,95

Ciclomotori e motocicli < 50 cm3 - Strade urbane 6,60 8,20 4,92

Motocicli > 50 cm3 - Autostrade 0,80 0,99 1,14 0,85

Motocicli > 50 cm3 - Strade extraurbane 3,94 4,49 5,11 3,85

Motocicli > 50 cm3 - Strade urbane 1,37 1,55 1,78 1,33

Emissioni PM10 da traffico in provincia di Udine (in Mg)

DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005

Militari - trasporti offroad 11,78 14,23 8,29 14,41

Ferrovie - diesel 5,02 0,70 0,09 0,60

Agricoltura (trasporti fuori strada) 214,33 170,73 157,98 126,18

Silvicoltura (trasporti fuori strada) 0,00 0,00 0,09 0,04

Industria (trasporti fuori strada) 60,77 60,77 55,03 31,47

Giardinaggio ed altre attività domestiche (fuori strada) 0,00 0,00 0,09 0,04

Emissioni PM10 da altre sorgenti mobili in provincia di Udine (in Mg) I metalli pesanti sono in genere presenti nelle polveri, in particolare nel PM10, (e in maggior misura nel PM2,5 che per gran parte origina da processi di combustione.) Sono definiti metalli pesanti quegli elementi che presentano le seguenti caratteristiche comuni: • hanno una densità superiore a 5 g/cm3; • si comportano in genere come cationi; • presentano una bassa solubilità dei loro idrati; • hanno attitudine a formare complessi; • presentano un diverso stato di ossidazione a seconda del pH. I metalli pesanti vengono anche detti “elementi in traccia”, poiché presenti nei più comuni suoli e rocce della crosta terrestre in concentrazioni inferiori allo 0.1%. Generalmente nel gruppo dei metalli pesanti vengono considerati l’Ag, il Ba, il Cd, il Co, il Mn, il Hg,il Mo, il Ni, il Pb, il Cu, lo Sn, il Tl, il Ti, il V, lo Zn ed alcuni metalloidi quali l’As, l’Sb, il Bi ed il Se. Tra questi gli elementi più significativi a livello ecotossico sono Cd, Co, Cr, Cu, Mn, Mo, Ni, Pb, Sn, Zn. Le possibili sorgenti di contaminazione da metalli pesanti nell’ambiente in generale e nella pedosfera in particolare possono essere naturali o antropiche. La principale fonte naturale è rappresentata dal substrato geologico esistente, mentre tra le sorgenti d’origine antropica le più rilevanti sono le attività civili ed industriali (sorgenti di emissione puntiformi o lineari), e le pratiche agricole (sorgenti di emissione diffuse). Nel corso del processo di alterazione delle rocce il reticolo cristallino dei minerali primari viene distrutto dai processi pedogenetici, ed i metalli pesanti presenti nei reticoli sono trasferiti nella soluzione circolante del suolo. Una volta raggiunta la soluzione circolante essi possono essere lisciviati verso la falda idrica o essere inclusi nei reticoli cristallini dei minerali pedogenetici. Il processo di lisciviazione è influenzato dalle caratteristiche chimico-fisiche dei vari tipi di metalli considerati. Di particolare interesse è il riutilizzo nell’agricoltura di fanghi ricchi di sostanze organiche e minerali, prodotti dalla depurazione delle acque di scarico urbane (i cosiddetti reflui), la cui principale limitazione d’uso dipende dal loro contenuto in metalli

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Moimacco

pesanti. Lo stesso tipo di limitazione nell’utilizzo è dettata per i compost, risultato finale di un processo di trattamento dei rifiuti solidi urbani organici Per ciò che concerne le emissioni antropiche si può osservare come durante la combustione dei carburanti e dei lubrificanti utilizzati nei motori dei mezzi di trasporto viene liberato Pb, mentre conl’usura dei pneumatici è immesso Zn nell’ambiente. In entrambi i casi insieme a questi metalli è associata anche una liberazione di Cd. Sia il piombo che il cadmio rivestono un particolare interesse, in quanto assorbiti dalle piante e veicolati dal particolato, entrano facilmente negli organismi viventi, inducendo gravi alterazioni dei processi ecosistemici.

ISPRA – Inventario nazionale emissioni in atmosfera

Alcuni metalli sono tipici di emissioni di acciaieria, ma non esclusivi di queste; il contenuto di metalli pesanti e le percentuali di essi nel PM10 è molto variabile, dato che questi metalli sono emessi anche da altre fonti, quali ad esempio il traffico veicolare o altri processi di combustione7. Nel documento dell’Istituto Superiore per la Prevenzione e la Sicurezza sul Lavoro “Profilo di rischio e soluzioni - Acciaieria elettrica” maggio 2005, a cura di Angelo Borroni -Dipartimento di Chimica, Materiali e Ingegneria Chimica, Politecnico di Milano (le realtà territoriali coinvolte nel gruppo di ricerca sono state le ASL Provincia di Brescia, ASL Valle Camonica Sebino , ASS Medio Friuli, ASS Alto Friuli) sono riportati i contenuti tipici di metalli contenuti nelle polveri abbattute in forni elettrici ad arco di acciaieria misurati in % sul peso 8

7 Nella centralina da traffico di via Manzoni a Udine sono state rilevate nel 2006 nel PM10 concentrazioni medie annuali di 0,01 µg/m

3 di

Piombo, 1 ng/m3 di Arsenico, 0,3 ng/m

3 di Cadmio e 5,7 ng/m

3 di Nichel (e valori massimi giornalieri di 0,1 µg/m

3 di Pb, 7,6 ng/m

3 di As,

4,0 ng/m3 di Cd e 40,3 ng/m

3 di Ni). Nel 2007 le concentrazioni medie nel PM10 erano rispettivamente di 0,01 µg/m

3 per il Piombo (pari

allo 0,4 per mille); di 0,6 ng/m3 per l’Arsenico (pari allo 0,02 per mille); di 0,4 ng/m

3 per il Cadmio (pari allo 0,01 per mille); di 5,8 ng/m

3

per il Nichel (pari allo 0,2 per mille); le concentrazioni massime giornaliere sono risultate di 0,07 µg/m3 per il Piombo, 2,9 ng/m

3 per

l’Arsenico, 1,6 ng/m3 per il Cadmio e 20,4 ng/m

3 per il Nichel. Da “Rapporto annuale sulla qualità dell’aria nel Comune di Udine – anno

2007” e Da “Rapporto annuale sulla qualità dell’aria nel Comune di Udine – anno 2008” ’ARPA-FVG – Dipartimento Provinciale di Udine – Servizio Tematico Analitico 8 “La quantità e la composizione delle polveri prodotte durante il processo di lavorazione dipendono principalmente dalla qualità del

rottame utilizzato, ma anche dalla configurazione impiantistica e dalle procedure di lavorazione adottate. Le polveri prodotte possono essere comprese fra 10 e 25 kg/ t di acciaio liquido, con una ulteriore rilevante variabilità del carico inquinante in funzione delle fasi di lavoro, misurando fino a 10-15 g/Nm

3 di volume aspirato. Con carica composta principalmente da rottame frantumato, derivante da

raccolta di post-consumo e con impiego di scarti di tornitura le emissioni risultano quantitativamente più elevate a causa della presenza in misura consistente di metalli basso fondenti (principalmente zinco e piombo) che si liberano per distillazione dalla carica e di prodotti di combustione degli oli e di altri composti organici (materie plastiche, rivestimenti, vernici, ecc.). La granulometria delle polveri prodotte comprende frazioni grossolane, dove la misura significativa è costituita dai millimetri, e frazioni fini, con massima frequenza delle classi fra 2 e 5 micron. Durante la carica si riscontra un arricchimento delle polveri in zinco, piombo e cadmio; i tenori di calcio aumentano in corrispondenza alle aggiunte effettuate al termine della fusione; ferro e manganese arricchiscono i fumi in particolare durante la fusione e l’affinazione”. Tratto integralmente da “Profilo di rischio e soluzioni - Acciaieria elettrica” - ISPESL maggio 2005, a cura di Angelo Borroni.

34


Moimacco

Acciai al carbonio Acciai legati

Componenti Intervallo Valore tipico intervallo Valore tipico

Fe2O3 20-50 30

MnO 1-7 4

NiO 0,02-0,5 0,2 2-10 6

Cr2O3 0,02-1 0,5 10-25 19

Cu2O 0,2-1 0,3

ZnO (*) 10-45 30

PbO (*) 0,5-8 3

CdO (*) 0,02-0,1 0,05

CaO 5-50 30

MgO 0,5-3 1

SiO2 1-5 2

Al2O3 1-2 1

(*) considerando anche la pratica di riciclo delle polveri

Inoltre dato che i metalli sono veicolati in gran parte dal PM10 e 2,5 vale il discorso fatto in precedenza sulla grande mobilità nel territorio del PM10 e quindi della difficoltà di ripartire le diverse fonti dalle quali deriva il PM10 rilevato in una determinata area non troppo vicina a sorgenti emissive (il contenuto in metalli pesanti varia anche le caratteristiche tossicologiche del PM10; anche se è stata definita una retta dose-risposta per stimare gli effetti del PM10 a prescindere dalla composizione chimica dello stesso, alcune caratteristiche chimiche – contenuto in determinati metalli pesanti - dello stesso entrano nei meccanismi d’azione tossicologici e patogenetici del PM10; per una spiegazione più dettagliata si rimanda alle pagine successive). Di norma i metalli tendono ad evaporare durante la fase di combustione e a ricondensare in fase di raffreddamento, andando ad adsorbirsi sulle particelle di polveri presenti nei fumi, con l’eccezione di mercurio, arsenico, cadmio e piombo che hanno una significativa frazione volatile. In generale i metalli pesanti sono adsorbiti alla superficie del particolato; dato che in rapporto al peso la superficie del particolato è maggiore nelle frazioni più fini – PM 2,5, PM 1 – e specialmente nelle ultrafini - PM 0,1 - le molecole di superficie aumentano esponenzialmente con il diminuire del diametro del particolato sotto 0,1 µm; questo fenomeno riflette l’importanza dell’area delle particelle nell’aumentata attività chimica e biologica delle particelle tra 0,1 µn e 10 nm rispetto al resto del particolato. I metalli pesanti rilevati nel monitoraggio hanno concentrazioni molto basse negli abitati di Grupignano, Bottenicco e Moimacco. Per il Manganese sono state riscontrate concentrazioni medie tra i 20 e i 30 ng/m3; secondo le Air Quality Guidelines dell'OMS – seconda edizione 2000 (AQG) i livelli medi di manganese in atmosfera sono, in aree lontane da fonti conosciute di manganese tra i 10 e i 30 ng/m3, in aree urbane e rurali senza fonti di manganese tra i 10 e i 70 ng/m3, vicino a fonderie 200-300 ng/m3; i valori guida dell’OMS sono di 150 ng/m3. Arsenico L’arsenico viene utilizzato come indurente in leghe di piombo e stagno, nel drogaggio dei semiconduttori, come insetticida e pesticida in agricoltura e spesso è anche un “rifiuto” delle attività minerarie. Il settore industriale è responsabile del 95% delle emissioni di arsenico in atmosfera, pari a 39.945 Kg nel 2006. L’arsenico e molti dei suoi composti sono veleni particolarmente potenti, per questo la sua presenza nell’ambiente può costituire un grave rischio anche per la salute dell’uomo.

35


Moimacco

In provincia di Udine le emissioni dal 1990 al 2005 sono state quantificate secondo quanto riportato nella seguente tabella, distinte per diverse fonti (quantità in Kg per anno). I dati sono tratti dall’Inventario Nazionale delle Emissioni dell’APAT- SINANET, con disaggregazione a livello provinciale. Per i metodi di stima delle quantità si rimanda ai paragrafi precedenti. Le emissioni da processi produttivi non sono state registrate dal 1990 al 2005, quelle da combustioni industriali sono in calo.

DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005



04-Processi produttivi 57,14 69,12

Per l’Arsenico abbiamo valori medi rilevati di 0,6, 0,5 e 0,7 ng/m3; il valore obiettivo per i 2013 stabilito dalla normativa (Direttiva 2004/1\07/CE) come media annua è circa 10 volte superiore: 6 ng/m3. I valori tipici rilevati negli USA dall’OMS nelle citate AQG2000 sono di 1-3 ng/m3 in aree remote, 20-30 ng/m3 in aree urbane, e possono superare i 1000ng/m3 vicino ad alcuni impianti industriali; in Europa a Praga di 50-70 ng/m3. E’ presente nel fumo di sigaretta; una sigaretta può contenere da 40 a 120 ng e un consumo di 20 sigarette al giorno comporta un apporto giornaliero di 0.8–2.4 µg. Cadmio Il cadmio è ampiamente utilizzato per la produzione di leghe a basso punto di fusione utilizzate per le

saldature, la ricopertura di superfici poco resistenti alla corrosione e nel passato per la costruzione di accumulatori (quelli appunto al nichel-cadmio). Il 61% delle emissioni di cadmio provengono dall’industria - il settore siderurgico è la prima fonte di emissione -, a seguire abbiamo il riscaldamento - che nella nostra tabella comprende la produzione di calore in ambito domestico, commerciale e industriale - con il 36%. Piccole quantità di cadmio provengono dal riciclaggio di rottami di ferro e acciaio. Per ciò che concerne le emissioni antropiche si può osservare come durante la combustione dei carburanti e dei lubrificanti utilizzati nei motori dei mezzi di trasporto viene liberato Pb, mentre con l’usura dei pneumatici è immesso Zn nell’ambiente. In entrambi i casi insieme a questi metalli è associata anche una liberazione di Cd. Il cadmio non riveste alcun

confronto tra emissioni di cadmio da diverse fonti

0,00

20,00

40,00

60,00

80,00

100,00

120,00

140,00

160,00

180,00

1990 1995 2000 2005

anno

cad

mio

in K

g 08-Altre sorgenti mobili e macchinari





36


Moimacco

ruolo biologico nel corpo umano, di conseguenza è tossico anche a basse concentrazioni, se inalato provoca rapidamente problemi alle vie respiratorie e ai reni. In provincia di Udine le emissioni dal 1990 al 2005 sono state quantificate secondo quanto riportato nella seguente tabella, distinte per diverse fonti (quantità in Kg per anno).

DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005






I dati sono tratti dall’Inventario Nazionale delle Emissioni dell’APAT- SINANET, con disaggregazione a livello provinciale. Le emissioni da combustione non industriale e specialmente da processi produttivi è in aumento dal 1990 al 2005. E’ presente nelle sigarette in quantità tra 500 e 2000 ng per grammo di tabacco, e il 10% viene assorbito con il fumo. L’APAT ha effettuato una stima delle deposizioni del cadmio (e del piombo) nel Nord Italia. Confrontando comunque i valori rilevati sul suolo nell’area studiata le deposizioni non sembrano essere elevate Piombo Circa il 50% di questo metallo viene impiegato nell’industria per produrre gli accumulatori acidi, ma viene usato anche per le guaine dei cavi elettrici, come materiale schermante per le radiazioni, nell’industria bellica, e fino a una decina di anni fa come additivo antidetonante nelle benzine per autotrazione. L’83% delle emissioni di piombo provengono dal settore industriale (siderurgico), l’equivalente di 226.936 Kg relativi all’anno 2006. Il piombo è un metallo velenoso e i suoi composti sono tossici (l’avvelenamento è detto saturnismo), sono infatti ampiamente noti gli effetti dannosi di questo metallo pesante sui sistemi ematopoietico, nervoso e renale. In provincia di Udine le emissioni dal 1990 al 2005 sono state quantificate secondo quanto riportato nella seguente tabella, distinte per diverse fonti (quantità in Kg per anno) I dati sono tratti dall’Inventario Nazionale delle Emissioni dell’APAT- SINANET, con disaggregazione a livello provinciale.

DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005




07-Trasporto su strada 38531,48 15789,58 6496,49


Le emissioni da processi produttivi sono in aumento, da combustione industriali piuttosto stabili. Per quanto riguarda la fonte da trasporto su strada è drasticamente calata con l’introduzione della benzina senza piombo. Il Piombo è stato rilevato alle concentrazioni medie di 0,01µg/m3; il valore limite per la protezione della salute umana stabilito dal DM 2 aprile 2002 n.60 dal 01.01.2005 come media annua è cinquanta volte superiore: 0,5 µg/m3. I valori tipici rilevati dall’OMS nelle AQG2000 sono di 0,15µg/m3 in aree non urbane e 0,15-0,5µg/m3 in città europee.

37


Moimacco

Nichel anche il nichel è molto impiegato nell’industria, soprattutto per fare numerose leghe con altri metalli (per produrre circuiti magnetici, acciai speciali, resistori riscaldanti per forni elettrici e stufe, etc.), per fungere da catalizzatore in diversi processi organici di idrogenazione, per l’applicazione di rivestimenti inossidabili (la “nichelatura”) e per la produzione di elettrodi e accumulatori. Le emissioni di nichel provengono principalmente dal settore navale, compreso nel macrosettore altri trasporti, con il 37%, e dal riscaldamento e produzione di calore con il 38%, con una differenza in Kg minima (59.559 Kg contro 60.085 Kg). L’esposizione a fumi e polveri di solfuro di nichel sono considerati cancerogeni, molti altri composti del nichel sono sospetti cancerogeni. In provincia di Udine le emissioni dal 1990 al 2005 sono state quantificate secondo quanto riportato nella seguente tabella, distinte per diverse fonti (quantità in Kg per anno; dati tratti dall’Inventario Nazionale delle Emissioni dell’APAT- SINANET.)

DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005






Le quantità emesse nella produzione industriale sono in aumento dal 1990 al 2005, mentre le altre fonti in calo e complessivamente le emissioni sono in calo. Il Nichel è stato rilevato alle concentrazioni medie di 4,2, 4,0 e 6,0 ng/m3; il valore obiettivo per i 2013 stabilito dalla normativa (Direttiva 2004/1\07/CE) come media annua è da 3 a 5 volte superiore: 20ng/m3. I valori tipici riportati dall’OMS nelle AQG2000 sono di 1-10 ng/m3 in aree urbane e 110-180 ng/m3 in aree altamente industrializzate o grandi città. E’ presente nel fumo di sigaretta; una sigaretta può contenere da 40 a 580 ng. Cromo Il cromo viene diffusamente utilizzato per la produzione di acciai speciali come quelli inossidabili, per la concia delle pelli, per il trattamento galvanico anti-corrosione delle superfici, la cosiddetta “cromatura”, e

confronto tra emissioni di nichel tra diverse fonti

0,00

100,00

200,00

300,00

400,00

500,00

600,00

700,00

1990 1995 2000 2005

anno

nic

hel

in K






38


Moimacco

come catalizzatore in molti processi chimici. Con 49.347 Kg annui (90%) il settore industriale ed energetico è la prima fonte di emissioni di questo inquinante. Gli altri settori hanno percentuali molto basse rispetto al settore industriale che detiene la quasi totalità delle emissioni. Il cromo metallico e i composti del cromo trivalente non sono normalmente considerati pericolosi per la salute, ma i composti del cromo esavalente sono molto tossici se ingeriti e possono provocare danni permanenti. In provincia di Udine le emissioni dal 1990 al 2005 sono state quantificate secondo quanto riportato nella seguente tabella, distinte per diverse fonti (quantità in Kg per anno; dati tratti dall’Inventario Nazionale delle Emissioni dell’APAT- SINANET.)

DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005






Le emissioni complessive e nello specifico da processi produttivi sono anche in questo caso in aumento. ll Cromo è stato riscontrato in concentrazioni medie comprese tra meno di 0.001 a 0,002µg/m3. I valori tipici riportati dall’OMS nelle AQG2000 sono di 0-0,003 µg/m3 in aree remote, 0,004-0,07µg/m3 in aree urbane, e 0,005-0,2 µg/m3 in aree industriali; E’ presente nelle sigarette in quantità tra 240 e 6300 µg per kg di tabacco. Il Vanadio è stato riscontrato a concentrazioni medie comprese tra 0,001 e 0,002 µg/m3; I valori tipici riportati dall’OMS nelle AQG2000 riscontrati i Europa sono di 0-0,003 µg/m3 in aree remote, 0,007-0,2µg/m3 in aree urbane, e 0,01-0,07 µg/m3 in aree industriali; ; i valori guida dell’OMS sono di 1µg /m3. Le quantità di Zinco emesse in provincia di Udine sono in crescita e derivano in misura preponderante dai processi produttivi come emerge dalla seguente tabella (dati da Inventario Nazionale Emissioni APAT-SINANET).

confronto tra emissioni di cromo

0,00

200,00

400,00

600,00

800,00

1000,00

1200,00

1990 1995 2000 2005

anno

cro

mo

in k






39


Moimacco

DESCRIZIONE 1990 1995 2000 2005






Anche per il Ferro e lo Zinco che hanno comunque rilevanza tossicologica molto scarsa, per i quali non vi sono limiti normativi e non sono nemmeno considerati nelle Air Quality Guidelines dell’OMS i valori rilevati dall’ARPA sono molto inferiori di quelli rilevati in zone residenziali vicine ad altre Zone Industriali della regione

VII) Catasto delle emissioni

Per analizzare con maggior dettaglio le emissioni a livello locale utilizzeremo i dati del catasto provinciale delle emissioni, con livello di disaggregazione comunale (e in via di realizzazione anche a livello subcomunale con dettaglio di aree di 1 Km per lato). L’ARPA FVG è attualmente impegnata, per conto della Provincia di Udine, nel popolamento del catasto, ovvero dell’inventario, delle fonti di emissioni di inquinanti in atmosfera. La direttiva europea 96/62, relativa alla valutazione e alla gestione della qualità dell’aria, recepita in Italia con il D.Lgs. 351/99 prevede l’utilizzo di 3 strumenti fondamentali:

• i sistemi di rilevamento (es. le reti di monitoraggio, i mezzi di campionamento etc.), • gli inventari delle sorgenti emissive, • i modelli di dispersione degli inquinanti.

Il catasto delle emissioni rappresenta quindi la seconda delle 3 colonne portanti della valutazione e gestione della qualità dell’aria e costituisce il collegamento diretto fra l’acquisizione dei dati tramite la misurazione e la modellistica simulativa. Lo strumento adottato da ARPA FVG è il software INEMAR© (Inventario Emissioni Atmosfera) realizzato da Regione Lombardia e ARPA Lombardia conformemente alle linee guida nazionali ed europee in materia. INEMAR© utilizza la classificazione SNAP97© per le attività emissive e il modello COPERT III© per le stime da traffico veicolare. INEMAR© è disponibile grazie a una convenzione stipulata fra Regione Lombardia, Regione Piemonte, Regione Emilia Romagna, Regione Veneto, Regione Puglia, ARPA FVG e ARPA Lombardia (in dd. 21.06.2006), a cui si sono aggiunte, poi, le Province di Trento e Bolzano. Il catasto delle emissioni INEMAR©: costituisce una raccolta di informazioni che possono poi essere utilizzate per le numerose attività ed i servizi che ARPA FVG fornisce; permette un rapido scambio di dati con le Agenzie e le Regioni che lo adottano, fornendo dati già compatibili e omogenei, consentendo anche stime emissive su scala interregionale (p. es.: bacino padano); rappresenta lo stato attuale delle fonti emissive del Friuli Venezia Giulia, suddivise per comune, per inquinante, per attività e per i diversi livelli di disaggregazione spaziale o temporale; fornisce dati di input per la modellistica diffusionale che, utilizzando anche i dati meteorologici, permetterà di valutare le ricadute di inquinanti per la scala temporale e la scala spaziale desiderata e per tipologia di sorgente. Le principali informazioni che il database INEMAR© contiene sono: - il censimento delle sorgenti di emissione puntuali, lineari e diffuse (es: consumo di vernici o solventi, consumo di combustibile, quantità di materiale incenerita, etc.); - i fattori di emissione (p. es: quantità di NOx prodotti per unità di combustibile utilizzato etc.);

40


Moimacco

- i dati statistici necessari per la disaggregazione spaziale e temporale delle emissioni (p. es: numero di abitanti per comune, etc.); - i dati geografici (p. es: relativi alla localizzazione delle sorgenti, alla loro estensione, ai confini comunali, etc.) - gli inquinanti considerati ai fini dell’inventario (p. es: NOx, PM10, SO2, etc.) ”. Non sono considerati metalli pesanti e IPA”9; nelle versioni più recenti vengono considerati anche i metalli pesanti, il PM 2,5 e i Composti Organici Volatili. Nelle pagine seguenti riportiamo alcuni dati e mappe, riguardanti i comuni dove è ubicata la Zona Industriale (Cividale del Friuli e Moimacco) e i comuni limitrofi ad essa interessati dallo studio epidemiologico (Premariacco, Torreano, Remanzacco e Faedis), fornitici dal Centro Regionale di Modellistica Ambientale (CRMA) dell’ARPA FVG che ha realizzato il catasto delle emissioni descritto in precedenza e alcune considerazioni e valutazioni.

COMUNE MAC_NOME As Cd Cr Hg Mn Ni Pb Se Zn

kg/anno kg/anno kg/anno kg/anno kg/anno kg/anno kg/anno kg/anno kg/anno

Combustione

non industriale

0,00793 0,66639 0,00347 0,03427 0,01232 0,36004 0,00022 13,1296

Combustione

nell'industria

5,87873 1,26556 72,8563 0,331 7,56223 70,5802 0,65104 15,4822

Processi

produttivi

0,78803 0,37465 15,3 0,5979 38 24,9081 10,1563 0,60592 71,5329

Estrazione e

distribuzione

combustibili

Uso di solventi

Trasporto su

strada

0,09012 0,45071 0,63106 23,0315 0,09012 9,01509

Trattamento e

smaltimento

rifiuti

Agricoltura

CIVIDALE DEL

FRIULI

Altre sorgenti e

assorbimenti

Combustione

non industriale

0,00197 0,52807 0,00084 0,02292 0,00241 0,27135 0,00007 10,4817

Combustione

nell'industria

0,00231 0,00194 0,00437 0,00242 0,0046 0,08298 0,00298 0,05559

Processi

produttivi

Estrazione e

distribuzione

combustibili

Uso di solventi

Trasporto su

strada

0,02149 0,10765 0,15072 5,56196 0,02149 2,15362

Trattamento e

smaltimento

rifiuti

Agricoltura

FAEDIS

Altre sorgenti e

assorbimenti

9 Tratto dalla presentazione del Centro Regionale di Modellistica Ambientale (CRMA) dell’ARPA FVG

41


Moimacco

COMUNE MAC_NOME As Cd Cr Hg Mn Ni Pb Se Zn

Combustione

non industriale

0,00044 0,12709 0,00019 0,02055 0,00068 0,06501 0,00001 2,52317

Combustione

nell'industria

0,0236 0,00529 0,13308 0,06158 0,19423 0,2703 0,00816 2,66048

Processi

produttivi

Estrazione e

distribuzione

combustibili

Uso di solventi

Trasporto su

strada

0,02179 0,109 0,15263 5,50792 0,02179 2,18064

Trattamento e

smaltimento

rifiuti

Agricoltura

MOIMACCO

Altre sorgenti e

assorbimenti

Combustione

non industriale

0,00249 0,38533 0,00106 0,02185 0,0032 0,20174 0,00008 7,62959

Combustione

nell'industria

0,01116 0,01031 0,01547 0,01061 0,01269 0,52364 0,01592 0,13287

Processi

produttivi

Estrazione e

distribuzione

combustibili

Uso di solventi

Trasporto su

strada

0,04326 0,21634 0,30285 10,9777 0,04326 4,32728

Agricoltura

PREMARIACCO

Altre sorgenti e

assorbimenti

Combustione

non industriale

0,00263 0,35616 0,00115 0,01843 0,00409 0,18699 0,00007 7,04588

Combustione

nell'industria

0,00811 0,00745 0,01148 0,00775 0,00966 1,28071 0,01147 0,81639

Processi

produttivi

0,14968 0,07116 0,64326 0,11357 0,36241 1,73914 0,11509 13,5869

Estrazione e

distribuzione

combustibili

Uso di solventi

Trasporto su

strada

0,06211 0,31072 0,43502 15,705 0,06211 6,2145

Trattamento e

smaltimento

rifiuti

Agricoltura

REMANZACCO

Altre sorgenti e

42


Moimacco

assorbimenti

Combustione

non industriale

0,00055 0,34175 0,00023 0,02002 0,00085 0,17271 0,00002 6,79635

Combustione

nell'industria

0,00208 0,00185 0,00332 0,00206 0,00309 0,07905 0,00285 0,03505

Processi

produttivi

Estrazione e

distribuzione

combustibili

Uso di solventi

Trasporto su

strada

0,01497 0,07518 0,10526 3,73489 0,01497 1,50373

Trattamento e

smaltimento

rifiuti

Agricoltura

TORREANO

Altre sorgenti e

assorbimenti

COMUNE MAC_NOME CH4 CO CO2 COV NOx PM10 PM2_5 PTS SO2

ton/anno ton/anno kton/anno ton/anno ton/anno ton/anno ton/anno ton/anno ton/anno

Combustione

non

industriale

22,1198 362,539 3,94106 90,5682 8,06279 16,6958 16,1737 17,3908 1,58584

Combustione

nell'industria

3,27942 24,3381 73,6394 52,3924 100,496 1,83484 1,61203 3,85149 35,3354

Processi

produttivi

0,17374 21,7175 0,8687 6,06173 6,66262 5,54422 2,98161 6,99707 1,38992

Estrazione e

distribuzione

combustibili

212,178 35,2677

Uso di

solventi

182,094 0,8099 0,8099 1,171

Trasporto su

strada

6,28718 884,446 29,2777 126,048 96,3832 7,08306 5,25256 9,15715 3,13385

Trattamento

e

smaltimento

rifiuti

2,62884

Agricoltura 141,679 0,10282 2,40653

CIVIDALE DEL

FRIULI

Altre

sorgenti e

assorbimenti

0,34862 5,3514 7,96136 0,18613 0,68468 0,66488 0,69945 0,04235

Combustione

non

industriale

17,571 288,8 0,99533 72,2575 4,61194 13,3146 12,8984 13,8692 0,88274

Combustione

nell'industria

0,01911 0,10904 0,45587 0,01911 0,75137 0,1299 0,11384 0,16203 3,08901

Processi

produttivi

0,47672 0,02725 0,01354 0,06276

FAEDIS

Estrazione

distribuzione

4,73029

43


Moimacco

combustibili

Uso di

solventi

57,7309 0,1148 0,06888 0,164

Trasporto su

strada

1,60963 247,616 7,01087 35,1964 25,3662 1,6576 1,22498 2,15383 0,74031

Trattamento

e

smaltimento

rifiuti

0,38315

Agricoltura 55,4107 0,0302 0,73589

Altre

sorgenti e

assorbimenti

120,743 0,10714 0,10714 0,10714

Combustione

non

industriale

5,35098 78,8857 20,8425 19,2581 19,8334 3,27948 3,17924 3,41298 0,3958

Combustione

nell'industria

0,49681 4,10451 11,174 0,49681 186,728 0,38232 0,33945 0,55807 8,78545

Processi

produttivi

0,36352 0,11454 0,05664 0,26439

Estrazione

distribuzione

combustibili

25,4441 0,8119

Uso di

solventi

126,795 0,5593 0,33558 0,832

Trasporto su

strada

1,26803 179,569 7,11885 24,9299 26,6048 1,9227 1,38956 2,52475 0,7668

Trattamento

e

smaltimento

rifiuti

0,87628

Agricoltura 6,81809 0,00592 0,95408

MOIMACCO

Altre

sorgenti e

assorbimenti

0,05576 0,05576 0,05576

Combustione

non

industriale

13,1644 213,318 7,70287 53,1934 9,67249 9,71839 9,41526 10,1221 0,79374

Combustione

nell'industria

0,07318 0,66035 1,78609 0,1349 3,71707 0,74207 0,64315 0,9392 16,5188

Processi

produttivi

0,58903 0,1019 0,05551 0,23201

Estrazione e

distribuzione

combustibili

20,6193 6,27514

Uso di

solventi

452,1 0,22393 0,14361 0,31163

Trasporto su

strada

2,78676 393,317 14,1229 55,6243 51,6052 3,63425 2,65495 4,7516 1,51493

Agricoltura 41,5454 0,03058 4,50632

PREMARIACCO

Altre

sorgenti e

assorbimenti

0,1593 2,4453 0,2232 0,08505 0,27053 0,26149 0,27728 0,01935

Combustione

non

industriale

11,8967 194,855 2,47528 48,6717 4,69089 8,95763 8,67757 9,33048 0,71832 REMANZACCO

Combustione 0,11598 0,57361 2,10645 0,11241 10,3578 0,74299 0,53287 0,89423 15,1596

44


Moimacco

nell'industria

Processi

produttivi

0,033 4,162 0,165 1,01516 1,086 1,50523 0,76305 1,79845 2,545

Estrazione e

distribuzione

combustibili

47,8439 5,49018

Uso di

solventi

99,3349

Trasporto su

strada

3,91501 575,484 20,2197 77,5659 77,9849 5,38246 3,95176 7,01056 2,18397

Trattamento

e

smaltimento

rifiuti

1,16334

Agricoltura 63,7951 0,09206 1,64498

Altre

sorgenti e

assorbimenti

0,20531 0,20531 0,20531

Combustione

non

industriale

11,7874 190,594 7,88521 47,5179 9,57843 8,65768 8,38785 9,01725 0,57596

Combustione

nell'industria

0,01507 0,07856 0,3641 0,01507 0,6376 0,19376 0,16317 0,25493 2,95474

Processi

produttivi

1,30048 0,0449 0,02224 0,10357

Estrazione e

distribuzione

combustibili

3,87521

Uso di

solventi

48,5305

Trasporto su

strada

1,12502 163,582 4,87802 23,5468 15,3975 1,14804 0,86573 1,46542 0,53748

Trattamento

e

smaltimento

rifiuti

0,5868

Agricoltura 7,11643 0,00503 0,30567

TORREANO

Altre

sorgenti e

assorbimenti

103,552 0,08064 0,08064 0,08064

45


Moimacco

Comune Combu

stione

non

industr

iale

Combus

tione

nell'ind

ustria

Processi

produtti

vi

Estrazione

e

distribuzio

ne

combustibi

li

Uso di

solventi

Trasporto

su strada

Trattamento

e smaltimento

rifiuti

Agricoltura Altre sorgenti

e

assorbimenti

Cividale del

Friuli

16,6958 1,83484 5,54422 0,8099 7,08306 0,68468

Faedis 13,3145 0,1299 0,02725 0,1148 1,6576 0,10714

Moimacco 3,27948 0,38232 0,11454 0,5593 1,9227 0,05576

Premariacc

o

9,71839 0,74207 0,1019 0,22393 3,63425 0,27053

Remanzacc

o

8,95763 0,74299 1,50523 5,38246 0,20531

Torreano 8,65768 0,19376 0,0449 1,14804 0,08064

PM 10

PM 10

0

5

10

15

20

25

30

35

Tonn/anno

Cividale del

Friuli

Faedis Moimacco Premariacco Remanzacco Torreano

Comuni

Quantità di PM 10 prodotte nei Comuni per macrosettore (in ton/anno)

Altre sorgenti e assorbimenti

Agricoltura

Trattamento e smaltimento rifiuti

Trasporto su strada

Uso di solventi

Estrazione e distribuzione combustibili

Processi produttivi

Combustione nell'industria

Combustione non industriale

46


Moimacco

Comune Combu

stione

non

industri

ale

Combu

stione

nell'ind

ustria

Processi

produttivi

Estrazione

e

distribuzio

ne

combustibi

li

Uso di

solventi

Trasporto

su strada

Trattament

o

e

smaltiment

o rifiuti

Agricoltu

ra

Altre sorgenti e

assorbimenti

Cividale del

Friuli

16,173

1,6120

2,98161

0,8099

5,25256

0,66488

Faedis 12,898

0,1138

0,01354

0,06888

1,22498

0,10714

Moimacco 3,1792

0,3394

0,05664

0,33558

1,38956

0,05576

Premariacco 9,4152

0,6431

0,05551

0,14361

2,65495

0,26149

Remanzacco 8,6775

0,5328

0,76305

3,95176

0,20531

Torreano 8,3878

0,1631

0,02224

0,86573

0,08064

PM 2,5

PM 2,5

0

5

10

15

20

25

30

Ton/anno

Cividale Faedis Moimacco Premariacco Remanzacco Torreano

Comuni

Quantità di PM 2,5 prodotte nei Comuni per macrosettore (in ton/anno)


Agricoltura


Trasporto su strada

Uso di solventi


Processi produttivi



47


Moimacco

Macrosettore Cividale Faedis Moimacco Premariacco Remanzacco Torreano

Combustione non industriale 0,66639 0,52807 0,12709 0,38533 0,35616 0,34175

Combustione nell'industria 1,26556 0,00194 0,00529 0,01031 0,00745 0,00185

Processi produttivi 0,37465 0,07116


Uso di solventi

Trasporto su strada 0,09012 0,02149 0,02179 0,04326 0,06211 0,01497


Agricoltura


Cadmio

Macrosettori Cividale Faedis Moimacco Premariacco Remanzacco Torreano





Uso di solventi



Agricoltura


Nichel






Uso di solventi



Agricoltura


Piombo

48


Moimacco






Uso di solventi

Trasporto su strada


Agricoltura


Arsenico






Uso di solventi



Agricoltura


Cromo






Uso di solventi

Trasporto su strada


Agricoltura


Mercurio

49


Moimacco






Uso di solventi



Agricoltura


Zinco






Uso di solventi



Agricoltura 2,40653 0,73589 0,95408 4,50632 1,64498 0,30567

Altre sorgenti e assorbimenti 0,18613 0,08505

NOX




Processi produttivi 38


Uso di solventi

Trasporto su strada


Agricoltura


Manganese

50


Moimacco

Nella mappa sono riportate le emissioni di PM10 da traffico nella provincia di Udine . Il Comune di Cividale del Friuli è tra il 90° e il 98° percentile per emissioni complessive (tra 20,53 e 31,34 tonnellate/anno); il Comune di Moimacco è invece tra il 25° e il 50° percentile (tra 4,31 e 7,13 tonnellate/anno.)

51


Moimacco

Nelle due mappe si evidenziano le emissioni di PM10 da traffico lineare e da traffico diffuso. Il Comune di Cividale del Friuli si posiziona per entrambi i tipi di traffico su livelli alti della graduatoria: tra il 50° e 75° percentile per il traffico diffuso (tra 7,14 e 11,96 tonnellate/anno) e tra il 75° e 90° percentile per il traffico lineare (tra 11,97 e 20,52 tonnellate/anno). Il Comune di Moimacco è a livelli relativamente bassi per il traffico lineare (superiore comunque ai Comuni confinanti), tra il il 25° e il 50° percentile (tra 4,31 e 7,13 tonnellate/anno) e molto bassi per il traffico diffuso, tra il 1° e il 25° percentile ( tra 0 e 4,30 tonnellate/anno)

52


Moimacco

Nella mappa sono riportate le emissioni di NOX da traffico nella provincia di Udine . Il Comune di Cividale del Friuli è tra il 90° e il 98° percentile per emissioni complessive (tra 183,1 e 291,3 tonnellate/anno); il Comune di Moimacco è invece tra il 25° e il 50° percentile (tra 40,7 e 67,5 tonnellate/anno)

53


Moimacco

Nelle due mappe si evidenziano le emissioni di NOX da traffico lineare e da traffico diffuso. Il Comune di Cividale del Friuli si posiziona per entrambi i tipi di traffico su livelli alti della graduatoria: tra il 50° e 75° percentile per il traffico diffuso (tra 67,6 e 111,5 tonnellate/anno) e tra il 75° e 90° percentile per il traffico lineare (tra 111,6 e 183,1 tonnellate/anno). Il Comune di Moimacco è a livelli relativamente bassi per il traffico lineare (superiore comunque ai Comuni confinanti), tra il 25° e il 50° percentile (tra 40,7 e 67,5 tonnellate/anno) e molto bassi per il traffico diffuso, tra il 1° e il 25° percentile (tra 0 e 40,6 tonnellate/anno.)

54


Moimacco

Nella mappa sono evidenziate le emissioni di NOX in Provincia di Udine. Sia il Comune di Cividale che il Comune di Moimacco sono nella fascia di percentili alta ( tra 80° e 98°; tra 230,8 e 726,6 tonnellate/anno); i Comune con più elevato percentile sono quelli di Osoppo e di Udine (tra 98° e 100° percentile).

55


Moimacco

Nella mappa sono evidenziate le emissioni di PTS (Polveri Totali Sospese) in Provincia di Udine. Il Comune di Cividale è nella fascia di percentili alta ( tra 90° e 98°; tra 49,3 e 262,9 tonnellate/anno); il Comune con più elevato percentile è quello di Osoppo dove c’è una grande acciaieria (tra 98° e 100° percentile). Il Comune di Moimacco è nella fascia bassa (tra 25° e 50° percentile; tra 12,2 e 18,5 tonnellate anno).

56


Moimacco

a.c) Considerazioni sui dati ricavati dagli inventari di emissioni

57


Moimacco

Va premesso che gli inventari di emissioni si basano su stime e i dati raccolti comportano un margine di incertezza. Sulla base dei dati raccolti possiamo comunque fare alcune considerazioni. Come abbiamo detto nel paragrafo sui “Fattori di emissione”, alcuni inquinanti non sono stati monitorati (ad esempio il PM 2,5, che è comunque una frazione del PM10, la diossina, il rame, il metano), ma questo è normale in quanto le emissioni di molti inquinanti sono correlate tra loro. Pertanto non è necessario misurarli tutti e ne vengono scelti alcuni come indicatori dell’inquinamento. Con l’analisi diretta degli effetti sanitari correlabili all’inquinamento verranno comunque considerati anche correlabili ad inquinanti non direttamente monitorati. Un altro aspetto che emerge dai dati raccolti, in particolare dal catasto delle emissioni, è la ripartizione quantitativa fra diverse fonti emissive che è stata stimata. Mentre per alcuni metalli pesanti è evidente che la fonte predominante è la combustione nell’industria (Cadmio, cromo, Arsenico, Zinco) o alcuni processi produttivi (Nichel, Mercurio) – anche se una quota non trascurabile deriva da altri macrosettori quali ad esempio combustione non industriale per il cadmio, trasporto su strada per il piombo – per il PM10 e il PM 2,5 le fonti sono molto diversificate. Dai dati del catasto delle emissioni, in linea con i dati dell’inventario delle emissioni nazionale e provinciale, risulta quantitativamente predominante la fonte identificata con il macrosettore combustione non industriale, seguita per tutti i Comuni dell’area (Moimacco, Faedis, Torreano, Premariacco, Remanzacco) da trasporto su strada e per Cividale del Friuli da processi produttivi e combustione industriale. Di ciò si dovrà tener conto nell’analisi dei dati di monitoraggio, e data la grande diffusibilità del PM 10 e PM2,5 su grandi superfici di territorio nell’interpretazione modelli di dispersione. Per quanto riguarda gli ossidi di azoto che sono precursori del PM10 secondario la fonte principale è comunque la combustione industriale (186 tonnellate anno a Moimacco e 100 a Cividale del Friuli) seguita dalla fonte del trasporto su strada che sommando le emissioni di tutti i sei Comuni è tuttavia complessivamente maggiore. Infine come ultima considerazione, si è evidenziato in particolare dai dati dell’inventario emissioni e da altri dati ricavati altri studi sulle emissioni, che dal 1990 ad oggi c’è stata una diminuzione delle emissioni di PM 10 e 2,5, (in linea anche con i dati di monitoraggio presenti in letteratura che rilevano una diminuzione negli ultimi decenni, contrariamente a quanto si ritiene comunemente). Questa tendenza non è però evidente nel macrosettore dei processi produttivi, dove anzi a livello del settore produzione di acciaio e laminatoi si è verificato un aumento in Provincia di Udine. Anche per le emissioni di alcuni metalli pesanti il trend in provincia di Udine è in crescita dal 1990 al 2005 nel macrosettore dei processi produttivi (cadmio da 69 a 100 kg/anno, nichel da 193 a 392 kg/anno, piombo da 3428 a 6949 Kg/anno, cromo da 421 a 854 kg/anno).

58


Moimacco

b) Dati del monitoraggio ambientale

b.a) Confronto dei dati di monitoraggio con concentrazioni tipiche e altri dati di monitoraggio locali

I dati ricavati dal monitoraggio ambientale si avvicinano di più alla stima dell’esposizione individuale che ci interessa per lo studio. I dati presentati al termine del monitoraggio dall’ARPA nella relazione conclusiva evidenziano livelli di inquinamento atmosferico non elevati nelle aree abitate (centralina di Moimacco e altri punti di misura nelle zone residenziali). I dati della centralina della Z.I. si riferiscono ad un area dove non vi sono residenti nei primi 500 m di distanza, e tra 70 e 80 residenti a meno di 1 Km di distanza. Nella fascia tra 1Km e 1km e 500m dove era ubicata la centralina di Moimacco gli abitanti erano circa 1000; la restante popolazione è residente ad oltre 1500m e dovrebbe teoricamente essere esposta a concentrazioni idi inquinanti inferiori di quelle misurate dalla centralina di Moimacco, che è più vicina alla Z.I. I brani in corsivo sono appunto tratti dalla relazione conclusiva dell’ARPA. Si premette alla valutazione delle concentrazioni rilevate nel corso del monitoraggio in atmosfera (nel centro abitato) e al confronto di queste con le concentrazioni tipiche di diverse aree (urbane, rurali, industriali, remote) una breve descrizione dell’inquinante, delle sue caratteristiche e delle sue fonti, in generale e nello specifico in provincia di Udine con le quantità emesse (tratte dall’Inventario Nazionale delle Emissioni) con i trend dal 1990 al 2005; si accennerà anche ad alcuni inquinanti non monitorati ma che in base ai fattori di emissione tipici per attività presenti nella zona industriale è presumibili che siano presenti in atmosfera (della presenza di inquinanti non monitorati verrà comunque tenuto conto nell’individuazione di indicatori di effetti sanitari nell’indagine epidemiologica). Nelle pagine seguenti verranno esaminati gli inquinanti rilevati con il monitoraggio, e dei quali si è già discusso riguardo alle diverse sorgenti di emissione, sia in generale che a livello locale, e di cui si è accennato ad alcune caratteristiche fisico chimiche e tossicologiche; poiché questi aspetti sono collegati con i dati di monitoraggio e con le concentrazioni ambientali, in parte alcune informazioni saranno richiamate. Si effettueranno alcuni confronti fra i dati rilevati nell’area, le concentrazioni tipiche ricavate dalla letteratura e alcuni dati di monitoraggio locali. Nel paragrafo sui modelli di dispersione degli inquinanti verranno interpretati i dati di monitoraggio. Gli ossidi di azoto che contribuiscono all’inquinamento atmosferico sono il monossido di azoto (NO) e il biossido di azoto (NO2). E’ già stato detto che la principale sorgente di emissione è la combustione nei motori degli autoveicoli seguita attività umane sono gli impianti di riscaldamento e gli impianti industriali e che gli ossidi di azoto sono inoltre molto importanti in quanto sono precursori delle polveri assieme agli ossidi di azoto, gli ossidi di zolfo formano i nuclei delle polveri ultrafini. Le concentrazioni di fondo in ambiente rurale nei paesi industrializzati variano tra 15 e 30 μg/m3. Nelle aree urbane superano i 40 μg/m3 come concentrazione media annua (WHO’s 2000 Air Quality Guidelines) in molte delle più grandi città in tutti i continenti. Le concentrazioni su brevi periodi può variare molto da città a città, e nei vari momenti di misurazione durante il giorno e la notte. Le concentrazioni medie dipendono molto anche dalla distanza delle centraline di monitoraggio dalle strade principali. La media annua nelle maggiori città europee v misurate nel 2002 vanno dai 14 μg/m3 in Islanda ai 44 μg/m3 in Francia; a Stoccolma è stata riportata una media annuale di 18 μg/m3 mentre a Parigi di 57 μg/m3. Gli ossidi di azoto nella zona monitorata sono risultati “nettamente inferiori ai limiti di legge”. Il biossido di zolfo (anidride solforosa, SO2) è un gas incolore, irritante, non infiammabile, molto solubile in acqua e dall’odore pungente. Come già detto il biossido di zolfo è tradizionalmente derivato dalla combustione di combustibili fossili (ad esempio da riscaldamento domestico o combustioni industriali) ed è importante in quanto precursore delle polveri (assieme agli ossidi di azoto, gli ossidi di zolfo formano i nuclei delle polveri ultrafini).

59


Moimacco

I livelli di biossido di zolfo sono diminuiti notevolmente, nella maggior parte d'Europa e del Nord America e in molti luoghi in Asia. I miglioramenti nella maggior parte dei paesi membri della Commissione Economica delle Nazioni Unite per l'Europa negli ultimi decenni sono stati stimolati dall’applicazione di norme nazionali e internazionali compresi i protocolli in base alla convenzione sull’inquinamento atmosferico transfrontaliero a lungo raggio. Da una rassegna delle medie annue delle concentrazioni di biossido di zolfo rilevate nel periodo 2000-2005 in un numero selezionato di città in Asia, Africa, nelle Americhe e in Europa, circa la metà delle città sono risultate concentrazioni medie annue superiori a 20 μg/m3, mentre i 50 μg/m3, sono stati superati nel circa il 15% delle città. La più alta concentrazione di biossido di zolfo sono stati registrati in alcune delle megalopoli in paesi in via di sviluppo, anche se in alcune grandi aree urbane sono state rilevate concentrazioni abbastanza basse. Mentre le concentrazioni medie annue di biossido di azoto nelle aree urbane paesi in via di sviluppo tipiche sono di 40-80 μg/m3, quelle nel Nord America e in Europa sono di 10-30 μg/m3, e nelle città dell'Unione Europea di 6-35 μg/m3. In alcuni singoli siti si sono comunque rilevati livelli più alti. Per gli ossidi di zolfo nell’area monitorata “si evidenzia un sostanziale rispetto delle normative “ “su livelli significativamente più bassi di quelli registrati a Udine” (un quinto rispetto a quelli registrati a Udine 10µg/m3 rispetto a 56), “paragonabili con quelli di aree urbane non interessate direttamente dal traffico autoveicolare, (ad esempio parco urbano di Via Cairoli a Udine) ”. Il monossido di carbonio (CO) è un gas inodore, incolore, insapore, proviene dalla combustione incompleta dei materiali contenenti carbonio, quindi della maggior parte dei combustibili. Per il monossido di carbonio le concentrazioni misurate nell’area monitorata “presentano valori molto contenuti pur con la presenza di qualche episodio orario più significativo anche se comunque di scarso rilievo”. L’ozono è un gas di colore azzurro pallido, instabile e dall’odore pungente. Si forma tramite reazioni chimiche a partire dagli ossidi di azoto (NOx) e composti organici volatili (VOC), in presenza di radiazione solare. Da ciò deriva che come l’ozono è un inquinante preoccupante soprattutto nei periodi estivi, in cui si presentano le condizioni favorevoli (forti insolazioni, scarsa ventilazione) alla formazione di ozono. Per quanto riguarda l’ozono i livelli sono risultati più elevati ma “questi numeri stanno ad indicare che nell’area urbana di Moimacco il livello di inquinamento prodotto dalle attività antropiche (in particolare dal traffico) risulta molto basso: infatti gli stessi inquinanti che concorrono alla formazione dell’ozono, se presenti in concentrazioni significative, provvedono poi alla sua degradazione, mentre in aree poco inquinate i valori di ozono raggiungono livelli molto più elevati”. Il benzene è un idrocarburo aromatico presente nei prodotti derivati dal carbone e dal petrolio e proviene dalla combustione di prodotti naturali. Relativamente al benzene “i dati di Moimacco risultano più che dimezzati rispetto a quelli del centro di Udine (peraltro molto contenuti nel periodo di monitoraggio maggio-giugno 05) a conferma dello scarso traffico che interessa l’abitato” Secondo studi riportati nelle Air Quality Guidelines dell’OMS del 2000 le concentrazioni mediane in atmosfera sono di 0,51 µg/m3 in aree remote 1,50 µg/m3 in aree rurali e 5,76 µg/m3 in aree urbane e suburbane (dati rilevati in USA); in alcune grandi città europee(Londra, Oslo, Bilthoven, ed altre.) e nordamericane le medie variavano tra 2,8 e 40 µg/m3. Nell’area monitorata il benzene è stato rilevato alle concentrazioni tra 0,4 e 0,6 µg/m3 in aree residenziali e 2,9 µg/m3 in zona industriale. Anche il toluene ha fra le fonti principali di emissioni i carburanti ma si trova anche in solventi industriali e una vasta gamma di prodotti commerciali; le concentrazioni medie in atmosfera possono variare considerevolmente: In uno studio in sei città canadesi la concentrazione media delle 24 ore è risultata tra i 5 e i 44 µg/m3, mentre nelle aree rurali era tra 3,5 e 5 µg/m3. Valori medi di 41 µg/m3 sono stati misurati a Torino (nel 1991), e valori dello stesso ordine di grandezza in USA, Australia e Regno Unito. Nell’area monitorata sono stati misurati valori medi tra 1,6 e 4,6 µg/m3.

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Moimacco

I metalli pesanti sono in gene presente nelle polveri, in particolare nel PM 10, (e in maggior misura nel PM 2,5 che per gran parte origina da processi di combustione). Per alcune valutazioni e considerazioni sui dati di monitoraggio dei metalli pesanti si rimanda quindi al paragrafo sul PM 10. Delle caratteristiche e origine di questi inquinanti si è già parlato nel paragrafo sugli inventari delle emissioni a pag. 33. Come si è già detto alcuni metalli sono tipici di emissioni di acciaieria, ma non esclusivi di queste; il contenuto di metalli pesanti e le percentuali di essi nel PM 10 è molto variabile, dato che questi metalli sono emessi anche da altre fonti, quali ad esempio il traffico veicolare o altri processi di combustione. Alcuni metalli pesanti possono essere considerati markers di marker di specifiche componenti e sorgenti di particolato.10 Inoltre dato che i metalli sono veicolati in gran parte dal PM 10 e ancora di più nel PM 2,5 e nel particolato più fine, vale il discorso fatto in precedenza sulla grande mobilità nel territorio del PM10 e particolarmente del PM 2,5 e quindi della difficoltà di ripartire le diverse fonti dalle quali deriva il PM10 rilevato in una determinata area non troppo vicina a sorgenti emissive. (il contenuto in metalli pesanti varia anche le caratteristiche tossicologiche del PM 10; anche se è stata definita una retta dose-risposta per stimare gli effetti del PM 10 a prescindere dalla composizione chimica dello stesso, alcune caratteristiche chimiche – contenuto in determinati metalli pesanti - dello stesso entrano nei meccanismi d’azione tossicologici e patogenetici del PM 10; per una spiegazione più dettagliata si rimanda al paragrafo sulla “Valutazione del rischio”) I metalli pesanti rilevati nel monitoraggio hanno concentrazioni molto basse negli abitati di Grupignano, Bottenicco e Moimacco. Per il Manganese sono stati riscontrati concentrazioni medie tra i 20 e i 30 ng/m3; secondo le Air Quality Guidelines del OMS – seconda edizione 2000 (AQG) i livelli medi di manganese in atmosfera sono in aree lontane da fonti conosciute di manganese tra i 10 e i 30 ng/m3, in aree urbane e rurali senza fonti di manganese tra i 10 e i 70 ng/m3, vicino a fonderie 200-300 ng/m3; i valori guida dell’OMS sono di 150 ng/m3.

Arsenico Per l’Arsenico abbiamo valori medi rilevati di 0,6, 0,5 e 0,7 ng/m3; il valore obiettivo per i 2013 stabilito dalla normativa (Direttiva 2004/1\07/CE) come media annua è circa 10 volte superiore: 6 ng/m3. I valori tipici rilevati negli USA dall’OMS nelle citate AQG2000 sono di 1-3 ng/m3 in aree remote, 20-30 ng/m3 in aree urbane, e possono superare i 1000ng/m3 vicino ad alcuni impianti industriali; in Europa a Praga di 50-70 ng/m3. E’ presente nel fumo di sigaretta; una sigaretta può contenere da 40 a 120 ng.

Cadmio Nella zona comunque il Cadmio è stato riscontrato a concentrazioni tra 0,3 e 0,4 ng/m3; il valore obiettivo per i 2013 stabilito dalla normativa (Direttiva 2004/1\07/CE) come media annua è più di 10 volte superiore: 5 ng/m3. I valori tipici rilevati nel Nord Europa dall’OMS nelle AQG2000 sono di 0,1 ng/m3 in aree remote, 0,1-0,5 ng/m3 in aree rurali, 1-10 ng/m3 in aree urbane e maggiori di 100 ng/m3 vicino a fonti di emissioni. E’ presente nelle sigarette in quantità tra 500 e 2000 ng per grammo di tabacco, e il 10% viene assorbito con il fumo. L’APAT ha effettuato una stima delle deposizioni del cadmio (e del piombo) nel Nord Italia. Confrontando comunque i valori rilevati sul suolo nell’area studiata le deposizioni non sembrano essere elevate Piombo Il Piombo è stato rilevato alle concentrazioni medie di 0,01µg/m3; il valore limite per la protezione della salute umana stabilito dal DM 2 aprile 2002 n.60 dal 01.01.2005 come media annua è cinquanta volte superiore: 0,5 µg/m3. I valori tipici rilevati dall’OMS nelle AQG2000 sono di 0,15µg/m3 in aree non urbane e 0,15-0,5µg/m3 in città europee.

10 Ad esempio la componente marina (Na, Cl), la componente di polvere minerale (Al, Si, Ca, Ti, Sr), i solfati (S), i prodotti di combustione di biomassa ocomponenti biogenici (K, Zn, Rb), la combustione di olii pesanti (V, Ni), le emissioni da inceneritori (K, Zn,Pb), le emissioni da traffico e da attività industriali (Mn, Ni, Cu, Zn, Pb).Tratto da R. Vecchi – “Il particolato atmosferico: la composizione elementare”. Dipartimento di Fisica – Università di Milano e INFN

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Moimacco

Nichel Nichel è stato rilevato alle concentrazioni medie di 4,2, 4,0 e 6,0 ng/m3; il valore obiettivo per i 2013 stabilito dalla normativa (Direttiva 2004/1\07/CE) come media annua è da 3 a 5 volte superiore: 20ng/m3. I valori tipici riportati dall’OMS nelle AQG2000 sono di 1-10 ng/m3 in aree urbane e 110-180 ng/m3 in aree altamente industrializzate o grandi città. E’ presente nel fumo di sigaretta; una sigaretta può contenere da 40 a 580 ng.

Cromo Il Cromo è stato riscontrato concentrazioni medie comprese tra meno di 0.001 a 0,002µg/m3. I valori tipici riportati dall’OMS nelle AQG2000 sono di 0-0,003 µg/m3 in aree remote, 0,004-0,07µg/m3 in aree urbane, e 0,005-0,2 µg/m3 in aree industriali; E’ presente nelle sigarette in quantità tra 240 e 6300 µg per kg di tabacco. Il Vanadio è stato riscontrato a concentrazioni medie comprese tra 0,001 e 0,002 µg/m3; I valori tipici riportati dall’OMS nelle AQG2000 riscontrati i Europa sono di 0-0,003 µg/m3 in aree remote, 0,007-0,2µg/m3 in aree urbane, e 0,01-0,07 µg/m3 in aree industriali; ; i valori guida dell’OMS sono di 1µg /m3. Anche per il Ferro e lo Zinco che hanno comunque rilevanza tossicologica molto scarsa, per i quali non vi sono limiti normativi e non sono nemmeno considerati nelle Air Quality Guidelines dell’OMS i valori rilevati dall’ARPA sono molto inferiori di quelli rilevati in zone residenziali vicine ad altre Zone Industriali della regione In generale le concentrazioni rilevate con la centralina posizionata al centro della zona industriale, vicino alla COOP, in un area dove non risulta esserci popolazione stabilmente residente, sono più elevate (anche nella campagna di monitoraggio del 2007). Va quindi precisato che per i lavoratori valgono limiti diversi rispetto a quelli considerati all’esterno delle industrie ( quali i TLW, TLW-STEL, TLW-C) e per valutare il rispetto di tali limiti le concentrazioni devono essere misurate all’interno delle industrie. Gli inquinanti misurati sono in genere diversi da quelli misurati nell’ambiente esterno e specifici per ogni diversa attività industriale e talvolta per le diverse mansioni all’interno dell’attività industriale. I valori di tali limiti sono in genere significativamente più elevati di quelli stabiliti dalla normativa, dalle Organizzazioni sanitarie o dalla letteratura scientifica per la popolazione generale, in quanto si considera una esposizione per un periodo di tempo più limitato ((8 ore al dì per 5 giorni la settimana) una popolazione esposta adulta e sana. Pertanto i valori rilevati nella prossimità delle industrie non possono applicarsi alla popolazione generale, e comunque all’interno della Z.I. non risulta esserci popolazione stabilmente residente. Nella seguente tabella nella pagina seguente si confrontano le concentrazioni rilevate nell’area dall’ARPA con i valori tipici in aree remote, aree urbane, aree industriali, e in specifiche zone industriali della regione. Di questi aspetti si tratterà anche nel paragrafo sul PM10 e sui Modelli di dispersione degli inquinanti. Nella pagina seguente riportiamo una tabella di confronto tra le concentrazioni rilevate nel corso del monitoraggio nell’area oggetto dello studio (sia in zona residenziale che in zona industriale), le concentrazioni tipiche tratte da letteratura scientifica (prevalentemente Air Quality Guidelines dell’OMS) e le concentrazioni rilevate in altri monitoraggi effettuati dall’ARPA vicino a Zone Industriali in Provincia di Udine. Gli inquinanti confrontati sono metalli pesanti, benzene, toluene, etilbenzene, xileni. Per il confronto delle concentrazioni del PM10 rimandiamo al paragrafo successivo. Sul confronto tra le concentrazioni degli inquinanti classici rilevati nell’area (NOX, SOX, CO e O3) e le concentrazioni tipiche o locali si è detto in precedenza. Per quanto riguarda le concentrazioni locali va tenuto conto che i dati non sono sempre confrontabili, in quanto una centralina in zona residenziale a 1250 metri dalle sorgenti dell’inquinamento a parità di emissioni e di direzione e intensità dei venti prevalenti non è confrontabile con una centralina a 650 metri, così come una centralina industriale posta a 250 metri dalle fonti emissive non è confrontabile con una a 500 metri.

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Moimacco

11

Vicino a fonderie

Composti

Conc Aree

Remote

Conc.

Aree

Urbane

Conc

Aree

Industriali

Conc Zona

Residenziale

presso

Zona Ind

Udinese

(ZIU)

Conc

Zona

Industriale

Udinese

Conc

Zona

Residenziale

vicino Zona

Ind

Osoppo-

Buja

Concentrazioni Zona Residenziale Concentrazioni

Zona

Industriale

Arsenico 1-3 ng/m³

20-30 ng/m³

1000 ng/m³

5,6 ng/m³ (L)

5,6 ng/m³ (M)

0,6 ng/m³ (A)

0,5 ng/m³ (B)

0,7 ng/m³ (C)

38,8 ng/m³ (D)

Cadmio 0,1 ng/m³ 0,1- 0,5 ng/m³ (Aree rurali)

1-10 ng/m³

Fino oltre 1000 ng/m³

1,2 ng/m³ (L)

1,2 ng/m³ (M)

(3-1-(-)1) 1-1 ng/m³ verificare (P)

0,4 ng/m³ (A)

0,3 ng/m³ (B)

0,3 ng/m³ (C)

1,3 ng/m³ (D)

Cromo(1) 0-

0,003µg/m³

0,004-0,007µg/m³

0,005-0,2µg/m³ (A)

0,019 µg/m³ (L)

0,021 µg/m³ (M)

0,001µg/m³ (A)

<0,001µg/m³ (B)

0,002µg/m³ (C)

0,115µg/m³ (D)

Manganese 0,01-0,03 µg/m³

0,01-0,07 µg/m³

0,2-0,3 µg/m³ 11

0,21 µg/m³ (L)

0,22 µg/m³ (M)

(0,06–0,05-(0,02)) 0,07-0,09 µg/m³ (P)

0,02µg/m³ (A)

0,02µg/m³ (B)

0,03µg/m³ (C)

0,26µg/m³ (D)

Ferro 2,1 µg/m³ (L)

1,1 µg/m³ (M)

(0,7-0,6-(0,4)) 0,8-1,4µg/m³ (P)

0,4µg/m³ (A)

0,3µg/m³ (B)

0,5µg/m³ (C)

8,7µg/m³ (D)

Nichel 1-10 ng/m³ 110-180 ng/m³

22,6 ng/m³ (L)

7,5 ng/m³ (M)

4,2 ng/m³ (A)

4,0 ng/m³ (B)

6,6 ng/m³ (C)

69,6 ng/m³ (D)

Piombo 0,15µg/m³

0,15-0,50µg/m³

0,13µg/m³ (L)

0,10µg/m³ (M)

(0,06-0,15-(-)) 0,17-0,11µg/m³ (P)

0,01µg/m³ (A)

0,01µg/m³ (B)

0,01µg/m³ (C)

0,08µg/m³ (D)

Vanadio 0-0,003 µg/m³

0,007 -0,2 µg/m³

0,01-0,07 µg/m³

0,005 µg/m³ (L)

0,004µg/m³ (M)

0,002 µg/m³ (A)

0,001µg/m³ (B)

0,002µg/m³ (C)

0,003µg/m³ (D)

Zinco 0,52µg/m³ (L)

0,66µg/m³ (M)

0,07µg/m³ (A)

0,06µg/m³ (B)

0,08µg/m³ (C)

0,65µg/m³ (D)

Benzene 0,51 µg/m³ (mediana); 1,50 µg/m³ (media aree rurali)

5,76 µg/m³

1,1-3,4 µg/m³

0,5µg/m³ (E)

0,4µg/m³ (F)

0,6µg/m³ (H) 0,4µg/m³ (I)

2,9µg/m³ (G)

Etilbenzene 0,4-1,8 µg/m³

2,4µg/m³ (E)

0,5µg/m³ (F)

1,6µg/m³ (G)

Toluene 3,5-5 µg/m 5-44 µg/m 2,4-7,1 µg/m³

4,6µg/m³ (E)

1,6µg/m³ (F)

4,0µg/m³ (G)

Xileni 1,2-6,5 µg/m³

9,7µg/m³ (E)

2,1µg/m³ (F)

7,4µg/m³ (G)

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Moimacco

Distanza da

sorgente

(metri)

Periodo di monitoraggio Misure su

Polveri Totali

Sospese (PTS) o

PM10

A) CP1: Cividale del Friuli - abitato di Grupignano 900 Novembre 04 – settembre 05 PTS B) CP2: Moimacco – abitato di Bottenicco 760 Novembre 04 – settembre 05 – PTS C) CP3: Moimacco – abitato di Moimacco- Via dell’Ancona

1350 Novembre 04 – settembre 05- PTS

D) CP4: Zona Industriale Coop Consumatori Nord Est

250 23/09/05 – 01/02/06 PM 10

E) Sito RAD1: Moimacco - incrocio Via Cividale – Via Tecco

n.a.12

Non misurato su polveri (BTEX)

F) Sito RAD2: Moimacco - Rotonda Via Cividale- Via Soravilla

n.a Non misurato su polveri (BTEX)

G) Sito RAD3: Moimacco - Zona Industriale – Via Soravilla

n.a. Non misurato su polveri (BTEX

H) MM2: Cividale del Friuli – Zona Industriale Coop Consumatori Nord Est

250 Non misurato su polveri (BTEX)

I) MM3: Moimacco – Area scolastica Circa 1300 Non misurato su polveri (BTEX)

L) abitato di Lumignacco 650 Novembre 04 – settembre 05 PTS M) sito di Casali Tosolini 23/11/05 – 01/02/06 PTS (stimato con

algoritmo di conversione il contenuto dei metalli nella frazione PM10)

N) R1- Udine –Via Paparotti R2 - Cargnacco – Via del Museo R3 – Lumignacco – campo sportivo R4 – Cortello – chiesa R5 – Risano – Via Cortello R6 – Lauzacco – Via Grado

n.a

Non misurato su polveri(BTEX)

O) R7 – Zona Industriale Udinese – Via Zanussi

vicino a stabilimenti che utilizzano solventi e COV.

P) Rivoli scuola materna circa 900 m Le medie corrispondono rispettivamente ai periodi aprile-giugno 04,luglio-agosto 04 con acciaieria aperta, (agosto 04 con acciaieria chiusa), ottobre-novembre 04, gennaio febbraio 05 verificare

PTS

Le concentrazioni riportate sono le medie nello stesso periodo

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Moimacco

Le considerazioni nelle pagine successive sulle polveri sono importanti in quanto il PM10 non è un

inquinante singolo, ma particelle composte da una miscela di inquinanti (con composizione chimica varia e

diametro aerodinamico inferiore a 10µ), che quindi contengono anche i singoli inquinanti dei quali si è

trattato in precedenza (organici o inorganici come metalli pesanti). Il particolato sia di origine da fonti

industriali, che di origine urbana contiene sempre metalli pesanti, in diversa proporzione, che altri

microinquinanti organici.

Abbiamo riportato a titolo esemplificativo a pag. 34 la composizione tipica delle polveri da fumi di acciaieria tratta dal Profilo di Rischio nel Comparto Acciaieria elettrica dell’Istituto Superiore per la Prevenzione e Sicurezza sul Lavoro: http://www.ispesl.it/profili_di_rischio/Acciaieria_elettrica/cap4.pdf Come è stato detto nel capitolo sulle fonti emissive il PM10 è un insieme di particelle presenti in aria con caratteristica comune un diametro aerodinamico inferiore a 10 micron. Più che un singolo inquinante (con caratteristiche chimiche e tossicologiche ben definite) può essere considerato come un indicatore dell’inquinamento atmosferico (sia per la valutazione della qualità dell’aria – è utilizzato infatti per costruire indici di qualità dell’aria – sia per la valutazione degli effetti sulla salute della popolazione esposta all’inquinamento atmosferico). Le sue fonti o sorgenti, le sue origini, la sua permanenza in atmosfera e la sua distribuzione nello spazio, le sue caratteristiche fisiche, di composizione chimica, e proprietà tossicologiche sono variabili, e tutte le caratteristiche sopraelencate sono in un certo grado interconnesse. Anche se nel monitoraggio effettuato dall’ARPA è stato misurato solo il PM10 è meglio fare riferimento al PM diviso nelle classi riportate in figura per le differenze presenti in ciascuna frazione sia dell’origine (primaria o secondaria), e delle fonti prevalenti, che delle modalità e i tempi di dispersione e le caratteristiche tossicologiche

Fig. 1 Le frazioni di diametro superiore, fino a 2.5 μm, sono definite come “fine”, e tra i 2.5 e i 10 μm come “coarse” ovvero grossolane in inglese. Dalla figura si evidenzia che le particelle ultrafini - UFP - (inferiori a 0,1 µm) prevalgono numericamente, anche se come volume sono molto inferiori rispetto alla frazione di polveri più

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Moimacco

grandi ( > 0,1 µm fino a oltre 10 µm). Numericamente quasi tutte le UFP, si vengono a trovare negli intervalli riferiti alla nucleazione e ai nuclei di Aitken. Le nanoparticelle si formano infatti attraverso processi di nucleazione (da alcuni nm fino a 80-90 nm) a partire da precursori gassosi emessi in atmosfera e, in seguito, crescono ulteriormente in dimensioni mediante coagulazione, condensazione e accumulazione.13 Il processo di formazione delle varie frazioni di particolato è rappresentato nella figura successiva e si può così riassumere:

Fig. 2 La figura14 sopra riportata esemplifica in modo schematico la formazione delle diverse frazioni di polveri: Le polveri più fini hanno anche una superficie complessiva molto maggiore delle meno fini come evidenziato dalla tabella e dalla figura sotto riportate. Diametro polveri (µm)

Numero polveri (cm-³)

Superficie delle polveri µm2/ cm³)

5 153000000 12000

20 2400000 3016

250 1200 240

5000 0,15 12

Fig3 Fig 4

13

L’ARPA Emilia Romagna con il progetto PolveRe ha raccolto informazioni relative al dimensionamento e alla composizione dell’aerosol presente nell’atmosfera di Bologna, tra le quali ad es. che: oltre il 40 % della massa di articolato è inferiore a 0.49 μm di diametro aerodinamico, quasi tutti gli Ipa presenti nel particolato si trovano nella frazione inferiore a 1.5 µm e relativamente agli anioni, i nitrati risultano dominanti nel periodo invernale, mentre durante il periodo estivo le specie principali sono i solfati. Da Polveri ultrafini e nanoparticelle - Il monitoraggio ambientale di aerosol - Vanes Poluzzi, Isabella Ricciarelli, Claudio Maccone, Arpa Emilia-Romagna -ARPA Rivista N. 6 novembre dicembre 2006. 14

Figura tratta da: Materiale particellare aerodisperso: definizioni, effetti sanitari, misura e sintesi delle indagini ambientali effettuate a Roma – Achille Marconi, Laboratorio di Igiene Ambientale, Istituto Superiore di Sanità – Ann Ist Super Sanità 2003; 39(3): 329-342; (riprodotta modificata da “Atmosferic Physics and Chemistry” Seinfeld and Pandis, 1998)

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Fig 3) Numero di particelle e superficie delle particelle in 10 µg/m3 di polveri in atmosfera Fig 4) Le molecole di superficie come funzione del diametro delle polveri. Le molecole di superficie aumentano esponenzialmente con il diminuire del diametro delle polveri sotto 0,1 µm; questo fenomeno riflette l’importanza dell’area delle particelle di polveri nell’aumentata attività chimica e biologica delle nanoparticelle (<0,1 µm - 10 nm - rispetto alle altre polveri). L’aumentata attività biologica può essere positiva e desiderabile (ad es. attività antiossidante, capacità di trasporto di sostanze terapeutiche, penetrazione delle barriere cellulari) negativa e indesiderata (ad es. tossicità, induzione di stress ossidativi o disfunzioni cellulari) o un mix di entrambe. (figura fornita per cortesia da H. Fissan – comunicazione personale)15 Le polveri in base alle origini possono essere distinte in primarie, secondarie o terziarie, primario se viene prodotto direttamente dalle fonti, secondario se origina da precursori (altri inquinanti o altre sostanze). Le polveri secondarie derivano da processi chimici che avvengono in atmosfera e sono prodotte, con i meccanismi schematizzati in Fig. 2, cioè da trasformazioni chimico-fisiche che coinvolgono diverse sostanze quali SOx, NOx, COVs, NH3 e che ne determinano la produzione e/o rimozione (Deserti et. al. CTN-ACE, 2001). In genere le particelle di tipo primario sono presenti per la gran parte nella frazione grossa, mentre le particelle di tipo secondario sono presenti per la gran parte nella frazione fine. La frazione fine riveste è più importante rispetto alla frazione grossa per la complessità chimica dei suoi costituenti e per l’alto valore del rapporto superficie/volume che come già detto favorisce l’adsorbimento superficiale di sostanze tossiche come i metalli pesanti e IPAs. Inoltre le particelle di diametro inferiore a 2.5 µm, e ancor più la frazione UFP costituiscono la frazione respirabile, in grado di raggiungere gli alveoli polmonari veicolando nell’organismo le sostanze delle quali sono composte, mentre la frazione di diametro superiore costituisce la frazione inalabile, in grado di raggiungere l’area broncotracheale. Per questi motivi il PM 2,5 è preferito dall’OMS come indicatore di esposizione rispetto al PM10 (Air Qualità Guidelines, 2005, World Health Organization); i maggiori effetti sanitari attribuiti al PM10 sono correlati a questa frazione: ad esempio uno studio recente effettuato da Nino Kunzli e altri autori hanno evidenziato un aumento di spessore pari a 5,9% della parete dell’intima media delle carotidi nei soggetti esposti a valori di PM 2.5 superiori di 10 µg/m3 rispetto ai corrispettivi del gruppo di controllo (Künzli N, Jerrett M, Mack WJ, Beckermann B, LaBree L, Gilliland F, Thomas D, Peters J, Hodis HN. Ambient air pollution and atherosclerosis in Los Angeles. Environ Health Perspect. 2005;113:201–206). La concentrazione numerica delle particelle ultrafini (particelle di diametro inferiore a 0,1 µm) potrebbe rappresentare un indicatore più efficace dell’esposizione a inquinanti da traffico rispetto alle concentrazioni del PM2,5. Infine Il PM10 terziario è quello risollevato dal suolo dopo deposizione (ad esempio dalle strade dal passaggio di autoveicoli). Il rapporto tra PM10 e PM 2,5 è abbastanza costante a parità di tipo di sorgenti emissive (su questo argomento si rimanda anche al capitolo sulle caratteristiche tossicologiche del PM10). Per quanto riguarda le caratteristiche fisiche e chimiche queste variano a seconda della fonte ed origine (in base alla fonte e origine possono essere individuate delle sostanze chimiche che sono presenti più frequentemente, e alcune caratteristiche fisiche più tipiche). L’US-EPA ha realizzato un software per la speciazione del PM (e del TOC carbonio organico totale) in base alla fonte ed origine di questo (SPECIATE Version 4.0 January 18, 2007) Di questi aspetti si accennerà nel paragrafo sui metalli pesanti. Le caratteristiche tossicologiche, anche se spesso comuni a tutto il PM10, possono in parte variare in rapporto a diverse caratteristiche specialmente fisiche ma anche chimiche del PM10. Anche la permanenza in atmosfera (sia all’esterno sia in ambienti chiusi), la distribuzione nello spazio, la dispersione e il rimescolamento del PM10 originato da diverse fonti varia in funzione di molte delle variabili precedentemente elencate.

15

Figure tratte da: Nanotoxicology: an emerging discipline evolving from studies of ultrafine particles – Günter Oberdörster, Eva Oberdörster and Jan Oberdörster – Environmental Health Perspectives – Vol. 113, Num 7, July 2005

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Le particelle ultrafini nella fase di nucleazione hanno una sopravvivenza molto limitata (da pochi minuti a ore) In generale le particelle ultrafini Una volta formatesi, le particelle si alteranorapidamente, sia fisicamente (le nanoparticelle tendono a sparire nell’arco di tempo dei secondi a seguito di processi di evaporazione e di coagulazione), che chimicamente; i nuclei di Aitken da alcune ore a giorni (diffusione e coagulazione), la frazione di accumulazione a circa 1µm fino a 15 giorni; la frazione corse mode da ore a pochi giorni (per deposizione). Il comportamento varia se le particelle raggiungono strati superiori dell’atmosfera:

A 1-2 Km dal suolo il PM 2,5 ha un tempo di residenza fino a 3-5 giorni, mentre quando sale a 3-10 km di altezza può venire trasportato per migliaia di Km per settimane. E’ il caso del trasporto transfrontaliero delle polveri e di alcuni metalli pesanti contenuti nelle polveri come ad esempio il cadmio, di cui si parlerà nel capitolo sui modelli di dispersione.

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Il contenuto in metalli varia in relazione alle dimensioni delle polveri In una recente ricerca effettuata a Roma16 è risultato che “sebbene la concentrazione di piombo sia notevolmente diminuita rispetto ai livelli riscontrati a Roma in precedenti indagini grazie all’introduzione della benzina senza piombo, esso rimane tuttora il metallo la cui presenza, di origine antropogenica, è nettamente maggiore nell’area urbana, rispetto a quella di fondo. La sua concentrazione media nel PM10 nell’area urbana è infatti 22 volte quella del sito di fondo, mentre per gli altri metalli, il rapporto oscilla tra 3 e 12 volte. I metalli si distribuiscono in maniera diversa tra le frazioni fine e coarse; in particolare nei siti urbani, piombo, cadmio, vanadio e, in modo più limitato, zinco si distribuiscono prevalentemente nella frazione fine, suggerendo una prevalenza delle sorgenti di tipo combustivo; nichel, cromo e manganese sono distribuiti in maniera equa tra le due frazioni; il solo ferro prevale nettamente nella frazione coarse, suggerendo la presenza di sorgenti rilevanti in ambiente urbano nella granulometria 2,5-10 µm. Ciò è verosimilmente dovuto alla produzione di polvere da usura di manufatti metallici, e alla risospensione di questi residui dovuta al movimento della massa d’aria a bassa quota dovuta al movimento continuo di mezzi sulle strade. Non bisogna dimenticare tuttavia che il ferro è uno degli elementi più abbondanti sulla crosta terrestre; questo spiega anche i valori generalmente più alti di uno o due ordini di grandezza rispetto agli altri metalli determinati. Mentre per cadmio, cromo, nichel e piombo la distribuzione tra le due frazioni risulta analoga nei tre siti, per il vanadio e lo zinco si inverte limitatamente (prevalenza della frazione coarse nel sito di fondo), per il manganese diventa più importante la presenza nella frazione fine, e per il ferro si inverte nettamente a favore della frazione fine a causa della mancanza nella zona di fondo di sorgenti di ferro nella granulometria coarse e del trasporto selettivo a lunga distanza delle particelle più fini. E’ stata infine evidenziata una dipendenza stagionale dei livelli di concentrazione dei metalli nel materiale particellare; essi in generale sono più elevati nella stagione invernale, in coincidenza con l’aumento del contributo determinato dalle sorgenti tipiche in ambiente urbano (traffico autoveicolare e riscaldamento domestico) e a conferma di quanto già messo in evidenza per il materiale particellare nella stessa area urbana” Le considerazioni sui rapporti tra dimensioni e composizione chimica delle particelle e caratteristiche tossicologiche delle stesse verranno fatte nei prossimi capitoli Per quanto riguarda il PM10 nell’area nel periodo dal 01.05.2005 al 30.06.2006 (in zona scolastica a Moimacco) non ci sono stati superamenti della soglia di riferimento di concentrazione massima giornaliera di 50µg/m3 prevista dalla normativa e i valori medi (su un periodo di due mesi dal 01.05.2005 al 30.06.2005) di 12µg/m3 e massima giornaliera di 33µg/m3 sono risultati inferiori ai valori stabiliti dalle ultime Air Quality Guidelines dell’OMS nel 2006 (rispettivamente media annuale di 20µg/m3 e media giornaliera di 50µg/m3); va tenuto che i valori sopraccitati non sono considerati limiti ma come obiettivi. In altri due punti dove il monitoraggio è avvenuto per un periodo più limitato (dal 01.02.2006 a 16.02.2006) dal i livelli risultato un poco più elevati: Cividale del Friuli, frazione di Grupignano 36µg/m3 - 4 superamenti e Moimacco via dell’Ancona 35 µg/m3- 3 superamenti, ma sempre inferiori ai livelli rilevati a Udine. Una recente campagna effettuata nel 2008 ha confermato che le concentrazioni a Moimacco nell’area scolastica sono simili a quelle misurate nel 2005. I superamenti della soglia di 50µg/m3 riscontrati nel monitoraggio in Zona industriale con una centralina a 250 metri dalla maggiore fonte emissiva a nostro parere andrebbero interpretati solo per monitorare le emissioni diffuse (e convogliate) in un modello di dispersione degli inquinanti. I valori rilevati presso la centralina in Zona industriale non possono quindi a nostro parere essere confrontati con valori rilevati da centraline urbane, o di altro tipo, ma eventualmente con centraline di tipo industriale, con ubicazione e caratteristiche delle fonti emissive analoghe, o meglio per monitorare le variazioni nel corso del tempo dei valori rilevati (un confronto quindi temporale anziché spaziale). Per una stima degli effetti sanitari,

16

Contenuto di metalli nelle varie frazioni dimensionali di materiale particellare -Giovanni Ziemacki, Giorgio Cattani, Maria Carmela Cusano, Giordano Stacchini e Achille Marconi -Laboratorio di Igiene Ambientale, Istituto Superiore di Sanità, Roma - Ann Ist Super Sanità 2003;39(3):371-379

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pur con i limiti di un difficile confronto con valori guida sanitari, sarebbe più utile misurare il PM 10 all’interno degli ambienti confinati in Zona industriale. Queste misurazioni sono invece utili per monitorare le emissioni dalle sorgenti principali (anche se le misure variano molto in rapporto all’ubicazione delle centraline come si può vedere nel confronto successivo). Quindi le rilevazioni delle centraline di monitoraggio17, non possono essere valutati isolatamente o confrontati con centraline di tipo diverso (da traffico, di fondo o industriali) ma integrate con le altre rilevazioni di una rete di monitoraggio, con i dati delle emissioni (catasti delle emissioni) e

con i dati meteo climatici in modelli di dispersione degli inquinanti; questo è anche previsto dalla legge18,19 per

la zonizzazione del territorio. E’ stato attuato in Friuli Venezia Giulia su scala regionale20 per il “Piano regionale di moiglioramento di qualità dell’aria”,(come anche in altre regioni21 con diverse tecniche modellistiche).

17 La stazione di rilevamento deve essere posizionata in modo da essere il più possibile rappresentativa dello stato della qualità dell’aria dell’agglomerato o della zona in cui è posta, e della tipologia di stazione che interpreta. Infatti una rete di rilevamento deve avere stazioni posizionate sia in posizioni di fondo, capaci di rilevare l’inquinamento diffuso in modo generalizzato nel territorio, che in posizioni di picco, ad esempio in prossimità di vie di traffico, così da valutare la qualità dell’aria in casi critici (sebbene in ogni caso diffusi sul territorio e connessi alla reale esposizione della popolazione ), in aree o all’interno di zone dove si raggiungono i livelli più elevati di concentrazione a cui la popolazione sia esposta per un periodo di tempo significativo. I punti di campionamento destinati alla protezione degli ecosistemi dovrebbero essere rappresentative di aree di almeno 1000 km2 e dovrebbero essere ubicati a più di 20 km dagli agglomerati o a più di 5 km da aree edificate importanti, da impianti industriali o da autostrade. Tali stazioni dovrebbero essere impiegate per il monitoraggio dei livelli di concentrazione degli inquinanti determinati da sorgenti naturali e da fenomeni di trasporto sul lungo raggio. Classificazione e numero delle stazioni - Secondo i criteri dell'Agenzia Europea per l'ambiente (EEA) le stazioni di misura della qualità dell'aria, per gli inquinanti considerati nel Decreto Ministeriale n.° 60 del 02/04/2002, vengono classificate a seconda delle tipologia della stazione e dell'area e delle caratteristiche della zona

- Tipo di stazione: Traffico (T), Industriale (I), Fondo (o background, B)

- Tipo di area: Urbana (U), Suburbana (S), Rurale (R)

- Caratteristiche dell'area: Residenziale (R), Commerciale (C), Industriale (I), Agricola (A), Naturale (N).

- Stazioni di traffico: considera la tipologia della strada e il flusso di traffico medio circolante sulla stessa. Deve essere

rappresentativa della qualità dell'aria lungo la linea degli edifici. Le stazioni sono classificate tramite una combinazione delle caratteristiche sopraelencate. Ulteriori informazioni relative ai criteri per la disposizione delle reti di rilevamento della qualità dell'aria possono essere reperite nella seguente pubblicazione APAT – CTN-ACE (2004): Linee guida per la predisposizione delle reti di monitoraggio della qualità dell'aria in Italia (da sito ARPA Lombardia http://arpalombardia.it). All’interno delle linee guida comunque si precisa che “non sono fornite le linee guida per il corretto posizionamento delle stazioni industriali. Si tratta infatti di stazioni impiegate per il monitoraggio specifico di situazioni contingenti locali e quindi poco omogeneizzabili sull’intero territorio nazionale”. 18 D.Lgs. Governo n° 351 del 04/08/1999 - Attuazione della direttiva 96/62/CE in materia di valutazione e di gestione della qualita' dell'aria ambiente.Art. 6. - Valutazione della qualita' dell'aria ambiente 1. Le regioni effettuano la valutazione della qualita' dell'aria ambiente secondo quanto stabilito dal presente articolo. 2. La misurazione, effettuata in applicazione dei criteri di cui all'articolo 4, comma 3, lettera a), e' obbligatoria nelle seguenti zone: a) agglomerati; b) zone in cui il livello, durante un periodo rappresentativo, e' compreso tra il valore limite e la soglia di valutazione superiore stabilita ai sensi dell'articolo 4, comma 3, lettera c); c) altre zone dove tali livelli superano il valore limite. 3. La misurazione puo' essere completata da tecniche modellistiche per fornire un adeguato livello di informazione sulla qualita' dell'aria ambiente.

4. Allorche' il livello risulti, durante un periodo rappresentativo, al di sotto della soglia di valutazione superiore stabilita ai sensi dell'articolo 4, comma 3, lettera c), la misurazione puo' essere combinata con tecniche modellistiche in applicazione dei criteri di cui al medesimo articolo 4, comma 3, lettere a) e b). 5. Il solo uso di modelli o di metodi di valutazione obiettiva in applicazione dei criteri di cui all'articolo 4, comma 3, lettera b), e' consentito per valutare la qualita' dell'aria ambiente allorche' il livello risulti, durante un periodo rappresentativo, al di sotto della soglia di valutazione inferiore stabilita ai sensi dell'articolo 4, comma 3, lettera c). 19

Decreto Ministeriale n° 261 del 01/10/2002 - Regolamento recante le direttive tecniche per la valutazione preliminare della qualita'

dell'aria ambiente, i criteri per l'elaborazione del piano e dei programmi di cui agli articoli 8 e 9 del decreto legislativo 4 agosto 1999, n. 351. 20

Allegato 1 alla delibera 1783/2009 “ Proposta di piano regionale di miglioramento della qualità dell’aria” 21 In Lombardia ad esempio: “per l’analisi di scenari di emissione e la generazione di mappe di concentrazioni viene utilizzato presso la U.O. Modellistica - Settore Aria e Agenti Fisici di ARPA Lombardia il modello chimico-dispersivo FARM incluso nella suite modellistica ARIA Regional, sviluppata dalla società AriaNET srl. L’input meteo viene costruito a partire dai dati provenienti dalle osservazioni della

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Questi aspetti verranno illustrati in un paragrafo più avanti. Relativamente alla rappresentatività della centralina presso la COOP si riporta il testo di un documento dell’APAT sulle centraline in zone industriali: In generale una stazione di monitoraggio di tipo zona industriale corrisponde a questa definizione: ”Stazione industriale: Stazione situata in posizione tale che il livello di inquinamento è influenzato prevalentemente da singole fonti industriali o zone industriali limitrofe (ex Decisone 2001/752/CE). In altri termini punto di campionamento per il monitoraggio di fenomeni posto in aree industriali con elevati gradienti di concentrazione degli inquinanti. Tali stazioni sono situate in aree nelle quali i livelli d’inquinamento sono influenzati prevalentemente da emissioni di tipo industriale. L’area di rappresentatività non è elevata e generalmente è individuata da un raggio compreso tra 10 ÷ 100 m (area superiore a 300 m²). L’area di rappresentatività è definita come area all’interno della quale le concentrazioni degli inquinanti non differiscono dai valori misurati dalla stazione di monitoraggio per più del 20%.22 (Criteria for EUROAIRNET, febbraio 1999). (Tratto da APAT Agenzia per la Protezione dell’Ambiente e per i servizi Tecnici – “Linee guida per la predisposizione delle reti di monitoraggio della qualità dell’aria in Italia “– ottobre 2004).

rete di rilevamento di Arpa Lombardia e dalle elaborazioni della modellistica numerica del Centro Europeo ECMWF, utilizzando i codici Minerve (modello mass-consistent) e SurfPRO (per la ricostruzione dei parametri di turbolenza). Le condizioni al contorno ed iniziali vengono ricavate a partire dai dati misurati e dai risultati del modello CHIMERE (http://euler.lmd.polytechnique.fr/chimere/) su celle di 50 km di passo fornite dal sistema Prev’air. Gli input di emissioni sono derivati dai risultati dell’inventario di emissioni regionale al 2003, basato sul sistema INEMAR. Per le simulazioni sulla Regione Lombardia il sistema viene applicato su un dominio di 244 x 236 km2 con risoluzione di 4 km, 11 livelli verticali fino a 6000 m, che include interamente la Regione Lombardia e si interfaccia al database della rete di qualità dell’aria, al database della rete meteorologica e idrogeologica, rete micromeoteorologica SHAKE up. Le simulazioni modellistiche sono finalizzate alla ricostruzione di episodi critici di ozono e PM10 e all’analisi dell’impatto sulla qualità dell’aria di scenari” (dal sito ARPA Lombardia http://arpalombardia.it). 22

Anche il Decreto Legislativo 26 giugno 2008, n. 120 “Modifiche ed integrazioni al decreto legislativo 3 agosto 2007, n. 152, di attuazione della direttiva 2004/107/CE relativa all'arsenico, il cadmio, il mercurio, il nichel e gli idrocarburi policiclici aromatici nell'aria ambiente” stabilisce le caratteristiche delle stazioni industriali. “I siti fissi di campionamento devono essere individuati in modo da: a)fornire dati sui livelli degli inquinanti nelle aree, ubicate all'interno di zone o agglomerati, nelle quali la popolazione……(omissis)…. puo' essere esposta, in modo diretto o indiretto, alle concentrazioni, calcolate come media su anno civile, piu' elevate tra quelle rilevate; b) fornire dati sui livelli degli inquinanti che siano rappresentativi dell'esposizione della popolazione in generale nelle aree, ubicate all'interno di zone o agglomerati, diverse da quelle di cui alla lettera a); c) fornire dati sui tassi di deposizione totale utili a valutare l'esposizione indiretta della popolazione agli inquinanti attraverso la catena alimentare. 2. I siti fissi di campionamento devono essere individuati in modo tale da evitare misurazioni rappresentative di microambienti nelle immediate vicinanze. 3. In via ordinaria, l'area di rappresentativita' delle stazioni di misurazione deve essere pari ad almeno 200 m

2 in caso di stazioni di

traffico, ad almeno 250 m x 250 m, ove tecnicamente fattibile, in caso di stazioni industriali e ad alcuni km2 in caso di stazioni di fondo in

siti urbani. 4. Le stazioni di misurazione di fondo non devono essere influenzate da agglomerati o da insediamenti industriali localizzati entro pochi chilometri. 5. Al fine di valutare l'influenza delle fonti industriali devono essere confrontati i dati rilevati da almeno una stazione installata nei siti urbani o suburbani interessati da tali fonti con le concentrazioni di fondo relative agli stessi siti. Ove non si conoscano tali concentrazioni di fondo, deve essere installata, con riferimento agli stessi siti, una stazione di fondo sopravento alla fonte industriale rispetto alla direzione predominante dei venti. La scelta dell'ubicazione di tali stazioni deve essere funzionale anche alla verifica degli effetti dell'applicazione delle migliori tecniche disponibili presso gli impianti industriali. 6. Le stazioni di misurazione devono essere ubicate in modo tale da risultare, per quanto possibile, rappresentative anche di aree simili a quelle in cui e' inserito il sito fisso di campionamento, incluse quelle che non si situano nelle immediate vicinanze. 7. I siti fissi di campionamento previsti dal presente decreto devono coincidere con quelli previsti per la misurazione delle concentrazioni di materiale particolato PM10 salvo il caso in cui tale ubicazione non risulti funzionale alle finalita' di cui al punto 1 del presente paragrafo.” Questo vale in linea generale: per definire l’esatta area di rappresentatività occorrerebbero applicare modelli diffusionali per valutare la diffusione e dispersione a livello locale degli inquinanti misurati nella centralina in zona industriale.

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In sintesi, quindi, anche se nel 2009 la centralina ha registrato più di 35 superamenti della concentrazione di 50 µg/m3 di PM10, questo dato, a nostro parere: - difficilmente può essere confrontato con dati di altre centraline industriali; l’unico aspetto che si potrebbe confrontare sarebbe un eventuale parallelismo negli aumenti e diminuzioni delle concentrazioni influenzato da condizioni meteorologiche comuni alle diverse localizzazioni delle centraline; basterebbe invece che la centralina fosse spostata di alcune centinaia di metri, o fosse esposta a direzioni di venti dominanti diversi e i risultati non sarebbero confrontabili. - I dati possono invece essere interpretati all’interno di un modello di diffusione degli inquinanti che tenga conto anche dei risultati del monitoraggio di altre centraline, dei dati del catasto delle emissioni e dei dati meteo climatici; questo è gia stato fatto su scala regionale nel quale si è tenuto conto anche della stima delle emissioni della zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco, i dati meteorologici locali e i dati della rete di rilevamento e di specifiche campagne di monitoraggio . Nell’area in questione l’integrazione tra questi diversi dati è stata effettuata dall’ARPA nell’ambito della “Proposta di piano regionale di miglioramento della qualità dell’aria” e non sono state rilevate criticità per il PM10 nei Comuni di Cividale del Friuli e Moimacco. Il grado di dettaglio della mappa risultante dallo studio è una griglia di pochi km. Per identificare variazioni di concentrazioni del PM10 a distanze inferiori a 1 Km sarebbe però necessario un modello diffusionale e studi ad hoc. - I risultati del monitoraggio della centralina non possono quindi essere valutati in maniera avulsa dalla rappresentatività della stessa; sono importanti invece per un confronto temporale per valutare eventuali miglioramenti nell’abbattimento delle emissioni sia convogliate che diffuse, come è anche indicato nella normativa: la scelta dell'ubicazione delle stazioni di tipo industriale “deve essere funzionale anche alla verifica degli effetti dell'applicazione delle migliori tecniche disponibili presso gli impianti industriali” - Decreto Legislativo 26 giugno 2008, n. 120. - Non è invece direttamente utilizzabile per valutazioni sanitarie in quanto i dati sui livelli degli inquinanti dovrebbero rappresentativi dell'esposizione della popolazione, e nell’area attorno alla centralina non c’è popolazione residente (ciò a prescindere dal numero dei superamenti che non hanno un senso biologico, dato che per la comparsa di effetti avversi correlati con l’esposizione al PM10 non vi è una soglia )23. - Nella centralina presso la Zona Industriale sono state rilevati anche picchi di concentrazioni orarie di PM10 molto elevate, anche di alcune centinaia di µg/m3, in alcune occasioni. Come è già stato detto, nell’area attorno alla centralina non vi sono persone stabilmente residenti. Va precisato che per sia l’Organizzazione Mondiale della Sanità, che tutti i maggiori studi epidemiologici sugli effetti a breve termine degli effetti a breve termine dell’inquinamento atmosferico utilizzano come indicatore dell’esposizione la media giornaliera della concentrazione di PM 10 e 2,5 e PM 2,5 (a differenza degli ossidi di azoto dove si considera anche la concentrazione oraria o anche di 15 minuti, o del monossido di carbonio); è ovvio che un’alta concentrazione media oraria alza anche la media giornaliera, ma per valutare gli effetti sanitari si utilizza come indicatore di esposizione di breve durata la media giornaliera (che è comunque calcolata anche utilizzando i dati delle medie

23“Per la valutazione degli effetti sanitari, anche quelli a breve termine che sono quelli di cui ci stiamo ora occupando non è tanto importante il numero dei superamenti di un valore prefissato, detto anche soglia, ma piuttosto la media annuale dell'inquinante. Da un punto di vista biologico i valori soglia non hanno nessun senso, anche perché ciascun individuo ha una propria soglia determinata dal suo stato generale di salute, ed una soglia che tutela una persona può essere invece insufficiente per la tutela di un'altra. Il concetto di soglia è invece utilissimo per indurre interventi quando la situazione sia critica. Sarebbe infatti inutile affermare che la media annuale debba essere di 40 µg/m3, senza agire nei momenti n cui vi è il maggior contributo al carico complessivo dell'inquinante e di accorgersi magari alla fine di un anno che la media è stata ben superiore a 40 µg/m3. Il numero di superamenti di una soglia è ben collegato con il concetto di media annuale. Tanto è vero che la direttiva sulla qualità dell'aria della UE, al fine di ottenere una media annuale di PM10 del valore di 40 µg/m3 nel 2005 e di 20 µg/m3 nel 2010, impone che il numero dei superamenti della cosiddetta "soglia di attenzione", posta a 50 µg/m3, sia di anno in anno inferiore passando dai 35 superamenti "concessi" per il 2005 a nessuno "concesso" per il 2010.”

(Tratto Da “Effetti a breve e lungo termine dell’inquinamento atmosferico:ci sono buone notizie” Paolo Crosignani, Andrea Tittarelli – SC Registro Tumori e Epidemiologia Ambientale – Fondazione IRCCS Istituto Nazionale Tumori – Milano_Atti del Convegno “Ambiente e Saluite” Teviso – 2008 - modificato).

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orarie). Non molti studi sono stati effettuati sugli effetti all’esposizione a concentrazioni medie orarie di PM10 o calcolate su tempi brevi 24,25,26. L’inquinamento atmosferico è associato con mortalità e morbosità per cause cardiovascolari, e i suoi effetti possono verificarsi molto presto dopo l’esposizione. Le particelle inalate si possono rilevare nel sangue già un minuto dopo l’inalazione, possono rimanere al massimo livello nel sangue dopo 60 minuti e possono deprimere il tono vagale. Fuori dal laboratorio, gli effetti sulla mortalità e morbosità per cause cardiovascolari potrebbero essere relativamente difficili da studiare quando gli indici di esposizione sono le concentrazioni medie sulle 24 ore. Livelli transitori molto elevati di concentrazioni in atmosfera sono stati frequentemente misurati come medie orarie, ma i loro effetti sugli eventi sanitari cardiovascolari sono stati rilevati solo raramente. Studi non di laboratorio su eventi di inquinamento atmosferico elevato e di breve durata ed effetti cardiovascolari sono pochi e i risultati degli studi sono discordanti: Peters et al hanno riscontrato un rischio di infarto miocardico acuto più elevato entro 2 ore dall’esposizione ad elevate concentrazioni di particolato, ma in altri due studi non è stata rilevata l’associazione tra concentrazioni orarie di particolato e insorgenza di infarto miocardico. In uno studio effettuato da Yamazaki et al 27 si è riscontrato che elevate concentrazioni transitorie di particolato fine (PM 7, una misura del particolato basata sulle normativa giapponese: il 50% delle particelle ha un diametro aerodinamico di 7µm) sono associate con morti per emorragia intracerebrale. Lo studio è stato effettuato sui decessi di ultrasessantacinquenni dal 1990 al 1994 residenti nelle 13 maggiori aree urbane del Giappone (63724 decessi); è stata studiata l’associazione tra decessi per emorragia intracerebrale e ictus cerebrale ischemico o infarto cerebrale e le concentrazioni orarie in atmosfera di PM 7, NO2 e ossidanti fotochimici misurati dalle centraline presenti nelle 13 aree urbane. E’ stato effettuato uno studio case-crossover stratificato (i controlli sono gli stessi casi in un periodo precedente). Si è riscontrato che la concentrazione oraria di PM 7 misurata circa 2 ore prima del decesso è associata a morte per emorragia intracerebrale (nei mesi più caldi da aprile a settembre) con un OR di 2,40 (Limiti di confidenza al

24

Svartengren M., Strand V., Bylin G., Järup L., Pershagen G.- Short-term exposure to air pollution in a road tunnel enhances the asthmatic response to allergen – Eur Respir J, 2000; 15:716-724. Nello studio sono stati valutati gli effetti dell’esposizione all’inquinamento dell’aria in gallerie stradali su soggetti con lieve asma allergico. Venti volontari sono stati esposti, all’interno di un automobile per 30 minuti in un tunnel stradale a Stoccolma. Come controllo gli stessi soggetti sono stati esposti ai livelli di inquinamento atmosferico in una zona suburbana. Quattro ore dopo l’esposizione sono state somministrate per via inalatoria basse dosi di allergeni ed è stata misurata 15 minuti dopo le reazioni (aumento della resistenza delle vie aeree) e dopo 3-10 ore le reazioni tardive (diminuzione della funzione polmonare e del volume espiratorio forzato).Sono stati monitorati anche i sintomi dell’asma e il consumo di farmaci fino a 18 ore dopo l’esposizione agli allergeni. Le concentrazioni medie nel tunnel erano di 313 μg/m

3 (intervallo 203-462) per

gli ossidi di azoto (NOX), di 170 μg/m3 (intervallo 103-613) per il PM 10, e 95 μg/m

3 (intervallo 61-218) per il PM 2,5. Durante

l’esposizione nel tunnel non si sono rilevati sintomi soggettivi rilevanti. I soggetti esposti nel tunnel a concentrazioni maggiori o uguali a 300 μg/m

3di NOX hanno avutto una reazione precoce dopo l’esposizione agli allergeni di maggiore intensità rispetto ai controlli, e una

funzionalità polmonare ridotta e sintomatologia asmatica in fase tardiva maggiore sempre rispetto ai controlli. I soggetti esposti a concentrazioni maggiori o uguali a 100 μg/m

3 di PM 2,5 hanno avuto delle reazioni precoci all’esposizione all’allergene leggermente

maggiori rispetto ai controlli. 25

Allen R.,Wallace L., Larson T., Sheppard L., Liu L.-J. S. – Estimated hourly personal exposures to ambient and nonambient particulate matter among sensitive populations in Seattle, Washington – Air & Waste Manage. Assoc., 2004; 54: 1197-1211.. 26 Lanki T, Hoek G, Timonen KL, Peters A, Tiittanen P, Vanninen E, Pekkanen J.- Hourly variation in fine particle exposure is associated with transiently increased risk of ST segment depression. Occup Environ Med. 2008 Nov;65(11):782-6. Con questa indagine si è cercato di vedere se vi è una associazione tra le variazioni orarie delle concentrazioni di PM 2,5 e effetti ischemici cardiaci di rapida insorgenza. Sono stati studiati 41 anziani non fumatori affetti da coronaropatia. Sono stati sottoposti a visite cardiologiche bisettimanali con ECG con prova da sforzo, e sono state registrate anomalie elettrocardiografiche (depressione del tratto ST > 0,1 mV durante la prova da sforzo a livelli sub massimali); sono state anche registrate le variazioni orarie dell’esposizione personale a PM 2,5 e le concentrazioni in atmosfera del PM 2,5 e del particolato ultrafine (< 0,1 μm) nelle 24 ore antecedenti alla visita. Sia le concentrazioni di PM 2,5 in atmosfera, che l’esposizione personale a PM 2,5 sono risultate associate allo livellamento di ST, ma non le concentrazioni in atmosfera di particelle ultrafini. L’OR (odds ratio) per l’esposizione personale a PM2,5 (10 μg/ m

3) è risultato di 3,26 (Intervallo di confidenza al

95% tra 1,07 e 9,99) e per la concentrazione media su 4 ore del PM 2,5 in atmosfera (sempre ogni μg/ m3) l’OR è risultato di 2,47 (con

Intervallo di confidenza al 95% tra 1.0 e 5.85). In conclusione anche esposizioni a brevissimo termine al PM 2,5 possono aumentare il rischio di ischemia miocardica; il meccanismo d’azione è tuttora sconosciuto ma potrebbero essere coinvolte variazioni nel’azione dell sistema nervoso autonomo sul controllo cardiaco. 27

S Yamazaki, H Nitta, M Ono, J Green, S Fukuhara Intracerebral haemorrhage associated with hourly concentration of ambient particulate matter: case-crossover analysis Occup Environ Med 2007;64:17-24

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95% tra 1,48 e 3,89) ma non per ischemia cerebrale (si ipotizza per effetti sulla pressione arteriosa che è un fattore di rischio per l’emorragia cerebrale, o un intervallo più lungo tra l’insorgenza dell’ictus e il decesso rispetto all’emorragia); le concentrazioni orarie del PM 7 oltre 200 µg/m3; l’associazione è indipendente dalla media giornaliera di PM 7; non si è riscontrato un associazione tra la mortalità per emorragia o ischemia cerebrale a diversi intervalli orari e ad incrementi di 30 µg/m3 del PM 7; si è riscontrata una associazione tra i decessi per emorragia o ischemia cerebrale e la media giornaliera del PM 7. Sulla base di questi risultati l’autore propone che vengano adottati valori guida basati non solo sulla media delle 24 ore, ma anche sulla media oraria28. Va comunque tenuto presente che nello studio le concentrazioni misurate riguardavano centraline che potevano non essere completamente rappresentative delle concentrazioni presenti nelle vaste aree dove risiedeva la popolazione esposta. - Il rilievo di elevate concentrazioni orarie ha importanza perché può segnalare anomalie di funzionamento dei sistemi di captazione dei fumi con conseguenti emissioni fuggitive o dei sistemi di abbattimento degli stessi, o altre anomalie dei cicli produttivi; può anche dipendere, almeno in parte, da particolari condizioni meteorologiche; il dato non può essere automaticamente esteso alle aree circostanti (per applicarlo si dovrebbe utilizzare un modello di dispersione o il dato dovrebbe essere confermato dai rilievi di altre centraline). - Per quanto riguarda i lavoratori presenti nelle diverse industrie presenti nell’area, i profili di rischio degli stessi variano a seconda del comparto lavorativo e la mansione specifica; anche i valori limite di soglia per le diverse sostanze chimiche presenti nell’aria degli ambienti di lavoro sono diversi dai valori guida per gli ambienti di vita o i valori obiettivo in atmosfera29 e generalmente sono molto più elevati, talvolta di diversi ordini di grandezza (in quanto per definire i valori guida per gli ambienti di vita oltre a considerare una esposizione continua anziché limitata al solo orario di lavoro, vengono utilizzati dei fattori di sicurezza che tengono conto della diversa suscettibilità nella popolazione generale)30. I valori limite di soglia (TLV – Treshold Limit Value) negli

28 Rispetto alle misure effettuate nell’area studiata va però tenuto presente che una media oraria di PM 7 di 200 µg/m

3 equivale a una

media oraria di PM 10 molto più elevata, e che la popolazione studiata in Giappone era residente nelle città dove sono state effettuate le misure, mentre nella zona industriale non dovrebbero esserci residenti, sebbene per periodi anche brevi, ma eventualmente passanti. Per gli ambienti confinati e di lavoro si rimanda alle considerazioni che verranno fatte più avanti. Va infine osservato che nello studio giapponese i decessi studiati sono stati 63724; uno studio case crossover nell’area in questione a nostro parere dovrebbe comprendere molti comuni, si dovrebbero conoscere le concentrazioni reali del PM 10 in ogni punto dell’area studiata (la misclassificazione dell’esposizione può essere una potenziale fonte di errore, come si precisa anche nello studio sopraccitato), e si dovrebbero utilizzare indicatori di effetto sanitari associati agli indicatori di esposizione più comuni (ad esempio infiammazioni delle vie aeree), ma tuttavia anche più aspecifici. 29

Direttiva 2004/107/CE del Parlamento e del Consiglio del 15 dicembre 2004 concernente l'arsenico, il cadmio, il mercurio, il nickel e gli idrocarburi policiclici aromatici nell'aria ambiente 30

Il Manganese e suoi composti inorganici (misurato come Mn) ha un TLV-TWA (valore limite di soglia come media su 8 ore) di 0,5 mg/m

3 in Austria,Germania , Svizzera (come aerosol respirabile), e in Regno Unito;di 0,2 mg/m

3 in Belgio, Danimarca , e Spagna, di 0,2

mg/m3come aerosol totale e 0,1 mg/m

3 come aerosol respirabile in Svezia, di 0,3 mg/m

3in Polonia, di 1 mg/m

3in Giappone e Stati Uniti

(secondo il NIOSH), di 5 mg/m3

in Canada (Quebec) e Ungheria. I TLV su esposizioni brevi sono 0,4 mg/m3in Danimarca, in Germania

(secondo l’Agenzia AGS, come valore medio su 15 minuti e applicabile solo per i permanganati) 0,5 mg/m3 come aerosol inalabile,, negli

Stati Uniti 3 mg/m3 (secondo il NIOSH, come media su 15 minuti), e 5 mg/m

3 (secondo l’OSHA), in Austria 2 mg/m

3 come aerosol

inalabile e 20 mg/m3 in Ungheria. Nonostante i limiti in ambiente di lavoro siano già compresi in un intervallo abbastanza ampio, i valori

guida per la popolazione generale sono notevolmente inferiori, più bassi di molti ordini di grandezza; per il manganese i valori guida dell’Organizzazione Mondiale della Sanità sono di 0,15µ/m³. L’EPA nell’Integrated Risk Information System stabilisce un RfC di 5* 10

-5

mg/m³ (con l’applicazione di un fattore di incertezza di 1000); l’ATSDR individua per l’esposizione cronica a manganese respirabile un MRL (minimal mRisk Level) per via inalatoria di 0.0003 mg/m

3 (con l’applicazione di un fattore di incertezza di 100).

Anche per il Benzene si possono fare analoghe considerazioni; il benzene ha un TLV-TWA (valore limite di soglia come media su 8 ore) di 3,25 mg/m

3 in Belgio, Francia, Germania, Olanda Unione Europea, e Italia e Spagna (per contatto dermico), 3,2 mg/m

3 in Austria, 3

mg/m3 in Canada, 1,6 mg/m

3 in Polonia e Danimarca, e Svizzera, 1,5 mg/m

3 in Svezia, 0,32 mg/m

3 (o 0,1 ppm) (per il NIOSH), e 1 ppm

(parte per milione) (per l’OSHA) negli Stati Uniti. Per le esposizioni di breve durata abbiamo dei valori limite di 3,2 mg/m3 in Danimarca

e, (come ceiling limit value in 15 minuti) negli Stati Uniti (secondo l’OSHA); 3 in Ungheria, 9 in svezia, 12,8 in Austria, 15,5 in Canada (Quebec), e 5 ppm negli Stati Uniti per l’OSHA. Nelle Air quality guidelines l’OMS non stabilisce valori guida in atmosfera negli ambienti di vita, in quanto il il benzene è cancerogeno, ma stima che la concentrazione alla quale con un esposizione per tutta la vita si ha un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è rispettivamente di circa 17, 1,7 e 0,17 μg/m³; L’EPA stima che la concentrazione alla quale con un esposizione per tutta la vita si ha un caso in più di tumore, 100000 o un milione di abitanti

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Moimacco

è compresa tra 13.0 a 45.0 μg/m3 in una popolazione di 10000, da 1.3 a 4.5 μg/m

3 in una popolazione di 100000 e da 0.13 a 0.45 μg/m

3

in una popolazione di un milione di esposti (il rischio considerato accettabile per esposizione a singole sostanze è variabile; per l’Istituto Superiore di Sanità è di 1 caso su un milione di esposti). L’USEPA nell’Integrated Risk Information System individua un RfC (Reference Concentration per via inalatoria) per gli effetti non cancerogeni di 3x10

-2mg/m

3 (applicando un fattore di incertezza di 300). In base al

D.M. 2. Aprile 2002 n. 60 a partire dal 1.1.2010 il valore limite da non superare per il benzene è 5 μg/m3 come media annuale.

Quindi anche in questo caso abbiamo come valori guida o limiti in atmosfera concentrazioni notevolmente inferiori rispetto ai valori limite di soglia in aria in ambiente lavorativo. Per l’Arsenico e composti (tranne l’arsina) come polveri totali, sono stati stabiliti Valori limite di soglia per 8 ore di 0,01 mg/m

3 negli

Stati Uniti (secondo l’OSHA), in Svezia, Spagna, Polonia e Danimarca; di 0,1 mg/m3 nel Regno Unito, Canada (Quebec), Belgio e Austria

(come aerosol inalabile); di 0,003 mg/m3 in Giappone (escluso il composto Arseniuro di Gallio). Per l’esposizione di breve durata

abbiamo negli Stati Uniti 0,002 mg/m3(secondo il NIOSH, come valore massimo nei 15 minuti), 0,01 mg/m

3 in Ungheria, 0,02 mg/m

3 in

Danimarca e 0,4 mg/m3 (come aerosol inalabile ) in Austria. Nonostante le diversità tra una nazione e l’altra dei limitti, questi sono

molto inferiori rispetto ai limiti in atmosfera per la popolazione generale: Per l’arsenico la concentrazione alla quale l’OMS stima con un esposizione per tutta la vita si ha un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è rispettivamente di 66 ng/m³, 6.6 ng/m³; e 0.66 ng/ m³. L’EPA e l’ATSDR definiscono un Unit Risk per via inalatoria di 4.3x10

-3per µg/m

3,

e la concentrazione alla quale con un esposizione per tutta la vita si stima un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è rispettivamente di 2x10

-2(µg/m

3), 2x10

-3(µg/m

3) , 2x10

-4(µg/m

3).

I limiti stabiliti dalla normativa italiana (D.Lgs 152/07) stabilisce un valore obiettivo di 6 ng/m3

con periodo di riferimento di un giorno e tempo di mediazione dei dati di un anno. Per il Nichel (polveri totali, nichel metallo) abbiamo TLV su 8 ore di 0,05 mg/m

3 in Danimarca, e 0,015 mg/m

3 negli Stati Uniti (secondo il

NIOSH), 0,1 mg/m3 in Ungheria, 0,5 mg/m

3 in Svezia, Austria e Svizzera (come aerosol inalabile), 1 mg/m

3 in Belgio, Canada (Quebec),

Francia, Spagna, Stati Uniti (secondo l’OSHA). Per esposizioni di breve durata abbiamo limiti di 2 mg/m3 in Austrria, 0,1 in Danimarca e

Ungheria. ³. Vi sono altri limiti per composti organici del nichel o ossidi, triossidi o solfati con limiti di ordine di grandezza simili. Per il nichel la concentrazione alla quale l’OMS stima che con un esposizione per tutta la vita si verifichi un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è rispettivamente di 250 ng/m³, 25 ng/m³; e 2,5 ng/m. La normativa italiana stabilisce un valore obiettivo di 20 ng/m

3 con periodo di riferimento di un giorno e tempo di mediazione dei dati di un anno.

Relativamente al Cadmio e composti come polveri totali (tranne fumi di ossido di cadmio o pigmenti di solfuro di cadmio) i limiti su 8 ore sono di 0,005 mg/m

3 in Danimarca, 0,01 mg/m

3 (come aerosol inalabile) e 0,002 mg/m

3 (come aerosol respirabile) in Spagna, 0,01

mg/m3 in Polonia e Belgio , 0,015 mg/m

3 (come aerosol inalabile) in Svizzera e in Ungheria, 0,02 mg/m

3 in Svezia, 0,025 mg/m

3 in Regno

Unito e Canada (Quebec), 0,05 mg/m3 in Francia e Giappone e 0,15 mg/m

3 in Austria; come limiti per esposizioni di breve durata

abbiamo 0,6 mg/m3 in Austria, 0,01 mg/m

3 in Danimarca e 0,06 mg/m

3 in Ungheria. I limiti per il cadmio e composti come polveri

respirabili sono più bassi nell’ordine di µg/m3: 0,002 mg/m

3in Belgio, 0,005 in Svezia come TLV su 8 ore. Anche i limiti per gli ossidi di

cadmio (come fumi o polveri respirabili) sono simili. I valori obiettivo per la popolazione generale sono nell’ordine dei nanogrammi. L’OMS non ha stabilito il rischio aggiuntivo unitario per il cancro del polmone (cioè la concentrazione alla quale con una esposizione per tutta la vita si ha un caso in più di tumore del polmone in una popolazione di 10.000, 100.000 o un milione di abitanti), in quanto negli studi epidemiologici sui quali si basa questa stima si è riscontrata una influenza controversa dell’esposizione concomitante all’arsenico. Per quanto riguarda gli effetti renali (proteinuria a basso peso molecolare) l’OMS estrapolando i risultati di studi epidemiologici su lavoratori esposti ha indicato un valore sotto il quale non si possono avere effetti in caso di esposizione per tutta la vita di 0,3 µg/m³; tenuto conto del lungo tempo di accumulo del cadmio e per prevenire un aumento di deposizioni di cadmio nei suoli agricoli che può entrare nella catena alimentare, il valore guida è stato ulteriormente ridotto a 5ng/m³. L’ Integrated Risk Information System dell’EPA non ha valutato il cadmio per definire un RfC inalatorio, mentre l’ATSDR ha stabilito un MRL per inalazione cronica di 0.00001 mg/m

3.

L’ATSDR e l’EPA definiscono un Unit Risk per via inalatoria di 1,8 x10-3

per µg/m3 ; la concentrazione alla quale con un esposizione per

tutta la vita si ha un caso in più di tumore in una popolazione di 10.000, 100.000 o un milione di abitanti è stata stimata rispettivamente a 0,06 , 0,006 , 0,0006 µg/m³ La normativa italiana stabilisce un valore obiettivo di 5 ng/m

3 con periodo di riferimento

di un giorno e tempo di mediazione dei dati di un anno. I valori limite su 8 ore del Cromo esavalente e composti variano da 0,005 mg/m

3 in Danimarca, Svezia (come aerosol totale), Stati Uniti

(secondo l’OSHA), a 0,05 mg/m3 in Francia, Austria e Svizzera (come aerosol inalabile), Giappone e Regno Unito; per esposizioni di breve

durata da 0,01 mg/m3 in Danimarca a 0,2 mg/m

3 in Austria. ). La concentrazione alla quale secondo l’OMS con un esposizione per tutta

la vita si ha un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è rispettivamente di circa 2,5, 0,25 e 0,025 ng/m

3 espresso come Cromo Esavalente.

Per il Piombo (e suoi composti inorganici misurati come contenuto in piombo) abbiamo i seguenti limiti su 8 ore: 0,1 mg/m3 (come

aerosol inalabile) in Austria, Francia, Germania (come valore di riferimento per misure individuali), Svezia, Svizzera, Giappone; 0,15 mg/m

3 (come aerosol inalabile) Ungheria, Belgio, Italia, Spagna, Unione Europea e in Regno Unito; 0,05 mg/m

3 in Danimarca (come

aerosol inalabile) e negli Stati Uniti (secondo l’OSHA, come polveri totali), e in Ungheria (come polveri respirabili); per il NIOSH le concentrazioni devono essere inferiori a 0,1 mg/m3 e tali da mantenere le concentrazioni di PB nel sangue dei lavoratori a livelli inferiori di 0,06 mg /100 g sangue. Per esposizioni di breve durata i limiti vanno dai 0,1 mg/m

3 (come polveri inalabili) in Danimarca ai 0,8

mg/m3(come polveri inalabili) in Svizzera. Nelle Air Quality Guidelines (AQG) dell’OMS si è stabilito il valore guida per la popolazione

generale di una concentrazione in aria di 0,5 µg/m³ come media annuale). In base al D.M. 2. Aprile 2002 n. 60 il valore limite per la protezione della salute umana da non superare per il Piombo è di 0,5 μg/m

3 come media annuale.

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Moimacco

ambienti di lavoro definiti dall’ACGIH (American Conference of Government Industrial Hygienists), continuamente aggiornati (attualmente è pubblicata la guida per il 2010) e i cui valori sono ripresi integralmente dall’AIDII (Associazione Italiana Degli Igienisti Industriali), considerano per molte sostanze chimiche anche esposizioni per tempi brevi: si distinguono infatti TLV-TWA, TLV-STEL e TLV-C. Il TLV-TWA è la concentrazione media ponderata massima consentito per un'esposizione prolungata – di una giornata lavorativa convenzionale di 8 ore al giorno e/o 40 ore lavorative a settimana ; TLV-STEL (short-term exposure limit): è il valore massimo consentito (nel presupposto che non venga superato il TLV-TWA) per esposizioni brevi - non oltre 15 minuti - ed occasionali - non oltre quattro esposizioni nelle 24 ore, intervallate almeno ad un'ora di distanza l'una dall'altra; TLV-C (ceiling): è il valore limite che non deve essere mai oltrepassato in nessun caso. Un esame dei TLV per le singole sostanze chimiche esula da questo studio, perche riguarda la valutazione del rischio chimico che viene effettuata in ogni industria (secondo quanto previsto dall’articolo 223 per gli agenti chimici e all’art. 236 per gli agenti cancerogeni e mutageni del D.Lgs. 81/08: in base all’art 29 del D.Lgs 81/08 il dal datore di lavoro effettua la valutazione ed elabora il documento di cui all'articolo 17, comma 1, lettera a), in collaborazione con il responsabile del servizio di prevenzione e protezione e il medico competente, nei casi di cui all'articolo 41.) Per un confronto dei vari limiti in ambienti di lavoro stabiliti dalle normative delle principali nazioni e dall’ACGIH si rimanda ai seguenti siti: http://bgia-online.hvbg.de/LIMITVALUE/WebForm_gw.aspx . Per quanto riguarda il particolato limiti in ambiente di lavoro sono stati stabiliti dall’OSHA e dall’ACGIH negli Stati Uniti, e ad esempio dalla normativa spagnola e canadese: il’OSHA (Occupational Safety & Health Administration) per il particolato non regolamentato in altro modo (Particulates Not Otherwise Regulated. PNOR) stabilisce un PEL (Permissible Exposure Limits) come concentrazione media ponderata (TWA) su 8 ore, di 5 mg/m³ per la frazione respirabile e 15 mg/m³ per il particolato totale. In Germania sono stati stabiliti limiti in ambiente di lavoro (MAK) di 1,5 mg/m³ per il articolato con diametro aerodinamico inferiore a 4 µm e di 4 mg/m³ per il PM 10. L’ACGIH non stabilisce valori limite di soglia (TLV), ma raccomanda le concentrazioni di 3 mg/m³ per la frazione di polveri respirabile e 10 mg/m³ per la frazione inalabile. In Canada il valore limite di soglia su 8 ore è di 10 mg/m³; per il PM 2,5 è raccomandato un limite di 0,1 mg/m³ per un ora. In Spagna il particolato non specificato in altre forme (insolubile o poco solubile) ha un TLV su 8 ore di 10 mg/m³ per la frazione inalabile e 3 per la frazione respirabile. Anche per le polveri, quindi, i limiti negli ambienti di lavoro sono più elevati rispetto ai limiti generali in atmosfera del PM10. - Per gli ambienti confinati in genere non sono stati definiti limiti; alcuni limiti sono stati indicati dall’ASHRAE31 nello standard 62-1 del 2004 (American Society of Heating, Refrigeration and Air-Conditioning Engineers): 15 µg/m³ per il PM 2,5 e 50 µg/m³ per il PM 10. Successivamente a queste linee guida sono state fatte numerose aggiunte e correzioni per cui sono state realizzate nuove linee guida (ANSI/ASHRAE 62.1-2007) aggiornate a nuovi limiti americani per le concentrazioni di inquinanti outdoor (U.S. EPA National Ambient Air Quality Standards - NAAQS). Va sottolineato che nello standard ASHRAE si specifica che, quando gli edifici sono ubicati in un area dove i limiti del PM 10 sono superati devono essere installati dei filtri per il particolato o altri mezzi per purificare l’aria; questi filtri (o gli altri mezzi) devono avere un Valore Minimo di Efficienza Rilevata (Minimum Efficiency Reporting Value – MERV) di 9 o più. Anche diverse norme UNI prendono in considerazione la qualità dell’aria esterna per stabilire i requisiti dei sistemi di filtrazione degli impianti di condizionamento32 Nella norma UNI 13779 il filtraggio dell'aria esterna è

31 ASHRAE Standard 62.1-2004, Ventilation for Acceptable Indoor Air Quality in Commercial, Institutional, Industrial and High Rise Residential Buildings. American Society of Heating, Refrigeration and Air-Conditioning Engineers, Inc.: Atlanta, 2005 ANSI/ASHRAE 62.1-2007 Ventilation for Acceptable Indoor Air Quality. Includes errata and addenda a, b, e, f, and h (2008) American Society of Heating, Refrigerating, and Air-Conditioning Engineers / 2007 / 48 pages 32 UNI EN 13779 (Ventilazione degli edifici non residenziali – Requisiti di prestazione per i sistemi di ventilazione e di climatizzazione)

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scelto per incontrare i requisiti dell'aria interna dell'edificio tenendo in considerazione la categoria dell'aria esterna33. In generale il tempo trascorso in ambienti confinati con ventilazione artificiale e filtrazione dell’aria riduce l’esposizione a PM e NO2 dal 20 all’80%, e per l’O3 oltre il 90%. In altri ambienti indoor gli effetti sono minori ma simili. A questo proposito si dovrebbe accennare al rapporto tra esposizione personale e esposizione indoor e/o outdoor (di cui si tratterà brevemente nel paragrafo “Individuazione degli indicatori di esposizione”): questa relazione dipende da 1) tipo e sorgente degli inquinanti considerati, 2) variazioni spaziali nelle concentrazioni ambientali, 3) penetrazione indoor degli inquinanti atmosferici generati all’esterno, 4) tempo trascorso nelle diverse attività e 5) fonti di inquinanti indoor. Per inquinanti distribuiti in modo omogeneo e che penetrano dall’esterno all’interno le concentrazioni misurate all’esterno in aree centrali (in prossimità delle residenze, in ambito urbano) sono comunque ben rappresentative delle esposizioni personali medie nella popolazione generale34.

In conclusione i valori giornalieri registrati a Moimacco sono risultati nella campagna di monitoraggio effettuata dall’ARPA nel corso del “Programma di gestione ambientale” nel maggio –giugno 2005 “di poco inferiori rispetto a quelli di Udine, con i picchi sostanzialmente corrispondenti, ad evidenziare come le analoghe condizioni meteo determinino gli stessi fenomeni di accumulo delle polveri e come l’area interessata al fenomeno si estenda su gran parte della pianura friulana. Il medesimo comportamento è stato registrato anche nella campagna di monitoraggio della qualità dell’aria effettuata nel Comune di Tavagnacco per un periodo di circa sei mesi: i valori di polveri sottili sono risultati praticamente identici a quelli di Udine, pur essendo

UNI EN 15251 (Criteri per la progettazione dell’ambiente interno e per la valutazione della prestazione energetica degli edifici, in relazione alla qualità dell’aria interna, all’ambiente termico, all’illuminazione e all’acustica). UNI 10339 (Impianti aeraulici per la climatizzazione – Classificazione, prescrizioni e requisiti prestazionali per la progettazione e la fornitura) 33

L’aria esterna è classificata in 5 classi: ODA 1 aria pura che può essere solo temporaneamente inquinata con polveri (es. pollini); ODA 2 aria esterna con alta concentrazione di particolato; ODA 3 aria esterna con alta concentrazione di inquinanti gassosi; ODA 4 aria esterna con alta concentrazione di inquinanti gassosi e di particolato ODA 5; aria esterna con altissima concentrazione di inquinanti gassosi e particolato. L’aria è chiamata pura, quando le linee guida del WHO e qualunque standard o regolamentazione nazionale sull’aria sono seguite per le sostanze relative nell’aria esterna. Le concentrazioni sono chiamate “alte”, quando superano le sopraccitate richieste di un fattore 1,5; le concentrazioni sono definite “molto alte”, quando superano le richieste di un fattore superiore a 1,5. 34 La validità delle concentrazioni rilevate in postazioni fisse come stime dell’esposizione individuale i studi su effetti a lungo termine (trasversali o di coorte) è difficile da valutare. Misurare le esposizioni personali per lunghi periodi comporta difficoltà logistiche e quindi rende difficile valutare la relazione tra concentrazioni in aria e esposizioni personali nel lungo periodo. Alcuni studi trasversali sono stati effettuati: lo studio PTEAM (Particle Total Exposure assessment Methodology) ha rilevato solo una bassa associazione tra i livelli di esposizione personale a PM10 (misurato come massa) e concentrazioni ambientali PM10; una più alta correlazione è stata rilevata separando l’esposizione diurna dalla notturna. Nello studio EXPOLIS si sono rilevate correlazioni relativamente alte tra le esposizione individuali al PM 2,5 (escluso il fumo di sigaretta ambientale o fumo passivo) e le concentrazioni outdoor di PM 2,5 nel tempo libero, ma scarse durante il tempo di lavoro, inclusi gli spostamenti per recarsi o tornare dal lavoro. Una analisi considerando i differenti composti contenuti nel PM 2,5 hanno mostrato un quadro diverso: utilizzando come indicatore di inquinamento atmosferico esterno lo zolfo (S) che non ha rilevanti fonti negli ambienti confinati, si è evidenziata una elevata correlazione tra i livelli outdoor e l’esposizione personale o l’esposizione indoor a S. Per il calcio (Ca) che è un indicatore del particolato originato dall’erosione della crosta terrestre, con sorgenti sia outdoor che indoor, non si sono rilevate correlazioni tra le concentrazioni esterne e le concentrazioni personali o indoor. Le concentrazioni in aria esterna di Piombo (Pb) e Bromo (Br), indicatori dell’inquinamento da traffico, sono risultate solo moderatamente correlate con l’esposizione personale . Le concentrazioni idoor di indicatori di inquinamento da traffico, Pb e black smoke sono risultate invece altamente correlate ai livelli esterni, escludendo le sorgenti indoor conosciute. Anche lo studio PTEAM ha rilevato un simile contrasto tra l’elevata correlazione tra l’esposizione personale e la concentrazione in atmosfera dello zolfo contenuto nel PM10 e la bassa correlazione con il calcio (di origine terrestre) e il piombo e bromo (con origine da traffico). Questi risultati suggeriscono che in assenza di fonti di combustione indoor, la composizione del particolato ultrafine e fine rilevata indoor sia determinata dalla composizione del particolato outdoor. Il fattore di penetrazione dall’esterno all’interno è variabile ma dipende dal diametro delle particelle: la penetrazione maggiore si ha per la frazione granulometrica di particolato definita accumulation mode (tra 0,1 µm e 1µm) minore per la frazione ultrafine (< 0,1 µm) e coarse (> 1 µm). La differenza nell’infiltrazione può contribuire a spiegare il contrasto tra le correlazioni tra esposizione personale e concentrazione in atmosfera esterna delle tre diverse frazioni di particolato. Tratto da Air Pollution and the risks to human health – exposure assessment - AIRNET Work Group 1 – Exposure Assessment – L Bayer Oglesby, D. Briggs, G. Hoek, K. de Hoogh, N. Janssen, M. Jantunen, R. Sram, E. Sanderson, J. Urbanus.

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Moimacco

collocato il mezzo mobile (la centralina di monitoraggio) in un area non particolarmente trafficata ed in un ambito residenziale che non presenta certo la densità della città di Udine.” Oltre che a Tavagnacco (presso l’area scolastica di Feletto Umberto (nel periodo febbraio – agosto 2005 e nei primi sei mesi del 2007) anche ulteriori campagne effettuate nel 2007 (nel periodo ottobre – dicembre) su “area vasta”, nelle quali sono state confrontate le concentrazioni giornaliere di PM 10 rilevate a Udine (in via Manzoni), in prossimità alla Zona Industriale Udinese (presso il museo di Cargnacco) e in un area rurale posta ad alcuni chilometri a sud della stessa zona industriale (a Risano), le concentrazioni di PM 10 hanno dimostrato nei tre diversi siti andamenti quasi sovrapponibili, con valori un poco inferiori nei siti extraurbani (con livelli medi dell’83% a Risano rispetto a Udine. Le campagne di monitoraggio successive, quindi hanno sostanzialmente confermato questo giudizio, come riportato anche nella recente ““Proposta di piano regionale di miglioramento della qualità dell’aria” redatta dall’ARPA-FVG35. Infatti, come viene specificato nella “Rapporto annuale sulla qualità dell’aria nel Comune di Udine – anno 2007” redatta dall’ARPA-FVG – Dipartimento Provinciale di Udine – Servizio Tematico Analitico, “ si può chiaramente osservare come i livelli giornalieri di polveri sottili presentino degli andamenti sostanzialmente coincidenti” nelle stazioni di rilevamento della rete di Udine e della Basssa Friulana (anche in quelle lontane da gossi centri abitati, come Castions delle Mura e Malisana) “ ad indicare come l’incidenza delle condizioni meteorologiche, da cui dipende la possibilità di dispersione dell’inquinante, siano più importanti della vicinanza del punto di monitoraggio alle diverse sorgenti di particolato. Infatti, a differenza degli inquinanti gassosi (NOX, SOX, CO), le polveri tendono a permanere in sospensione per periodi anche molto lunghi in assenza di fenomeni di rimescolamento della massa d’aria al suolo (per le frazioni sottili si calcola fino ad un mese) diffondendosi quindi anche in zone lontane dal punto di emissione e/o formazione e causando un livellamento dei valori di concentrazione su aree molto vaste”. Anche secondo le Air Quality Guidelines dell’OMS del 2000 le differenze di concentrazione delle polveri sottili tra aree urbane e rurali sono spesso piccole o trascurabili anche a distanze superiori a 100km a meno che montagne o colline separino le aree urbane dalle rurali. Sia dalle analisi dei dati dell’ARPA a livello locale, sia da monitoraggi effettuati in altre aree risulta che le concentrazioni del PM10 sono molto simili in un’area vasta (tranne che nelle immediate vicinanze delle fonti di emissioni) e variano in maniera omogenea in tutta l’area in relazione ai fattori meteoclimatici (venti, piogge intense, ecc) influenzate anche a distanze molto brevi da fattori locali. Ad esempio un elevato rapporto altezza edifici/larghezza strade (oltre ad un considerevole flusso di traffico di autoveicoli, alla presenza di altre fonti di emissioni in atmosfera, ed a parametri meteoclimatici quali intensità e direzione dei venti prevalenti36, presenza o meno di inversione termica) è un fattore che può contribuire all’aumento locale dell’inquinamento atmosferico.37 Altre considerazioni sull’argomento verranno fatte nel paragrafo sui modelli di dispersione degli inquinanti.

35

Su richiesta dell'Amministrazione Comunale di Moimacco, dal 15 gennaio 2008 al 5 maggio 2008 il Dipartimento Provinciale di Udine dell'ARPA ha condotto una campagna di monitoraggio delle polveri sottili e dei metalli in esse contenuti. Questa campagna costituiva una prosecuzione delle campagne analoghe volte per stimare la qualità dell'aria nei comuni di Moimacco e Cividale e condotte da novembre 2004 a giugno 2006 con particolare riferimento agli effetti sulla qualità dell'aria della Zona Industriale di Moimacco. I risultati delle due campagna di misurazione hanno mostrato un andamento temporale degli inquinanti monitorati sostanzialmente analogo a quello riscontrato sulla città di Udine (utilizzata come termine di confronto) con concentrazioni medie (sia di PM10 che di metalli) dell'ordine dell'80% di quelle riscontrate a Udine. Questo comporta la possibilità di avere dei superamenti dei limiti di legge per le polveri sottili non tanto per quanto riguarda il valore medio annuo, quanto per il massimo numero di superamenti del valore medio giornaliero consentito, soprattutto in condizioni meteorologiche sfavorevoli o non favorevoli alla dispersione degli inquinanti. 36

In strade a tessuto chiuso ovvero con rapporto tra altezza degli edifici e larghezza della strada superiore a 0,2, quando la direzione del vento forma angoli maggiori di 30° con la direzione dell’asse stradale si forma una circolazione elicoidale dell’aria che produce una concentrazione degli inquinanti due tre volte superiore sul lato sopravvento della strada. “Inquinamento atmosferico da traffico” A. Comi – ottobre 2008 – Corso di Trasporti e Ambiente -Università di Roma Tor Vergata - Dipartimento di Ingegneria Civile. 37

La Commissione Europea definisce alcune caratteristiche di dispersione specifiche (ovvero quei fattori che incidono sulla dispersione degli inquinanti in ambito locale, ed in particolare a livello di strada) che possono essere addotte ai fini di una proroga o deroga nell’applicazione di determinati valori limite di inquinamento atmosferico. Fra le strutture topografiche di dimensioni ridotte che producono emissioni localizzate di inquinanti che si accumulano in un settore circoscritto, sono indicate nel documento della Commissione Europea le seguenti: a) presenza di edifici contigui a più piani su entrambi i lati della strada; b) altezza media degli edifici su un tratto di almeno 100 metri superiore alla larghezza totale della strada diviso 1,5.

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Moimacco

L’andamento delle concentrazioni del PM10 rilevate a Moimacco è praticamente sovrapponibile a quelle rilevate in numerose centraline in regione FVG nel medesimo periodo, a riprova della grande importanza del fattore climatico e della dispersione del PM10 su tutta la pianura.

Commissione delle Comunità Europee -Bruxelles, 26.6.2008 - COM 2008) 403 “Comunicazione della Commissione relativa alla notifica delle proroghe del termine per il conseguimento e delle deroghe all'obbligo di applicare determinati valori limite a norma dell'articolo 22 della direttiva 2008/50/CE relativa alla qualità dell'aria ambiente e per un'aria più pulita in Europa” {SEC(2008)2132}

confronto tra concentrazioni di PM10 in Friuli Venezia Giulia nel periodo maggio-giugno 2005

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UDINE - P.le Osoppo UDINE - V. Manzoni TORVISCOSA GORIZIA

MONFALCONE PORDENONE - Centro PORCIA MOIMACCO asilo

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La variabilità spaziale del PM 10 può essere spiegata con questa figura (nella maggior parte dei paesi europei) e i risultati del monitoraggio sono in linea con questi dati.

Tratto da: Martin Lutz Senate Department for Urban Development, Berlin Directorate IX, Environment Policy www.unece.org/env/tfiam/30meeting/Martin_Lutz.ppt - modificato da La figura seguente invece illustra le modifiche della variabilità delPM10 in particolare in ambito urbano in rapporto alle variazioni meteoclimatiche e agli interventi per ridurre le emissioni (in particolare vale per gli interventi sul traffico automobilistico – chiusure al traffico, targhe alterne) ma può valere per altre sorgenti locali. Gli “hot spots” sono i picchi.

Grafico proposto da Martin Lutz (2002) e rielaborato da Stefano Caserini e Giovanni Lonati del Politecnico di Milano.

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Per i motivi illustrati nelle pagine precedenti “una riduzione delle emissioni locali di una determinata percentuale non corrisponde ad una diminuzione della stessa percentuale nelle concentrazioni di inquinante monitorate. Questo fatto è dovuto fondamentalmente a due motivi. In primo luogo perchè le polveri sono sia di origine primaria sia di origine secondaria; in secondo luogo a causa della non linearità delle complesse relazioni (sia fisiche che chimiche quali trasporto turbolento, coagulazione, rimozione secca e umida (per particelle con diametro aerodinamico superiore a 2 µm); creazione e rimozione di nuove particelle per reazione chimica di diversi precursori presenti in atmosfera) che legano le emissioni (quantità di sostanze rilasciate in atmosfera da una sorgente in un dato periodo di tempo) con le immissioni (concentrazione di una sostanza in un dato luogo in un preciso momento)”. Come già accennato in precedenza le particelle primarie sono quelle direttamente originate da una sorgente inquinante; quelle secondarie sono particelle originate in atmosfera a partire da diverse specie chimiche, chiamate “precursori”. I precursori delle polveri sono principalmente gli idrocarburi, gli ossidi di azoto, l’ammoniaca e gli ossidi di zolfo. La componente fine del PM10 è costituita prevalentemente da particelle secondarie. Le polveri inoltre sono costantemente soggette a modificazioni di dimensione a seconda delle condizioni chimiche e fisiche atmosferiche e nuove particelle di polvere vengono costantemente distrutte e prodotte da reazioni fra gas. Da ciò deriva che molte delle particelle che vengono rilevate nel monitoraggio potrebbero essere state emesse/prodotte al di fuori del territorio circostante la zona industriale (e anche la pianura friulana) in quanto presenti nelle masse d’aria in transito, dato che il PM10 ha un origine in aree molto vaste (una non trascurabile percentuale ha origina anche transfrontaliera). Per avere un quadro più chiaro della situazione è necessario fare riferimento a modelli di dispersione degli inquinanti a livello locale che integrano i dati di monitoraggio con le stime di emissione e i parametri meteoclimatici locali. Comunque in linea generale i tempi di vita degli spostamenti delle particelle di polvere sono anche in funzione della loro dimensione (e quindi della loro massa), essendo le polveri più fini capaci di spostarsi per regioni territoriali più ampie. È stato valutato che, sotto certe condizioni meteorologiche, una particella38 d’aria possa attraversare tutta la pianura padana in tempi dell’ordine di una decina di ore (Quaderno Tecnico Arpa-SMR N° 10/2002 “Inquinamento da polveri in Emilia-Romagna. Analisi a fini previsionali e comparazione con la situazione meteorologica a larga scala” M. Deserti et Al.) Anche la permanenza in atmosfera in assenza di piogge può essere di durata non trascurabile ; la sedimentazione e le precipitazioni rimuovono ad esempio il PM10 dall'aria entro poche ore dalla loro emissione, mentre il PM2.5 può rimanere sospeso per giorni o settimane, ed essere trasportato - in particolare la frazione UFP (polveri ultrafini con diametro inferiore ad 0.1 µm). -per lunghe distanze. Le concentrazioni di PM10 quindi variano di giorno in giorno a seconda delle condizioni meteorologiche e del sito di prelievo; in generale è possibile asserire che il particolato secondario oscilla prevalentemente fra il 50-60 % del PM10 totale dell’ambiente urbano e fra il 70-80% di quello rurale39. In generale è quindi ragionevole immaginare che le azioni locali possano ridurre direttamente solo la componente primaria di PM10, originata dalle sorgenti presenti sul territorio.

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Il termine particella sta ad identificare un volume di controllo di dimensioni piccole ma sufficienti per poterlo caratterizzare termodinamicamente 39

Spesso il contributo del particolato secondario è molto più alto nelle zone rurali, con elevata produzione di“precursori” (quali ammoniaca, derivante dalle attività di allevamento), mentre nelle aree urbane tale contributo scende notevolmente, anche a causa della maggiore densità di sorgenti di polveri. L’incidenza della frazione secondaria è maggiore infatti su scala nazionale (cioè in termini concentrazione di “fondo”), in quanto diventano più rilevanti i processi di trasformazione chimica dei precursori gassosi, rispetto ai processi emissivi, predominanti sulla scala locale. Si evidenzia inoltre che il PM10 di origine primaria presenta generalmente una granulometria maggiore rispetto al secondario e ciò lo rende più soggetto a processi di deposizione che ne limitano, quindi, il tempo di residenza in atmosfera lontano dalle sorgenti atmosferico (tratto da “La risorsa “ARIA”nella Provincia di Treviso” - Claudia Ruzzolino - ARPAV – Dipartimento di Treviso; Luisa Memo - Franco Giacomin -Provincia di Treviso).

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Per quanto riguarda la componente secondaria, la limitazione dei precursori, come azione concertata con i territori circostanti, può essere importante per la riduzione del valore di “fondo” comune ai diversi territori. Le proporzioni relative di particolato primario e secondario che originano le PM10 variano di giorno in giorno a seconda delle condizioni meteorologiche e del sito di prelievo; in generale è possibile asserire che il particolato secondario oscilla prevalentemente fra il 50-60 % del PM10 totale dell’ambiente urbano e fra il 70-80% di quello rurale” (tratto da” Piano di risanamento della qualità dell´aria di Rimini – Anno 2006” --Dr. Marco Zamagni, Dr. Mauro Rossi – ARPA Emilia Romagna – Sezione Provinciale di Rimini - ottobre 2006– modificato) b.b) Considerazioni sui confronti tra i dati di monitoraggio

Nel precedente paragrafo sono state fatte varie considerazioni sui risultati delle campagne di monitoraggio. Dal confronto dei dati di monitoraggio effettuati nell’area, in zona residenziale, con i valori tipici i livelli dei metalli pesanti è risultato intermedio tra quello tipico per aree remote (arsenico, cromo, piombo, manganese, vanadio), o aree rurali (cadmio) e quello per aree urbane (nichel). Anche dal confronto con i dati rilevati in altre aree monitorate in regione, sempre vicino a zone industriali, pur con i limiti delle diverse distanze delle centraline dalle maggiori fonti di inquinamento, ma comunque effettuato nello lo stesso periodo, con condizioni meteoclimatiche simili, si rilevano per tutti i metalli pesanti livelli inferiori di quelli rilevati nelle altre aree. Anche le concentrazioni del PM10, che peraltro è una frazioni delle polveri totali (PTS) sulle quali sono state misurate le concentrazioni dei metalli pesanti, e su cui si trovano questi ultimi inquinanti ed anche altri inquinanti organici non misurati (ad esempio IPA), sono risultate inferiori ai livelli misurati nelle principali stazioni di monitoraggio della regione. Questo fenomeno è spiegabile con la grande diffusibilità del PM 10 che quindi risulta distribuito a concentrazioni omogenee in tutto il territorio di pianura regionale (se non in tutta la pianura padana) a parità di condizioni meteoclimatiche, tranne che nelle immediate vicinanze di grandi sorgenti di PM10 strade a alto traffico in città o fuori città (hot-spots). Il valore di fondo urbano è più elevato per la grande concentrazione di sorgenti e i fattori locali che ostacolano la rimozione del PM 10 prodotto (come ad esempio l’altezza degli edifici in rapporto alla larghezza delle strade). Non abbiamo al momento un modello di dispersione su microscala specifico per la zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco, ma l’area teorica di rappresentatività per una stazione industriale è un’area di 250 m per lato (Decreto Legislativo 26 giugno 2008, n. 120) o con un raggio fino a 100 metri (– “Linee guida per la predisposizione delle reti di monitoraggio della qualità dell’aria in Italia “– APAT- ottobre 2004); in pratica la rappresentatività dell’area va valutata caso per caso in base alle caratteristiche della fonte industriale inquinante: entità delle emissioni, altezza dei camini e portata degli stessi, percentuale delle emissioni diffuse in rapporto alle convogliate. Sulla base dei dati raccolti è tuttavia probabile che non rappresenti le concentrazioni rilevabili nel centro abitato. Per questo nel confronto, sia per i metalli che per il PM10, non vengono considerati nello stesso modo i valori riscontrati nella centralina presso la COOP a 250 metri dalla maggior sorgente inquinante. Queste concentrazioni andrebbero confrontate con le concentrazioni tipiche in zone industriali e con le concentrazioni rilevate in altre zone industriali della regione, come a Casali Tosolini vicino allla Z.I.U.. In questo caso le concentrazioni per alcuni metalli sono più elevate nella Z.I. di Cividale del Friuli e Moimacco rispetto alla centralina presso la Z.I.U. (69,6 contro 22,6 ng/m3 per il nichel, 38,8 contro 5,6 ng/m3 per l’arsenico) ma questa è a 500 metri di distanza dalla maggior fonte di emissioni (contro i 250 della centralina della COOP), e come riportato nella relazione finale dell’ARPA, “i due insediamenti producono acciai di diversa composizione in quanto destinati a diversi utilizzi e conseguentemente nelle polveri emesse la concentrazione dei metalli risulta diversa”. Anche per il PM10 e i superamenti dei limiti valgono le considerazioni fatte in precedenza. Infine per il benzene, toluene, etilbenzene e xileni le concentrazioni rilevate sono simili a quelli tipici di aree rurali o remote e in linea con quelle misurate nelle altre zone della regione: peraltro l’origine di questi composti è in genere diffusa, per il benzene in particolare da traffico stradale, mentre per gli altri inquinanti da industrie

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che fanno uso di solventi. Per il benzene il confronto più adeguato sarebbe con aree urbane ad alto traffico (come a Udine) e per gli altri composti aree con industrie che utilizzano solventi (come il punto R7 della Z.I.U) Anche se come è verosimile in base ai modelli generali di diffusione del PM10, e specialmente in base ai dati del monitoraggio, le emissioni dalla zona industriale non sembrano influire molto sulla qualità dell’aria delle zone abitate più vicine, queste contribuiscono comunque ad innalzare il livello di PM10 di un’area più vasta d è quindi opportuno ridurle il più possibile, possibilmente con interventi integrati. I modelli di dispersione specifici per l’area potrebbero evidenziare una ricaduta diretta delle emissioni su un’area più vasta, comprendente anche i centri abitati limitrofi, in particolare nei quadranti dove i venti sono prevalenti. In ogni caso sulla base dei dati del monitoraggio le concentrazioni negli abitati in cui questo è stato effettuato risultano relativamente bassi (simili ai valori di fondo regionali).

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c) Modelli di dispersione degli inquinanti

1) Come è già stato detto i dati del catasto delle emissioni hanno il limite di essere stime, mentre i dati di monitoraggio sono misure effettive delle concentrazioni in aria, ma hanno il limite di essere puntuali nello spazio, ovvero rappresentative di un’area limitata. Per cercare di integrare i due tipi di dati, si fa ricorso ai modelli di dispersione degli inquinanti, con i quali si possono stimare le diverse concentrazioni di inquinanti in diverse aree, considerando oltre alle emissioni anche le variabili meteorologiche. Oltre alla stima della diffusione degli inquinanti nello spazio, in alcune città utilizzando i parametri meteorologici vengono effettuate ad esempio le previsioni dei livelli di PM10 per il giorno successivo; sono naturalmente stime con un margine di incertezza ancora maggiore delle previsioni del tempo, dovendo tener conto anche della variabile emissioni e della formazione di inquinanti secondari. Integrando le stime orarie e giornaliere della dispersione delle emissioni industriali in un intero anno si può avere una mappa della stima delle concentrazioni medie in un anno in diverse aree. Nei punti dove è stato effettuato il monitoraggio si può verificare se c’è congruità fra le concentrazioni stimate nel modello di dispersione e le concentrazioni misurate. Altri modelli per stimare le concentrazioni su tutto il territorio basandosi su poche misurazioni e le caratteristiche dell’utilizzo del territorio (distanza da strade, flussi di traffico, altezza del terreno, destinazione d’uso residenziale delle aree, e altre caratteristiche) sono i Land Use Regression Models, ma possono essere utilizzati solo in ambito urbano. Lo schema dei modelli di dispersione è il seguente:

Schema della catena modellistica

(figura tratta da “Dispersione in atmosfera di inquinanti emessi da impianti di trattamento rifiuti: approccio modellistico Ing. Gianluca Antonacci, Ph.D. CISMA srl, c/o TIS innovation park – Bolzano - Bolzano, 27.05.2009 Convegno “Società, ambiente e salute”)

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Per la scelta e l’utilizzo dei modelli di dispersione da utilizzare esistono linee guida validate ad esempio: ● Norma UNI 10796: Valutazione della dispersione in atmosfera di reflui aeriformi - Guida ai criteri di selezione dei modelli matematici ● Norma UNI 10964: Guida alla selezione dei modelli matematici per la previsione di impatto sulla qualità dell'aria ● Norma UNI 10742: Impatto ambientale - Finalità e requisiti di uno studio di impatto ambientale ● Norma UNI 10745: Studi di Impatto ambientale - Terminologia ● APAT - CTN-ACE - 09.02.03a: Linee guida per la scelta e l’uso dei modelli - Rapporto 2004. I modelli per la valutazione e gestione della qualità dell’aria: normativa, strumenti, applicazioni. 2) Recentemente, sono state realizzate dal Centro Regionale di Modellistica Ambientale dell’ARPA-FVG alcune mappe di dispersione degli inquinanti in tutta la regione che comprendono anche l’area circostante la Zona Industriale di Cividale del Friuli Moimacco nell’ambito della “Proposta di piano regionale di miglioramento della qualità dell’aria”. Nelle pagine successive prenderemo spunto dai modelli realizzati per fare alcune considerazioni, tendo presente però che i modelli in questione hanno una risoluzione di alcuni chilometri, e non distinguono variazioni delle concentrazioni su piccola scala. In ogni caso restano valide le considerazioni generali fatte sulla diffusione del PM10 nel precedente capitolo anche per i seguenti motivi:

- Lo studio riguarda anche effetti per esposizioni passate (effetti a lungo termine dell’inquinamento), per le quali non ci sono dati di monitoraggio, né possono essere realizzati modelli di dispersione degli inquinanti,

- ed effetti per esposizioni ad inquinanti non misurati e dei quali sono poco note le modalità di dispersione (ad esempio le particelle ultrafini).

Per descrivere i risultati riportiamo integralmente il paragrafo intitolato “ Le concentrazioni spaziali dei principali inquinanti rilevati sul territorio regionale” tratto dalla già citata “Proposta di piano regionale di miglioramento della qualità dell’aria”. “La misura in continuo delle immissioni degli inquinanti in atmosfera viene solitamente condotta in un limitato insieme di postazioni (sia per motivi logistici che economici). Al fine di poter valutare in maniera omogenea ed esaustiva le concentrazioni degli inquinanti su tutto il territorio regionale, è quindi indispensabile poter interpolare spazialmente i dati locali. La difficoltà nel conseguire questo risultato nasce dal fatto che, contrariamente a quanto accade per i costituenti principali dell'atmosfera (O2, N2) gli inquinanti presentano delle sorgenti (industrie, vie di trasporto, foreste, ecc.) e dei pozzi (deposizione secca ed umida) e vengono dispersi e trasformati dalle forzanti meteorologiche. Per poter conoscere le concentrazioni atmosferiche dei principali inquinanti, quindi, vengono adottati dei modelli che tengano conto, oltre che della distribuzione spaziale e tipologia delle sorgenti (inventario delle emissioni), anche delle forzanti meteo-climatiche necessarie per la dispersione-trasformazione. I risultati di seguito presentati mostrano la distribuzione spaziale della concentrazione media annua degli inquinanti per i quali si evidenziano criticità dall’analisi dei dati più recenti dalla rete di monitoraggio e per i quali si necessita quindi una zonizzazione del territorio regionale. Seguono quindi le mappe sulle concentrazioni del biossido di azoto (NO2), delle polveri sottili (PM10) e della massima concentrazione annua di ozono (O3). Per quanto riguarda gli IPA, la loro distribuzione nelle zone di interesse equivale a quella relativa al PM10. Va osservato come queste mappe rappresentino l’input necessario per la zonizzazione del territorio, ma da sole non sono sufficienti. Per ottenere la zonizzazione vanno operate ulteriori elaborazioni di carattere modellistico e geografico” Per la spiegazione dei modelli utilizzati rimandiamo alla già citata “Proposta di piano regionale di miglioramento della qualità dell’aria” Allegato 1 alla delibera n. 1783 d.d. 30 luglio 2009 (pag 289-294; paragrafo 3.3.4 intitolato “La modellistica”), reperibile al seguente indirizzo http://www.regione.fvg.it/rafvg/export/sites/default/RAFVG/AT9/GEN2/allegati/DGR1783ALL1.pdf. Al termine del capitolo si riporta comunque, a titolo informativo, il paragrafo in questione.

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Per approfondimenti è utile la “Guida ipertestuale alla scelta dei modelli di dispersione nella valutazione della qualità dell’aria” dell’APAT all’indirizzo http://www.smr.arpa.emr.it/ctn/ - Mappe di dispersione del PM10

Mappa delle concentrazioni medie annuali del PM10 (nel 2005) in tutta la regione, e nelle regioni e stati adiacenti (Veneto, Trentino Alto Adige, Slovenia, Austria). Nella pianura friulana i livelli sono abbastanza omogenei, decrescenti man mano che ci si avvicina alle aree di montagna, e con valori più elevati nel Friuli occidentale per l’influenza delle sorgenti presenti in Veneto (specie la Zona Industriale di Mestre Marghera) E' stata eseguita una simulazione della qualità dell'aria per l'intero anno 2005 utilizzando il modello FARM. La simulazione è stata eseguita sui calcolatori della ditta ARIANET, fornitrice del modello. I dati meteo in ingresso sono stati ricavati dalla base dati del progetto MINNI, relativa all’anno 2005 ed all’intero territorio nazionale. All’interno di questo progetto sono prodotte analisi meteorologiche a scala nazionale, con risoluzione di 20 km, ed a scala “macroregionale” con risoluzione di 4 km. La meteorologia a scala nazionale è ricostruita mediante il modello meteorologico prognostico RAMS. I dati di emissione sono stati ottenuti dall'Inventario Regionale delle Emissioni in Atmosfera del Friuli Venezia Giulia, integrati con i dati dell'Inventario Nazionale e di quello europeo per i territori extra-regionali nel dominio di simulazione.

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Nel dettaglio si evidenziano le concentrazioni nell’area tra Udine e Cividale; le concentrazioni decrescono man mano che ci si allontana da Udine e dal centro dell’area Udinese; valori leggermente più elevati si rilevano verso Manzano. Va comunque sottolineato che la mappa sopra riportata non ha un grado di dettaglio elevato e differenze su pochi chilometri non sono visibili;

- Mappe di dispersione degli ossidi di azoto

Mappa delle concentrazioni medie annuali degli ossidi di azoto (nel 2005) in tutta la regione, e nelle regioni e stati adiacenti (Veneto, Trentino Alto Adige, Slovenia, Austria) Anche per questo inquinante i livelli sono

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abbastanza omogenei, ma con concentrazioni più elevate nei centri urbani o vicino ad alcune fonti industriali (ad esempio la Zona Industriale Udinese, la zona industriale di Buja e Osoppo, Monfalcone, la zona dell’Aussa Corno) o strade ad alto traffico. I valori sono leggermente più elevati vicino al centro urbano di Cividale del Friuli. Valori molto più bassi si rilevano in montagna e nell’area vicino al Tagliamento.

- Mappe di dispersione dell’ozono

Mappa delle concentrazioni medie annuali dell’ozono (nel 2005) . Per completezza riportiamo anche la mappa delle concentrazioni di ozono, le cui concentrazioni sono più alte in aree diverse da dove vi sono le maggiori fonti di emissioni di ossidi di azoto.

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3) Integrazione tra modelli di dispersione e dati di monitoraggio.

Per l’identificazione e la caratteristiche delle zone critiche, di risanamento e di mantenimento nell’ambito del citato Piano di miglioramento di qualità dell’aria i dati ricavati dalla modellistica riportati nel paragrafo precedente (basati su dati di emissioni e dati meteorologici) sono stati integrati con i dati di monitoraggio; più precisamente, come è spiegato a pag. 306 del della proposta di Piano, “la valutazione su tutto il territorio regionale è stata effettuata basandosi in primo luogo sui risultati del monitoraggio della qualità dell’aria integrando questi ultimi con una metodologia che sulla base di elaborazioni statistiche e modellistiche porta ad una stima delle concentrazioni di inquinanti dell’aria su tutto il territorio della Regione. Ai sensi del Decreto Legislativo 351 del 4 agosto 1999 la valutazione delle zone è stata svolta relativamente ai seguenti inquinanti: ossidi di zolfo, ossidi di azoto, particelle sospese con diametro inferiore ai 10 micron e monossido di carbonio, piombo, ozono, benzene, idrocarburi policiclici aromatici e metalli (cadmio, arsenico nichel e mercurio). A seguito dell’analisi sui dati raccolti a monitoraggio della qualità dell’aria sono state individuate zone in cui è necessario un intervento a miglioramento della qualità dell’aria per i seguenti inquinanti: ozono, ossidi di azoto e particelle sospese con diametro inferiore ai dieci micron (PM10). Per quanto riguarda gli IPA la zona urbana di Pordenone risulta l’unica zona da tenere sotto controllo. Considerata altresì la stretta correlazione tra la presenza degli IPA ed il PM10, si considerano sufficienti, per affrontare la problematica nella zona pordenonese, la zonizzazione e le misure relative alle polveri. Per il resto degli inquinanti il cui monitoraggio è previsto dalla legislazione, in tutto il territorio regionale non si registrano zone a rischio di superamento delle soglie o dei valori obiettivo indicati dalla legislazione, per cui l’intero territorio regionale in questo ambito può essere classificato come zona di mantenimento della qualità dell’aria.” In questo paragrafo accenniamo ai risultati dell’integrazione dei dati di monitoraggio, con dati modellistici o di altre fonti, nella regione e nell’area attorno alla Zona Industriale di Cividale del Friuli e Moimacco, per gli inquinanti PM10, ossidi di azoto. Per la classificazione delle zone del territorio regionale con inquinamento da PM10 e da ossidi di azoto “ci si è basati su:

- dati di concentrazione oraria rilevati dalle Centraline della Rete di rilevamento

- dati provenienti da specifiche campagne di rilevamento

- simulazioni effettuate con il modello FARM, relative all'anno 2005

- inventario delle emissioni in atmosfera INEMAR - informazioni sulle caratteristiche meteoclimatiche del territorio regionale

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E’ stata quindi effettuata una interpolazione tra i risultati delle simulazioni effettuate con il modello FARM40 e i dati di concentrazione delle centraline di monitoraggio. In particolare per gli ossidi di azoto, come si afferma nel più volte citato documento “Proposta di piano regionale di miglioramento della qualità dell’aria” “ i dati disponibili richiedono processi di interpolazione spaziale, con riguardo ai dati delle centraline disponibili solo in corrispondenza dei siti di misura, e temporale, con riguardo ai dati risultanti dalla simulazione modellistica relativa attualmente al solo anno 2005 Il metodo adottato è quello del Kriging41 universale (UK), o Kriging con deriva esterna (Cressie, 1993; Pebesma, 2004). Per l'interpolazione spaziale della media annuale del NO2, rilevata dalle centraline, sono stati utilizzati come variabile ausiliaria (deriva esterna, o drift) i relativi campi predetti dal modello numerico FARM per l'anno 2005. La griglia finale, risultante da tale processo, ha risoluzione di 1 km x 1 km; in ciascun comune ricade almeno un punto di griglia. Successivamente, per ciascun punto della griglia considerata per l'interpolazione, si è scelto di considerare il maggiore fra i 4 valori annuali ottenuti (2005-2008)”. Riportiamo nelle successive figure un confronto tra i superamenti e le medie del PM10 stimate dal modello FARM e i superamenti e le medie annuali rilevate con il monitoraggio.

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Il FARM Flexible Air qualità Regional Model è un modello euleriano a griglia per dispersione,trasformazione e deposizione di inquinanti reattivi (fotochimica e particolato). “I principali modelli utilizzabili per studiare la dispersione degli inquinanti sono i modelli gaussiani, euleriani e langrangiani. I modelli

gaussiani sono modelli stazionari analitici di semplice applicazione; l’approssimazione di un processo evolutivo nel tempo può essere fatta solo tramite una successione di stati stazionari.; Tra essi vi sono i modellichiamati a “puff” che prevedono l'immissione degli inquinanti con discontinuità. I modelli gaussiani danno buoni risultati specie nel caso di sorgenti semplici e il modello è adatto specialmente in siti pianeggianti, ma con opportune modifiche può essere adattato a siti con orografia complessa, tenendo conto che l’approssimazione determina un minor grado di accuratezza. L’allargamento della nuvola di inquinante è funzione della stabilità atmosferica, della distanza sottovento e dalla traiettoria principale del vento medio. Alcuni esempi di modelli gaussiani sono: VIM, ADMS, ISC3, CALINE. I modelli euleriani sono modelli tridimensionali non stazionari; richiedono un preprocessore meteorologico che calcola il campo di moto. L'immissione dell'inquinante in atmosfera e la sua evoluzione vengono descritte eseguendo la dispersione attraverso delle celle elementari che sono mantenute fisse e solidali con il sistema di riferimento utilizzato per lo spazio in cui si svolge la simulazione.. Sono adatti sia per terreni pianeggianti che per orografie complesse e tengono conto anche delle reazioni chimiche e dei processi fotochimici responsabili della trasformazione degli inquinanti; ad esempio il modello FARM tiene conto delle trasformazioni chimiche in fase gassosa, in fase acquosa, nelle fasi condensate in nubi, e da dati dei flussi di deposizione degli inquinanti al suolo (secca e umida). Anche i modelli lagrangiani sono modelli tridimensionali non stazionari . La diffusione degli inquinanti viene simulata tramite l’integrazione della traiettoria di un gran numero di particelle e la concentrazione viene calcolata sttatisticamente attraverso il computo del numero di particelle presenti all’interno di celle in cui lo spazio studiato (o il dominio di studio) viene suddiviso. I fenomeni di assorbimento o riflessione vengono simulati rispettivamente tramite l’arresto o la riflessione geometrica delle particelle in corrispondenza del suolo o delle pareti. Le particelle possono essere assoggettate a una velocità verticale verso il basso per simulare le polveri pesanti. I coefficienti di diffusione sono simulati attraverso un algoritmo che genera funzioni statistiche legate alle classi di stabilità. Esempi di questi modelli sono: SPRAY, FLEXTRA.” (tratto da “Guida alla scelta dei modelli matematici per la valutazione della dispersione di inquinanti in atmosfera” Marco Tubino, Gianluca Antonacci – Dipartimento di Ingegneria Civile e Ambientale – Università di Trento – e da “Introduzione ai modelli numerici di dispersione inquinanti in atmosfera.” Dario Giaiotti CRMA – ARPA-FVG, Agosto 2009.

41 Il kriging è un metodo di regressione usato nell'ambito dell'analisi spaziale (geostatistica) che permette di interpolare una grandezza

nello spazio, minimizzando l’errore quadratico medio. Conoscendo il valore di una grandezza in alcuni punti nello spazio (per esempio la temperatura misurata in ogni città di una regione), possiamo determinare il valore della grandezza in altri punti per i quali non esistono misure, per esempio una località di campagna sprovvista di termometri. Nel kriging, questa interpolazione spaziale si basa sull'autocorrelazione della grandezza, cioè l’assunto che la grandezza in oggetto vari nello spazio con continuità; detto in parole più semplici le cose più vicine sono più simili rispetto alle cose più lontane (Legge di Tobler). Il valore incognito in un punto viene calcolato con una media pesata dei valori noti. I pesi che vengono dati alle misure note (cioè alle temperature misurate nelle città) dipendono dalla relazione spaziale tra i valori misurati nell'intorno del punto incognito (cioè il punto in campagna). Per calcolare i pesi si usa il semivariogramma, un grafico che mette in relazione la distanza tra due punti e il valore di semivarianza tra quantitativa, il grado di dipendenza spaziale, che altro non è che l’autocorrelazione vista prima.le misure effettuate in questi due punti. Il semivariogramma espone, sia in maniera qualitativa che quantitativa, il grado di dipendenza spaziale, che altro non è che l’autocorrelazione vista prima.

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e la spazializzazione dei superamenti rilevati dalle stazioni sul campo previsto dal modello.

Sulla base di tutte le elaborazioni effettuate (utilizzo di diversi modelli di dispersione e trasformazione in atmosfera degli inquinanti basati su inventari delle emissioni e dati e stime meteorologiche, dati di monitoraggio integrati nelle aree prive di centraline con analisi geostatistiche, e interpolazione dei dati misurati

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con le stime dei modelli) sono stati identificati Comuni e le zone da classificare come aree di risanamento, sono state fatte considerazioni sulla distribuzione spaziali degli inquinanti e sulle possibili tecniche per affinare le possibilità di stima delle distribuzioni spaziali, ed infine sugli scenari futuri.

Numero superamenti anno del PM10 nei Comuni in Regione FVG (dati stimati – anno 2005)

Comuni da classificare in aree di risanamento per il PM10

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Per quanto riguarda gli ossidi di azoto i redattori della proposta di piano di miglioramento della qualità dell’aria osservano che l’inquinamento da NO2 “appare fortemente localizzato nei pressi delle sorgenti, a causa dei tempi relativamente brevi di permanenza degli ossidi di azoto in atmosfera”. Sottolineano la necessità di rendere la catena modellistica operativa anche in modalità di previsione giornaliera di qualità dell’aria (anche ai sensi della Direttiva Europea 2005/50 CE), e di utilizzare anche modelli a risoluzione più elevata per descrivere meglio gli hot spot (ovvero le aree localizzate a più elevate concentrazioni) presso le arterie di traffico, i centri urbani, alcune zone industriali, ed anche per escludere un’eccessiva sensibilità del modello FARM o dell’inventario INEMAR ad alcune tipologie di emissioni (ovvero una sovrastima).

Comuni da classificare in aree di risanamento per gli ossidi di azoto

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4) Nel mese di agosto 2009, sono state realizzate dal Centro Regionale di Modellistica Ambientale dell’ARPA-FVG, e ci sono state fornite alcune mappe di dispersione degli inquinanti basate sempre sui modelli realizzati per la “Proposta di piano regionale di miglioramento della qualità dell’aria” ma focalizzati anche sull’area circostante la Zona Industriale di Cividale del Friuli Prima di descrivere alcuni risultati dei modelli di dispersione realizzati dal CRMA è bene premettere alcune caratteristiche individuate dal CRMA che è necessario conoscere: “- la regione è caratterizzata da una orografia complessa e da una conseguente meteorologia e climatologia disomogenee; - la regione presenta sorgenti di inquinanti che sono sia di origine industriale che civile; - in regione sono presenti sorgenti di inquinanti sia di origine antropica che biogenica; - il numero ed il tipo di emissione esistenti sul territorio regionale varia nel tempo; - la geometria, la posizione e la durata delle sorgenti emissive varia molto passando da quelle puntuali e permanentemente localizzate a quelle estese e variabili, fino a quelle solo ipotizzabili in quanto di origine accidentale; - la regione presenta aree ad alta concentrazione di emissione, gli hot spot, e zone di fondo, ovvero aree prive di emissioni antropogeniche; - alla modellistica numerica viene richiesta la descrizione della qualità dell'aria in luoghi ed aree regionali sprovvisti di sistemi di rilevamento in situ; - alla modellistica numerica viene richiesta la previsione della dispersione degli inquinanti emessi dalle sorgenti per periodi di tempo che vanno da alcune ore dal momento dell'immissione in atmosfera fino alle proiezioni sulla qualità dell'aria per gli anni futuri; - le simulazioni numeriche sulla dispersione degli inquinanti sono soggette ad incertezze che sono dipendenti anche dal tipo di modello usato per la simulazione. Tali incertezze sono rilevanti quanto il risultato stesso della simulazione.” Le mappe di dispersioni degli inquinanti, realizzate per fornire una adeguata descrizione della dispersione degli inquinanti atmosferici sul territorio regionale e a livello locale, forniteci dal CRMA, sono principalmente di due tipi e si basano su diversi modelli. A) Le prime, riportate nelle prossime pagine, come spiegato nella relazione allegata alle stesse sono “ottenute usando un algoritmo che esegue una combinazione tra le simulazioni numeriche realizzate tramite il modello FARM (di cui si è già parlato in precedenza) e le misure raccolte dalle stazioni di qualità dell'aria gestite dall'ARPA FVG. La tecnica usata è quella del Kriging (di cui si è già parlato in precedenza). Il modello FARM è un modello euleriano, che simula la dispersione degli inquinati a livello regionale e contempla anche le principali reazioni chimiche tra gli inquinanti immessi nell'atmosfera. Nella sua applicazione sul Friuli Venezia Giulia è stata utilizzata l'informazione meteorologica oraria dell'intero anno 2005 e il catasto delle emissioni censite nel catasto del Centro Regionale di Modellistica Ambientale (CRMA). Sono state considerate tutte le emissioni censite, ovvero quelle puntuali, prettamente afferenti alle attività industriali, quelle lineari associate alla viabilità e quelle diffuse associate al resto delle attività antropiche. La risoluzione spaziale del modello è 4 km mentre quella temporale è un'ora. La tecnica usata, per la sua complessità, permette di ottenere dei risultati significativi per alcuni inquinati solamente”. Riportiamo quindi le mappe che rappresentano: a) Il numero annuale di superamenti giornalieri del PM10 ottenuto tramite output del modello e il numero mediano, in termini di misure di superamenti annuali, degli ultimi quattro anni (2005, 2006, 2007, 2008). b) Il numero annuale di superamenti giornalieri del PM10 ottenuto tramite output del modello e il numero massimo, in termini di misure di superamenti annuali, degli ultimi quattro anni (2005, 2006, 2007, 2008). c) La concentrazione media annuale ottenuta tramite output del modello e la mediana, in termini di misure di concentrazione media annuale, degli ultimi quattro anni (2005, 2006, 2007, 2008). d) La concentrazione media annuale di NO2 (biossido di azoto) ottenuta tramite output del modello e il

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peggiore, in termini di misure di concentrazione media annuale, degli ultimi quattro anni (2005, 2006, 2007, 2008)-

a) Il numero annuale di superamenti del PM10 giornalieri ottenuto tramite output del modello e il numero mediano, in termini di misure di superamenti annuali, degli ultimi quattro anni (2005, 2006, 2007, 2008). Secondo la nostra interpretazione della mappa nei Comuni di Cividale del Friuli e Moimacco il PM10, misurato come numero annuale di superamenti giornalieri è omogeneo alle aree circostanti. E’ più elevato attorno a Udine e in particolare a sud est di Udine. Va comunque tenuto presente che la risoluzione spaziale della mappa è di 4 Km.

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b) Il numero annuale di superamenti giornalieri del PM10 ottenuto tramite output del modello e il numero massimo, in termini di misure di superamenti annuali, degli ultimi quattro anni (2005, 2006, 2007, 2008). Anche per questa mappa si possono fare le considerazioni fatte per la precedente; i Comuni di Moimacco e Cividale del Friuli hanno valori simili a quelli degli altri Comuni attorno ad Udine; una buona parte del Comune di Cividale ha valori più bassi simili a quelli dei Comuni più distanti da Udine.

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c) La concentrazione media annuale di NO2 (biossido di azoto) ottenuta tramite output del modello e la mediana, in termini di misure di concentrazione media annuale, degli ultimi quattro anni (2005, 2006, 2007, 2008). Gli ossidi di azoto che contribuiscono all’inquinamento atmosferico sono il monossido di azoto (NO) e il biossido di azoto (NO2). La principale sorgente di emissione è la combustione nei motori degli autoveicoli e, in ordine decrescente, da diesel pesanti, autoveicoli a benzina, diesel leggeri e autoveicoli catalizzati. Altre fonti riconducibili ad attività umane sono gli impianti di riscaldamento e gli impianti industriali. Gli ossidi di azoto sono inoltre molto importanti in quanto sono precursori delle polveri. Per questo inquinante c’è una concentrazione leggermente maggiore rispetto alle aree circostanti in una parte del Comune di Cividale corrispondente circa al centro storico, ma ha comunque valori piuttosto bassi anche in questa zona tra i 25 e i 30 μg/m3. Il Decreto 2.4.2002 n. 60 fissa nuovi limiti per gli inquinanti atmosferici da rispettare in modo graduale. A partire dal 1.1.2010 per il biossido di azoto il valore limite da non superare più di 18 volte in un anno civile è 200 mg/m3 come media oraria. Mentre la media annuale da non superare è 40 mg/m3. La normativa impone anche un limite, già in vigore, per la protezione della vegetazione. Tale limite è 30 mg/m3 come media annuale da rispettarsi nelle cabine dislocate in aree rurali. Le concentrazioni di fondo in ambiente rurale nei paesi industrializzati variano tra 15 e 30 μg/m3. Nelle aree urbane superano i 40 μg/m3 come concentrazione media annua (WHO’s 2000 Air Quality Guidelines).

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d) La concentrazione media annuale di NO2 (biossido di azoto) ottenuta tramite output del modello e il peggiore, in termini di misure di concentrazione media annuale, degli ultimi quattro anni (2005, 2006, 2007, 2008). La mappa è simile alla precedente con le concentrazioni di biossido d’azoto variabili tra 20 e i 30 μg/m3, simili alle aree circostanti Udine, tranne una piccola area in Comune di Cividale del Friuli nella quale sono tra 30 e 35 μg/m3. B) “Il CRMA ha realizzato anche mappe di dispersioni degli inquinanti ottenute con simulazioni numeriche realizzate tramite il modello CALPUFF Il modello CALPUFF è un modello gaussiano che simula la dispersione degli inquinati in atmosfera considerando le sostanze immesse come degli inerti. Le mappe presentano una sintesi dei risultati di una simulazione numerica della dispersione dei principali inquinati emessi nell'atmosfera dalle 200 maggiori sorgenti puntuali censite nel catasto CRMA. Tra le sorgenti puntuali considerate vi sono anche quelle afferenti alla zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco. La simulazione ha coperto il periodo di un intero anno con la risoluzione temporale dell'ora e spaziale di 2 km. Le grandezze meteorologiche utilizzate si riferiscono all'anno 2005, data alla quale è attualmente aggiornato il catasto usato. Ogni mappa mostra le concentrazioni nell'aria degli inquinati trattati nella simulazione. Le concentrazioni sono

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tutte espresse in espresse in microgrammi al metro cubo. Gli inquinati a cui si riferiscono le mappe sono tre: NOx, SO2 e PM10. L'enorme mole di dati prodotti è stata sintetizzata facendo uso di alcuni stimatori statistici; nella fattispecie:

- Medie annuali delle concentrazioni orarie

- Medie mensili delle concentrazioni orarie

- Deviazione standard annuale delle concentrazioni orarie

- Deviazione standard mensile delle concentrazioni orarie

- Mediane annuali delle concentrazioni orarie

- Mediane mensili delle concentrazioni orarie

- Valore minimo associato al 5% delle più elevate medie giornaliere, sul periodo di un anno

- Valore minimo associato al 5% delle più elevate medie giornaliere, sul periodo di un mese

Le mappe sono state suddivisi in tre gruppi ciascuna delle quali presenta un diverso dettaglio sullaì zona di interesse. In particolare sono state realizzate delle mappe sull'intero dominio regionale, su quello subregionale e su quello intercomunale, questi ultimi centrati sulla zona di Moimacco”.42

Nelle pagine seguenti riporteremo le mappe medie mensili delle concentrazioni orarie del PM10, che è dal punto di vista sanitario di maggior importanza, e alcune considerazioni sulle simulazioni effettuate.

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Dal documento esplicativo delle mappe di dispersione degli inquinanti – redatto da Dario Giaiotti – CRMA ARPA-FVG – Agosto 2009

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Mappa 1 Mappa 2

Mappa 3

Le mappe qui riportate rappresentano la dispersione del PM10 in tutto il territorio regionale (mappa 1), nella parte nord della provincia di Udine (mappa 2), e in un’area vasta attorno alla zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco (mappa 3) nel mese di gennaio 2005. Nell’area vasta attorno alla Zona Industriale di Cividale e Moimacco le concentrazioni sono abbastanza omogenee e simili a quelle presenti in tutta la pianura friulana, in accordo con quanto detto nei paragrafi precedenti sulla modalità di dispersione del particolato. Vi sono poi delle aree di elevate concentrazioni in particolare attorno alla città di Udine e in misura minore attorno alla zona industriale di Buja – Rivoli di Osoppo. In questo caso la risoluzione spaziale della mappa è 2 Km. Nelle pagine successive saranno riportate le mappe relative agli altri mesi, che varieranno in funzione delle diverse caratteristiche meteorologiche del mese.

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Febbraio 2005

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Marzo 2005

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Aprile 2005

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Maggio 2005

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Giugno 2005

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Luglio 2005

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Agosto 2005

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Settembre 2005

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Ottobre 2005

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Novembre 2005

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Dicembre 2005

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5) Conclusioni sui modelli di dispersione.

Nell’area allo studio sono stati realizzati diversi modelli di dispersione a scala piuttosto grande; manca un modello a piccola scala che tenga conto di tutte le fonti emissive presenti nell’area (industriali, da traffico e altre) o del maggior numero delle più significative. Considerare solo le fonti industriali principali può portare ad errori di valutazione, come dimostrano le due mappe che riportiamo qui, e che riguardano la dispersione degli ossidi di azoto e i metalli pesanti presenti nel PM10 tratte dallo studio MONITER e riguardante l’inceneritore di Modena: nella prima figura si stima la dispersione solo dall’inceneritore, nella seconda è stimata anche la dispersione da un tratto autostradale presente nell’area.

Le mappe di dispersione realizzate sulla base della stima delle emissioni puntuali sembrano evidenziare che l’inquinamento derivato dalla zona industriale per caratteristiche meteorologiche della zona si disperde maggiormente nell’area tra Premariacco e Remanzacco dove non sono presenti centri abitati. Per dati di maggior dettaglio sarebbe necessario un modello di dispersione su piccola scala.

Una analisi della dispersione degli inquinanti su scala locale è possibile: è stata infatti effettuata sempre nell’ambito della già citata “Proposta di piano di miglioramento di qualità dell’aria” per Trieste, dove in una centralina posta in città vicino allo stabilimento siderurgico di Servola nel 2008 si sono rilevati 115 superamenti del limite di 50 µg/m3 (contro i 35 massimi previsti dalla normativa) con una media annua di poco superiore al limite previsto dalla normativa (41 µg/m3 contro 40 µg/m3 previsti dalla normativa. La relazione completa è contenuta nel seguente documento “La qualità dell’aria della città di Trieste con particolare riferimento alla zona di Servola – ARPA-FVG, maggio 2009” e costituisce l’Allegato 2 del DGR. 1783/200943 Per la costruzione del modello di dispersione sono state utilizzate i dati che vanno ad implementare il precedentemente citato Catasto delle emissioni, e che sono state utilizzate anche nei modelli di dispersione nell’area di Cividale del Friuli e Moimacco riportati nelle pagine precedenti: per gli ossidi di azoto e gli ossidi di zolfo sono stati utilizzati il preprocessore meteorologico CALMET, con la risoluzione spaziale di 2 km e la risoluzione temporale di un'ora, e il modello di dispersione CALPUFF, gli stessi utilizzati nell’area attorno alla Zona Industriale di Cividale del Friuli e Moimacco. I risultati di questa applicazione sono riportati nelle pagine precedenti (pagg. 99-110)

43 http://www.regione.fvg.it/rafvg/export/sites/default/RAFVG/AT9/GEN2/allegati/DGR1783ALL2.pdf

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Per il PM10 è stata effettuata l’interpolazione dei dati delle 10 centraline presenti a Trieste; I dati interpolati hanno riguardato, oltre alla stima degli andamenti medi per l'intero periodo considerato, la distribuzione media giornaliera per tre giornate nel 2007 considerate indicative di condizioni meteo climatiche particolari. Nello studio effettuato in tutta la regione “Proposta di piano di miglioramento di qualità dell’aria” è’ stata invece effettuata una interpolazione tra i risultati delle simulazioni effettuate con il modello FARM e i dati di concentrazione delle centraline di monitoraggio. Un problema nella applicazione dei modelli di dispersione è dovuto al fatto che talvolta in questi non viene considerato l’apporto delle emissioni diffuse e/o fuggitive44 che per talune attività possono essere superiori per alcuni inquinanti alle emissioni convogliate o a camino. Inoltre “non sempre i sistemi di misurazione (centraline), realizzati per monitorare a distanza gli effetti delle emissioni ai camini, possano raccogliere anche informazioni relative alle emissioni diffuse e fuggitive provenienti da diverse sorgenti, in relazione ai loro diversi regimi di diffusione”. Nei catasti delle emissioni, che sono utilizzati per la costruzione dei modelli di dispersione, tuttavia vengono considerate anche queste emissioni: nella costruzione dei catasti si utilizzano sia le emissioni puntuali misurate45, che le emissioni puntuali stimate.46 Fra i fattori di emissione utilizzati per la stima in alcune attività vi è anche una quota di emissioni fuggitive. Oltre a queste emissioni puntuali stimate sulla base di fattori di emissione che comportano una incertezza anche quantificabile47, possono essere effettuate stime ad hoc sullo specifico impianto produttivo, identificando anche i punti da cui possono essere emesse all’esterno le emissioni fuggitive. Nello studio sulla qualità dell’aria della città di Trieste con particolare riferimento alla zona di Servola, queste stime sono state effettuate. Solo a titolo esemplificativo, dato che gli impianti siderurgici e di altro genere presenti nella Z.I. di Cividale del Friuli e Moimacco non sono paragonabili come tipologia alla Ferriera di Servola, riportiamo nella tabella nella prossima tabella il quantitativo di emissioni fuggitive e/o diffuse che è

44 “Le emissioni diffuse sono emissioni derivanti dal contatto diretto delle sostanze con l’ambiente in condizioni di funzionamento normali e che derivano dalle caratteristiche intrinseche delle apparecchiature (es. filtri, essiccatoi, ecc.); dalle condizioni operative o dalle operazioni stesse (es. perdite di materiale durante travasi o operazioni di manutenzioni e pulizia) o dalle modalità di gestione. Le emissioni fuggitive sono invece il risultato di perdite di tenuta che si verificano a causa dell’usura, lungo le linee di circolazione, di un fluido ( es. perdite da flange, pompe ecc.) Le Emissioni Eccezionali sono quelle che si verificano nel corso di eventi anomali, e che fanno discostare il funzionamento dell’impianto dalle normali condizioni di esercizio. Possono derivare da situazioni transitorie, insite nella gestione del processo, come nel caso di arresti o avvii di impianto pianificati e interventi di manutenzione ordinaria su parti di impianto, oppure da normali condizioni di discontinuità del processo, dovuti ad esempio a variazioni delle caratteristiche delle materie prime lavorate o a inevitabili afflussi di composizione anomala, tali da innescare un processo a catena, con una riduzione dei livelli di efficienza. Possono derivare anche da difetti di impianto, rotture o da incidenti o da errori nell’esecuzione di normali operazioni di funzionamento”. Da Metodologie per l’analisi ambientale dei cicli produttivi - Gruppo di lavoro nazionale APAT-ARPA - febbraio 2006- Analisi ambientale per comparto produttivo - Graziano Busani ARPA Emilia Romagna; Rossana Cintoli ARPA; Lazio Yuri Fabbri ARPAT Toscana; Giorgio Grimaldi APAT - Dipartimento nucleare, rischio tecnologico e industriale; Cristina Merlassino ARPA Piemonte; Giovanni Pino APAT - Dipartimento nucleare, rischio tecnologico e industriale; Giovanni Sardella ARPA Molise; Danila Scala ARPAT Toscana;M Paola Sestili APAT - Servizio per le attività relative ai rapporti istituzionali dell’Agenzia con l’Istituto europeo di Statistica Eurostat; Valerio Vecchiè ARPA Piemonte Alessia Bianchi stagista APAT - Dipartimento nucleare, rischio tecnologico e industriale;Fabio Bonanni stagista APAT - Dipartimento nucleare, rischio tecnologico e industriale. 45

“PUNTUALI MISURATE (PM): è l’emissione (ton/anno) calcolata dall’utente in base ai dati che derivano dalle campagne di misura che l’azienda è tenuta ad esperire, per ogni camino autorizzato (emissione convogliata), e a presentare con cadenza generalmente annuale, alla P.A.. 46

PUNTUALI STIMATE (PS): è l’emissione (t/anno) calcolata dal software Inemar come prodotto tra i fattori di emissione presenti nel software stesso, per una data attività SNAP97, e l’indicatore di attività dichiarato dall’azienda per quella stessa attività SNAP97. Questa emissione, che può essere stimata dal software solo se l’azienda ha dichiarato un indicatore di attività prestabilito, viene calcolata per tutti gli inquinati associati ad una certa attività SNAP97 non considerati fra gli inquinanti monitorati”. “La qualità dell’aria della città di Trieste con particolare riferimento alla zona di Servola – ARPA-FVG, maggio 2009” - Allegato 2 del DGR. 1783/2009. 47

Come previsto dalla normativa (D.M. 261/02, allegato 2).

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stato stimato in quest’ultima e il quantitativo di emissioni convogliate dai diversi camini per i diversi inquinanti.48

Attività CH4 CO CO2 COV NOX PM10 PM2,5 PTS SO2 Diossine IPA

Mg Mg Gg Mg Mg Mg Mg Mg Mg mg kg

Emissioni convogliate 293,8 888,6 103,9 278,4 287,0 13,8 1,0 53,4 469,9 818,7 6,6

Emissioni fuggitive 76,2 0 0 9,3 0 25,8 12,9 160,4 0 0 60,0

Anche in altre acciaierie presenti in Friuli Venezia Giulia sono state misurate le emissioni diffuse. Nel documento dell’Istituto Superiore per la Prevenzione e la Sicurezza sul Lavoro “Profilo di rischio e soluzioni - Acciaieria elettrica” maggio 2005, a cura di Angelo Borroni -Dipartimento di Chimica, Materiali e Ingegneria Chimica, Politecnico di Milano (le realtà territoriali coinvolte nel gruppo di ricerca sono state le ASL Provincia di Brescia, ASL Valle Camonica Sebino , ASS Medio Friuli, ASS Alto Friuli) sono state misurate le emissioni diffuse e le emissioni convogliate in una acciaieria con forno elettrico.49 Nella prossima tabella riportiamo i quantitativi misurati per le polveri in un acciaieria con forno elettrico segregato parzialmente e completamente.

48 Attività Camino CH4 CO CO2 COV NOX PM10 PTS SO2 Diossine IPA

Mg Mg Gg Mg Mg Mg Mg Mg mg kg

Caldaie con potenza termica < 50 MW E31 0,2 1,2 3,4 0,2 23,6 0,5 0,5

Fonderie di ghisa ed acciaio E9 10,3 59,2 38,1 4,9 1,0 2,4 0,3 533,2

Forni da coke (perdite dalle porte e spegnimento) E2 126,3 126,3 1,6 3,1



Forni da coke (perdite dalle porte e spegnimento) Fuggitive coke 0,8 5,9 60,0

Forni di cokeria E1 4,4 158,0 4,6 10,7 1,0 0,5

Impianti di sinterizzazione e pelettizzazione E5 85,1 872,7 41,3 31,5 89,2 2,1 10,0 437,0 285,6

Impianti di sinterizzazione e pelettizzazione (eccetto 3.1.1.) E36 1,5 2,8

Impianti di sinterizzazione e pelettizzazione (eccetto 3.1.1.) E7 7,0

Operazioni di carico degli altiforni Fuggitive forno 76,2 8,5 3,1

Spillatura della ghisa di prima fusione E12 0,1

Spillatura della ghisa di prima fusione E38 2,1 8,0 1,6

Spillatura della ghisa di prima fusione Fuggitive colata 121,0

Altro E4 9,2 0,7 2,5 16,8

Altro Fuggitive mezzi 25,8 30,4

Totale complessivo 370 889 104 288 287 40 214 470 819 67

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“Per potere quantificare in termini più concreti i fattori di impatto e la loro suddivisione nelle emissioni primarie, nelle emissioni secondarie e nelle emissioni diffuse, in corrispondenza a due tipici forni EAF sono stati effettuati rilievi nei condotti a monte e a valle degli impianti di abbattimento, considerando le fasi di lavoro a volta aperta e le fasi a volta chiusa, distinguendo le diverse lavorazioni: carica, fusione, affinazione, spillaggio e ripristino. Gli impianti considerati sono due forni elettrici, collocati a terra a centro campata, il primo inserito in una struttura di confinamento non integrale, il secondo in un reparto completamente segregato; entrambe le strutture sono dotate di portelloni mobili per consentire il transito dei flussi di rottame, scoria e acciaio. Le concentrazioni misurate ai camini dei due forni indicano un’efficienza di abbattimento del 99,7%: in presenza di impianti di abbattimento in linea con le prestazioni correnti, si evidenzia il modesto carico di polveri immesso nell’ambiente dai flussi di emissioni primarie e secondarie canalizzate e trattate. Questi valori, confrontati con quelli delle emissioni diffuse stimabili in 1,0 e 0,2 kg/t, incidono per una quota che varia fra il 3 % e il 12 % delle emissioni totali” tratto da Profilo di rischio e soluzioni - Acciaieria elettrica” ISPESL -“ maggio 2005, a cura di Angelo Borroni -Dipartimento di Chimica, Materiali e Ingegneria Chimica, Politecnico di Milano.

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Forno parzialmente segregato Forno totalmente segregato

Polveri prodotte 1700 kg/ h 1000 kg/ h

Obiettivo di emissione IPPC (2% delle polveri prodotte)

0,34 kg polveri/ t acciaio 0,20 kg polveri/ t acciaio

Emissione totale 1,03 kg polveri/ t acciaio 0,22 kg polveri/ t acciaio

- di cui canalizzate 0,03 kg/ t 0,02 kg/ t

- di cui diffuse 1,00 kg/ t 0,20 kg/ t

Nell’ultimo CORINAIR EMEP/EEA Air Pollutant Inventory Guidebook del 200950 sono riportati i fattori di emissione di diversi inquinanti in base al tipo di impianto produttivo siderurgico e alla tipologia dell’acciaieria, fase di lavorazione e sistemi di abbattimento; per alcune lavorazioni sono indicate le emissioni fuggitive e l’efficacia dei sistemi di abbattimento. Nella stessa guida è presente anche un capitolo sulle industrie che utilizzano alluminio51; anche in questo documento viene trattato l’argomento delle emissioni fuggitive. In generale riguardo alle emissioni fuggitive nella guida si precisa al Paragrafo 3 “Data Collection” che le emissioni diffuse o fuggitive da impianti industriali, da strade o sorgenti areali possono essere stimate a partire dai dati di monitoraggio in atmosfera, utilizzando i modelli di dispersione per ricavare la stima dell’entità delle sorgenti di emissione. Ad esempio la norma tecnica EN 15445:2007 'Fugitive and diffuse emissions of common concern to industry sectors — Fugitive dust emission rate estimates by Reverse Dispersion Modelling' (recepita in Italia nel 2008: UNI EN 15445:2008 Emissioni da fughe e diffuse relative ai settori industriali - Determinazione di sorgenti di polveri da fughe mediante metodo RDM (modello di dispersione inversa); questa norma tecnica indica un metodo di modellazione inversa della dispersione per stimare le emissioni fuggitive di di polveri grossolane e fini da sorgenti diffuse in impianti industriali o aree. L'applicazione necessita della definizione di dati locali, come il numero, l'altezza e la larghezza delle fonti diffuse di polveri, le distanze del campionamento e informazioni meteorologiche. Sia nel caso dell’acciaieria di Servola, che dell’accieria studiata nel documento dell’ISPESL52 le emissioni diffuse con modifiche impiantistiche sono state drasticamente abbattute, per cui se con le modifiche impiantistiche previste in ambito AIA anche per le Acciaierie Fonderie Cividalesi queste venissero abbattute un modello diffusionale che comprenda anche queste emissioni sarebbe inutile. In questo caso i dati della centralina presso la COOP avrebbero la funzione di monitorare l’efficacia degli interventi adottati.

50

(http://www.eea.europa.eu/publications/emep-eea-emission-inventory-guidebook-2009/part-b-sectoral-guidance-chapters/2-industrial-processes/2-c-metal-industry/2-c-1-iron-and-steel-production-tfeip-endorsed-draft.pdf) 51

http://www.eea.europa.eu/publications/emep-eea-emission-inventory-guidebook-2009/part-b-sectoral-guidance-chapters/2-industrial-processes/2-c-metal-industry/2-c-3-aluminium-production.pdf/view 52 “Una ulteriore valutazione è stata condotta con riferimento all’evoluzione produttiva e impiantistica di un forno EAF inserito nella medesima struttura per individuare l’efficacia degli interventi di contenimento dell’impatto, in particolare dell’incremento della portata dell’aspirazione secondaria e del miglioramento dell’efficienza di captazione dei fumi secondari

1996 2004 2005

“Polveri prodotte” 1500 kg/ h 1800 kg/ h 1800 kg/ h

Emissione canalizzata 12 + 2 kg/h 15 + 3 kg/h 15 + 3 kg/h

Emissione diffusa 71 kg/h 68 kg/h 17 kg/h

Emissione totale 85 kg/h 0,85 kg polveri/ t acciaio 86 kg/h 0,72 kg polveri/ t acciaio 35 kg/h 0,29 kg polveri/ t acciaio

Obiettivo IPPC (2% delle polveri prodotte) 0,30 kg polveri/ t acciaio 0,36 kg polveri/ t acciaio 0,36 kg polveri/ t acciaio

Questi risultati indicano la possibilità di perseguire, nei sistemi attualmente in esercizio, risultati in linea con le “migliori tecnologie disponibili” indicate dal IPPC, dove si ritengono accettabili fattori di emissione pari al 2% delle polveri prodotte”. tratto da Profilo di rischio e soluzioni - Acciaieria elettrica” ISPESL -“ maggio 2005, a cura di Angelo Borroni -Dipartimento di Chimica, Materiali e Ingegneria Chimica, Politecnico di Milano.

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In appendice riportiamo integralmente un paragrafo realizzato dal CRMA dell’ARPA-FVG, per il già citato documento di “Proposta di piano regionale di miglioramento della qualità dell’aria” nel quale è spiegato dettagliatamente in cosa consiste la modellistica.

La modellistica

La dispersione di sostanze inquinanti nell'aria è un tema di notevole complessità. Infatti alla difficile realizzazione di una descrizione unitaria dell'evoluzione dell'atmosfera terrestre a tutte le scale spaziali e temporali, si aggiunge la difficoltà di riprodurre adeguatamente il gran numero di effetti macroscopici e microscopici che caratterizzano il trasporto e la trasformazione delle sostanze inquinanti, le quali hanno principalmente dimensioni microscopiche. Tale complessità viene attualmente affrontata facendo un uso intensivo del calcolo numerico, cioè per mezzo della realizzazione di modelli fisico-chimici, i quali sono tradotti in opportune equazioni matematiche che a loro volta sono risolte, sempre approssimativamente, con metodi numerici al calcolatore. Questo approccio viene sintetizzato con il concetto di modello numerico. Nell'affrontare la descrizione quantitativa dell'evoluzione dell'inquinamento atmosferico emerge la necessità di rappresentare al meglio le caratteristiche dinamiche del mezzo nel quale gli inquinanti sono immessi, ovvero l'aria. Da ciò si deduce il ruolo di primaria importanza delle variabili meteorologiche, o climatiche a seconda del caso, dell'area geografica in cui avviene lo studio della dispersione. Tale evidenza implica che i modelli numerici utilizzati per la simulazione della dispersione degli inquinanti in atmosfera contemplano sempre una parte dedicata ai moti e alle proprietà termodinamiche dell'aria. A partire da questa considerazione, i modelli di dispersione possono essere distinti in due classi fondamentali: • i modelli off-line; • i modelli on-line. La sostanziale differenza tra le due classi sta nel fatto che i modelli off-line usano i dati meteorologi, ottenuti tramite una simulazione, come uno degli input per il calcolo della dispersione, quindi non ci sono effetti degli inquinanti dispersi sui campi meteorologici usati. Nei modelli on-line, invece, la simulazione meteorologica viene usata come input per quella dispersiva, ma essa stessa riceve degli input da quella dispersiva. In quest'ultimo caso, tra le due simulazioni esiste accoppiamento (vedi figura seguente).

Come conseguenza pratica rilevante, per i modelli off-line si deve prima eseguire la simulazione meteorologica o climatica e poi usarne i risultati per simulare la dispersione degli inquinanti. Inoltre la stessa simulazione meteorologica può essere impiegata per eseguire altre simulazioni di dispersione caratterizzate da diverse sorgenti. I tempi computazionali per l'esecuzione di una simulazione di dispersione off-line sono distinguibili in due parti indipendenti: quella meteorologica e quella dispersiva. Nei modelli on-line la simulazione meteorologica è svolta assieme a quella dispersiva. Ogni simulazione di dispersione necessita anche l'esecuzione di quella meteorologica e il tempo computazionale delle due componenti non è facilmente scorporabile. I modelli off-line sono computazionalmente meno esigenti e complessi di quelli on-line, ma sono, in principio, meno aderenti alla realtà che intendono simulare. I

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modelli on-line sono di più recente realizzazione rispetto a quelli off-line e sono meno diffusi. Tramite i modelli on-line è possibile eseguire simulazioni che comprendono le delicate, ma importanti, interazioni tra radiazione e materia ed in particolare il contributo che queste hanno sul bilancio energetico atmosferico, al quale è intimamente legata la dinamica dell'aria. Dal punto di vista delle tecniche di risoluzione delle equazioni fondamentali della dispersione, i modelli numerici sono classificabili secondo tre tipi fondamentali: • modelli gaussiani; • modelli lagrangiani; • modelli euleriani. I modelli gaussiani hanno una lunga storia che ha origine parecchi decenni or sono, ma sono ancora tra i più comuni. Il loro frequente impiego deriva dalla facilità di implementazione e dalla buona qualità dei risultati che essi producono nel caso di sorgenti di inquinanti semplici e di dispersione su aree caratterizzate da una orografia non articolata. Tra essi vi sono i modelli chiamati a “puff” che prevedono l'immissione degli inquinanti con discontinuità. I modelli gaussiani simulano la turbolenza atmosferica facendo uso di distribuzioni statistiche che disperdono l'inquinante rispetto alla traiettoria principale individuata dal vento medio. I modelli lagrangiani descrivono la dispersione dell'inquinante immesso nell'atmosfera seguendo l'evoluzione cinematica di volumi elementari d'aria. Computazionalmente ogni volume elementare viene seguito nella sua traiettoria. In ciascun volume la concentrazione dei diversi inquinanti viene descritta simulando la dispersione tramite dei processi stocastici. I modelli euleriani adottano un approccio descrittivo complementare a quello lagrangiano. L'immissione dell'inquinante in atmosfera e la sua evoluzione vengono descritte eseguendo la dispersione attraverso delle celle elementari che sono mantenute fisse e solidali con il sistema di riferimento utilizzato per lo spazio in cui si svolge la simulazione. Per quanto riguarda le reazioni chimiche e i processi fotochimici responsabili della trasformazione degli inquinanti, l'attuale modellistica numerica si è fortemente concentrata sui modelli euleriani. Tali modelli, pur essendo limitati nel raggiungere elevate risoluzioni spaziali e temporali, offrono particolari vantaggi numerici per l'implementazione dei processi di trasformazione degli inquinanti. Tali modelli sono essenziali per la descrizione dell'inquinamento su domini aventi l'estensione della nostra Regione e per trattare contemporaneamente tutte le sorgenti d'inquinamento presenti sul territorio. Alcuni modelli gaussiani e lagrangiani contemplano anche semplici trasformazioni degli inquinanti durante la simulazione della dispersione. Lo studio dell'immissione in atmosfera da sorgenti localizzate, o di gruppi di sorgenti collocate in una ristretta area geografica, sono esaurientemente trattabili con modelli del tipo lagrangiano o gaussiano a puff. Le applicazioni più frequenti riguardano singoli impianti industriali o aree industriali ad altra concentrazione, che in gergo vengono chiamate “hot spot”. I modelli euleriani, quelli lagrangiani, e quelli gaussiani a puff, sono complementari, quindi essenziali per una verosimile descrizione della dispersione degli inquinanti sul territorio della Regione Friuli Venezia Giulia, con la risoluzione spaziale e temporale richieste da una realistica valutazione della qualità dell'aria e della sua evoluzione futura. Il Centro Regionale di Modellistica Ambientale, istituito presso l’ARPA con decreto del Direttore Generale n. 274 del 16/11/2007 in base all’art. 5, della LR 16/07, qui di seguito indicato con il suo acronimo CRMA, ha eseguito un approfondito studio sul numero e il tipo di modelli numerici necessari ad una adeguata descrizione della dispersione degli inquinanti atmosferici sul territorio regionale. Durante lo studio sono stati individuati i seguenti elementi imprescindibili a partire dai quali è stata programmata l'attività modellistica del CRMA: • la Regione è caratterizzata da una orografia complessa e da una conseguente meteorologia e climatologia disomogenee; • la Regione presenta sorgenti di inquinanti che sono sia di origine industriale che civile; • in Regione sono presenti sorgenti di inquinanti sia di origine antropica che biogenica; • il numero ed il tipo di emissione esistenti sul territorio regionale varia nel tempo; • la geometria, la posizione e la durata delle sorgenti emissive varia molto passando da quelle puntuali e

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permanentemente localizzate a quelle estese e variabili, fino a quelle solo ipotizzabili in quanto di origine accidentale; • la Regione presenta aree ad alta concentrazione di emissione, gli hot spot, e zone di fondo, ovvero aree prive di emissioni antropogeniche; • alla modellistica numerica viene richiesta la descrizione della qualità dell'aria in luoghi ed aree regionali sprovvisti di sistemi di rilevamento in situ; • alla modellistica numerica viene richiesta la previsione della dispersione degli inquinanti emessi dalle sorgenti per periodi di tempo che vanno da alcune ore dal momento dell'immissione in atmosfera fino alle proiezioni sulla qualità dell'aria per gli anni futuri; • le simulazioni numeriche sulla dispersione degli inquinanti sono soggette ad incertezze che sono dipendenti anche dal tipo di modello usato per la simulazione. Tali incertezze sono rilevanti quanto il risultato stesso della simulazione. A seguito dello studio preliminare, l'attività del CRMA si è focalizzata sull'implementazione e la validazione di un insieme di modelli numerici che coprono tutte le classi qui sopra descritte. In estrema sintesi essi sono: • la catena modellistica CALMET-CALPUFF che appartiene al gruppo dei modelli off-line gaussiani a puff. Tale catena simula gli effetti sul trasporto, la trasformazione e la rimozione degli inquinanti delle variazioni spaziali e temporali delle condizioni meteorologiche. La catena viene applicata per simulazioni in terreno non particolarmente complesso e a lungo raggio. Specifiche applicazioni riguardano gli hot spot, l'installazione di nuove sorgenti, oltre ai rilasci accidentali; • la catena modellistica MINERVE-SPRAY, afferente alla classe di modelli off-line di tipo lagrangiano, la quale viene applicata allo studio della dispersione di inquinanti inerti su terreni molto complessi in cui risiedono poche sorgenti localizzate. La catena è utile per lo studio ad alta risoluzione dell'impatto ambientale di nuove sorgenti estremamente localizzate o di sorgenti già esistenti; • la catena modellistica MINERVE-FARM, appartiene al tipo di modelli off-line euleariani. Il modello è adatto agli studi sulla qualità dell'area sull'intero dominio regionale. L'applicabilità del modello anche in modalità prognostica oltre che diagnostica lo rende utile anche per fornire elementi decisionali sul breve periodo, per esempio alcuni giorni; • il modello CAMx, il quale è un modello off-line euleriano utile alla valutazione della qualità dell'aria. La sua applicazione fornisce un termine di paragone per le simulazioni della catena MINERVE-FARM. La sua implementazione riguarda l'intero dominio regionale; • il modello WRF, in particolare la sua estensione WRFchem, completano la suite di modelli. WRFChem è un modello on-line comprendente complessi moduli per la simulazione della dispersione delle emissioni biogeniche e di quelle antropogeniche. Molto avanzati sono i moduli per la simulazione di effetti fotochimici. Ovviamente considera anche la dispersione di inquinanti inerti e può essere impiegato sia su domini regionali che ad area limitata. Come si può facilmente evincere dal numero e dalla tipologia di modelli individuati dal CRMA, la simulazione riguardante la qualità dell'aria viene affrontata da tutti i punti di vista, a partire dalle problematiche tipiche degli hot spot e dei siti industriali inseriti in contesti orografici complessi oppure urbanizzati, proseguendo attraverso le sorgenti lineari ed areali dovute al traffico e alle attività prettamente civili, fino alle tematiche dalle caratteristiche areali comparabili con quelle della nostra Regione. La ricchezza dei modelli è uno degli elementi necessari alla valutazione dell'incertezza sulle simulazioni realizzate ed il confronto tra le simulazioni fornisce la possibilità di quantificare l'errore della previsione o della diagnosi eseguita tramite il modello. Certamente l'applicazione delle procedure utili ad una quantificazione della qualità della simulazioni dipende dai tempi imposti all'esecuzione delle simulazioni, dei loro confronti con le misure in situ e alle risorse computazionali disponibili. Si deve ricordare che l'applicazione di una catena modellistica richiede tante più informazioni in ingresso quanto più si desidera essa risulti aderente alla realtà che si vuole simulare. A titolo di esempio si consideri in breve la catena modellistica CALMET-CALPUFF attualmente operativamente applicata al CRMA. Tale

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catena, sintetizzata nella figura seguente mostra la complessità delle interazioni esistenti tra le diverse sorgenti di dati e la loro provenienza. Alcune fonti di informazioni risiedono presso ARPA FVG, altre invece sono acquisite esternamente attraverso la rete internet.

Il preprocessore meteorologico riceve in ingresso informazioni meteorologiche provenienti sia dalla banche dati dell'ARPA sia da enti esterni che sono aggiornate quotidianamente. Al termine della simulazione meteorologica i dati del catasto delle emissioni in atmosfera vengono assimilati dal modello CALPUFF assieme ai risultati della simulazione meteorologica; successivamente viene simulata la dispersione degli inquinanti. Degli opportuni post processori sintetizzano la notevole mole di dati prodotti in mappe, grafici e tabelle.

Per studiare gli effetti dell’inquinamento sulla salute della popolazione si possono utilizzare metodi indiretti o metodi diretti. Con i metodi indiretti si stima il rischio (o l’assenza di rischio) di effetti avversi sulla salute sulla

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popolazione esposta correlati all’esposizione agli inquinanti misurati nell’area di residenza della stessa o si stima il numero di malattie (incidenza di determinate malattie e mortalità per determinate cause correlabili con gli inquinanti presenti) prevedibili teoricamente nella popolazione esposta ai livelli di inquinamento misurati. Con i metodi diretti si misurano le variazioni del numero di malattie (incidenza di determinate malattie e mortalità per determinate cause correlabili con gli inquinanti presenti) nella popolazione in base al diverso grado di esposizione all’inquinamento della stessa; il diverso grado di inquinamento può essere misurato o stimato in base alla distanza dalla fonte dell’inquinamento. I due metodi sono in una certa misura complementari.

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Metodi indiretti

Con i metodi indiretti si è stimato il rischio ( o l’assenza di rischio) a cui è esposta la popolazione residente nell’area attorno alla zona industriale, ai livelli di inquinamento rilevati dall’ARPA-FVG con il “Programma di gestione ambientale”. Questa stima viene generalmente effettuata con il Risk Assessment o valutazione del rischio che comporta diverse fasi: l’identificazione del rischio, la definizione dell’esposizione, la valutazione dose-risposta e la caratterizzazione del rischio. Per quanto riguarda l’identificazione del rischio sono stati scelti tutti gli inquinanti misurati dall’ARPA-FVG nel corso del monitoraggio per i quali esistono valori guida tossicologici per la valutazione dose risposta. La via di esposizione degli inquinanti attraverso le acque sotterranee non è stata considerata completa (cioè capace di raggiungere bersagli umani) non essendoci nell’area pozzi di acquedotto o per uso potabile. La via attraverso il suolo potrebbe essere completa, ma essendo le concentrazioni misurate dall’ARPA sempre inferiori alle concentrazioni soglia di contaminazione (tranne in un punto su suolo ad uso industriale dove la concentrazione di zinco ha superato la soglia più bassa per uso residenziale), anche questa via di esposizione non è stata considerata. Si è quindi effettuata una valutazione di tossicità e una valutazione dose risposta con approccio tossicologico per gli inquinanti monitorati in atmosfera. Avendo presente i limiti del calcolo che ha riguardato solo i metalli pesanti (arsenico, cadmio, nichel, cromo, piombo, zinco) e il benzene, etilbenzene, toluene e xileni, e che da comunque stime basate su un periodo limitato di misure (la stima considera che l’esposizione misurata sia costante per tutta la vita della popolazione esposta), per questi inquinanti non si è rilevato un superamento dei livelli di rischio cumulativo tossicologico e di rischio cancerogeno cumulativo come indicato dall’Istituto Superiore di Sanità. In ogni caso per essere ancora più cautelativi nella stima si sono considerate sempre le medie di concentrazioni più elevate, e il cromo è stato considerato tutto come esavalente (la forma cancerogena) mentre è stato misurato come cromo totale e in atmosfera è in buona parte in forma trivalente (non cancerogeno e meno tossico). Per il PM10 la valutazione del rischio può essere fatta solo con approccio epidemiologico, impossibile con dati di monitoraggio per un periodo così limitato. Deve essere tenuto presente che per il PM10 i livelli stabiliti come valore guida dall’Organizzazione Mondiale della Sanità nel 2005 sono 20 µg/m3 come media annua e i valori medi (in 2 mesi) rilevati in zona scolastica a Moimacco sono stati di 12 µg/m3. Le concentrazioni rilevate in campagne di monitoraggio successive a Grupignano e in Comune di Moimacco sono risultate più elevate, inferiori di quelle riscontrate a Udine e simili ad altre aree di pianura. Le concentrazioni rilevate dalla centralina in zona industriale sono ancora più elevate, ma sono misurate in un’area senza residenti stabili e non direttamente utilizzabili in una valutazione del rischio con approccio epidemiologico. Vanno comunque sottolineati i limiti della valutazione effettuata, che ha valore solo

orientativo.

Valutazione del rischio – Risk Assessment Un metodo di studio indiretto degli effetti dell’inquinamento sulla salute è la valutazione del rischio o il risk assessment. Il risk assessment può essere definito come “la caratterizzazione dei potenziali effetti negativi per l’ambiente e la salute umana a seguito dell’esposizione ai pericoli ambientali” Nelle pagine che seguono verranno illustrate le fasi di questo processo e l’applicazione dello stesso all’area nella quale l’ARPA ha effettuato il monitoraggio. L’analisi di rischio ambientale sanitario può essere qualitativa, semiquantitativa e quantitativa: quest’ultima parte dall’ipotesi di identificare quantità e caratteristiche di contaminanti assunti dagli individui a seguito dell’esposizione in modo da poter stimare il rischio nella popolazione di determinate malattie.

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In linea generale questo tipo di analisi si sviluppa in quattro fasi:

Figura tratta da “Linee guida per la valutazione del rischio sanitario da fonti di inquinamento ambientale”- G.Blengio, S. Falcone, R. Vangelista, A. Menegozzo. Regione Veneto Assessorato alle Politiche Sanitarie – Direzione per la Prevenzione; Centro Tematico regionale di Epidemiologia Ambientale; Servizio Valutazioni esposizioni Ambientali – ARPA Veneto; ASL n. 22 Servizio di Epidemiologia.

La valutazione del rischio in generale segue lo schema riportato sopra; le varie fasi sono interconnesse e non strettamente applicabili in sequenza. Alcune agenzie ambientali e sanitarie come l’US-EPA (United States Environment Protection Agency) l’ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry) degli Stati Uniti e in Italia APAT (l’Agenzia per la Protezione dell’Ambiente e i Servizi Tecnici nazionale) per i siti contaminati, hanno poi formalizzato nel dettaglio il processo che è sintetizzato nella figura sopra riportata. Poiché nelle pagine seguenti si farà riferimento a valori di tossicità e specifiche procedure indicate dall’US-EPA (Risk Assessment), dall’ATSDR (Public Health Assessment) e dall’APAT-ISS (Analisi di rischio sanitario ambientale), anche se lo schema di base della valutazione del rischio è quello riportato nella figura precedente devono essere messe in evidenza le differenze tra questi processi di valutazione del rischio. Tra il processo di public health assessment dell’ATSDR e il risk assessment dell’EPA vi sono delle deliberate differenze in quanto le due agenzie hanno scopi distinti che richiedono obiettivi diversi per le loro valutazioni.L’EPA (Environmental Protection Agency) è l’agenzia della protezione dell’ambiente degli Stati Uniti ed ha come obiettivo ad esempio definire i livelli accettabili di inquinamento o obiettivi di bonifica in siti contaminati o i limiti ammissibili di scarichi di reflui industriali; l’ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry) agenzia per le sostanze tossiche e il registro di malattie, è un’ agenzia del Ministero della Salute degli Stati Uniti ed ha come obiettivo una valutazione dello stato di salute della popolazione Il public health assessment dell’ATSDR è un processo per ottenere le informazioni sui rischi per la salute di una popolazione esposta a inquinanti. La valutazione dello stato di salute può prevedere anche raccomandazioni per le azioni necessarie per tutelare la salute pubblica.

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L’analisi di rischio sanitario ambientale definita dall’APAT (l’Agenzia per la Protezione dell’Ambiente e i Servizi Tecnici nazionale) con l’ISS (Istituto Superiore di Sanità), l’ISPESL (Istituto Superiore Prevenzione e Sicurezza sul Lavoro) e le ARPA regionali, pur seguendo anch’essa lo schema di base riportato nella figura alla pagina precedente, differisce dai procedimenti cui si è accennato prima ed è finalizzata all’analisi dei siti contaminati (definisce appunto degli obiettivi di bonifica di siti contaminati nella matrice suolo). Le indicazioni tecniche per l’applicazione dell’analisi di rischio sono ricavate dalla procedura RBCA (“Risk Based Corrective Action”) descritta negli standard ASTM E-1739-95, PS-104-98, E 2081-00, sia in modalità diretta (forward), ovvero per il calcolo del rischio per l’uomo associato alla presenza di contaminanti nelle matrici ambientali, sia in modalità inversa (backward), ovvero per il calcolo degli obiettivi di bonifica sito-specifici. Come viene precisato nella guida per applicare questo metodo (“Criteri metodologici per l’applicazione dell’analisi assoluta di rischio ai siti contaminati” -revisione 2, marzo 2008) la procedura non è tecnicamente applicabile alle seguenti situazioni: • valutazione dell’efficienza/efficacia di interventi di messa in sicurezza d’emergenza e/o di interventi che implicano esposizione a breve termine; • valutazione del rischio per l’uomo associato a situazioni di contaminazione diffusa (sorgente/i non identificabili e delimitabili, ad es.: contaminazione derivante da pratiche agricole); • valutazione della sicurezza nei cantieri di lavoro; • valutazione del rischio potenziale per l’uomo associato alla presenza di valori di background diffuso. Nelle pagine seguenti descriveremo in sintesi le 4 fasi del processo di valutazione del rischio:

1) l’identificazione del rischio;

2) la definizione dell’esposizione

3) e la valutazione dose-risposta;

4) la caratterizzazione del rischio.

1) Identificazione del rischio

L’individuazione del rischio ha come obiettivo la definizione delle caratteristiche della contaminazione in termini di tipologia di inquinanti, distribuzione spaziale e livelli di concentrazione degli stessi ed ha come risultati la definizione dei contaminanti indice o indicatori di esposizione; per sviluppare questa fase occorre raccogliere informazioni sulle attività presenti e passate che si svolgono nell’area di studio, correlazione tra attività e tipo, localizzazione ed estensione della contaminazione, livelli di contaminazione nelle diverse matrici ambientali, caratteristiche ambientali del sito (idrogeologiche, meteoclimatiche, ecc.). E’ necessario inoltre esaminare la letteratura scientifica su casi simili a quello in studio. La fase di identificazione del rischio può comportare anche una selezione dei contaminanti misurati con le analisi ambientali nelle diverse matrici (aria, acque superficiali e sotterranee, sedimenti, suolo, alimenti) e per individuare quelli che hanno un significativo effetto sulla salute. Questa azione è però strettamente connessa con altre fasi successive del processo di valutazione del rischio. I contaminanti indice (COC – Chemical of Concern) sono set di sostanze che costituiscono la maggior fonte di rischio di un sito. I criteri di scelta dei COC sono: a) tossicità, persistenza, mobilità; b) prevalenza (come distribuzione e concentrazione media e massima nello spazio); c) coinvolgimento nelle esposizioni più significative ;d) frequenza di determinazione; e) legame con le attività che interessano ed hanno interessato il sito; f) trattabilità. - Il criterio US-EPA – United States Environmental protection Agency – (1989) per la scelta dei COC è quello di escludere: a) le sostanze che, al termine dell’indagine sul sito, risultino presenti con una frequenza minore o uguale al 5%; b) le sostanze il cui contributo al rischio totale, per ciascun comparto, risulta inferiore a un limite percentuale dell’1%. - L’ATSDR utilizza invece una analisi di screening nella quale le concentrazioni di inquinanti rilevate vengono confrontate con dei valori guida specifici per le diverse matrici ambientali (acqua, suolo, sedimenti, aria,

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alimenti) dette EMEGs o CREGs per sostanze cancerogene (se mancano questi valori guida per alcune sostanze si utilizzano in seconda scelta altri valori, ad esempio MREGs o valori determinati da altre agenzie ambientali, secondo una ben definita gerarchia di opzioni). Se i valori guida ambientali vengono superati (e se la via di esposizione è completa, cioè in sintesi se gli inquinanti raggiungono effettivamente i bersagli umani attraverso le matrici ambientali) si passa alla valutazione sanitaria degli inquinanti. - Anche in Italia nei siti contaminati (come previsto nel DLgs 152/06 e con i metodi formalizzati dall’APAT) si confrontano i valori misurati nelle matrici ambientali con dei valori definiti CSC o Concentrazioni Soglia di Contaminazione nelle matrici ambientali (terreni per uso residenziale o commerciale, acque sotterranee); se le CSC vengono superate si procede nell’analisi di rischio sito specifica se non sono superate si considera il sito non contaminato. Dell’analisi di screening e del significato di EMEGs, CREGs e altri valori guida, si parlerà più ampiamente nel paragrafo successivo 4.”Caratterizzazione del rischio”; l’analisi di screening è una fase del processo di Public Health Assessment come definito dall’ATSDR ed è applicato a migliaia di siti inquinati (nelle diverse matrici ambientali) negli Stati Uniti; i risultati di tali studi sono reperibili al sito: http://gis.cdc.gov/ncehatsdrwebmaps/Main2.aspx. 2) Definizione dell’esposizione

2.1) La definizione dell’esposizione consiste nell’individuazione delle sorgenti dell’inquinamento (puntuali, areali, ecc.), delle matrici contaminate (aria, acqua, suolo, alimenti), dei punti di esposizione (ovvero i punti nei quali la popolazione o i bersagli umani entrano in contatto con gli inquinanti), delle modalità di esposizione (ovvero come gli inquinanti entrano nell’organismo – inalazione, ingestione, contatto-) e dei ricettori (ovvero qual è la popolazione che entra in contatto con gli inquinanti). In base a questi dati si deve determinare se la via di esposizione è completa o incompleta (o solo potenziale) e se l’esposizione è passata presente (o futura). Se la via di esposizione non è completa va eliminata dalla valutazione.

Elementi del percorso di esposizione Nome del

percorso di

esposizione Matrice o mezzo

ambientale

Punto di esposizione Popolazione potenzialmente

esposta

Via di

esposizione

Tempo

dell’esposizione

Aria ambiente Aria Aria Residenti Inalazione Passato, Presente, Futuro

Aria indoor Aria Aria indoor Residenti Inalazione Passato, Presente, Futuro

Suolo superficiale

Suolo Terreni per uso Residenziale Ricreazionale Industriale e commerciale Agricolo

Bambini e Residenti Ingestione Passato, Presente, Futuro

Suolo profondo Suolo Terreni per uso Residenziale Ricreazionale Industriale e commerciale Agricolo

Ingestione Passato, Presente, Futuro

Acquedotto pubblico

Acque di acquedotto (sotterranee e/ o superficiali, trattate o non trattate)

Terreni per uso Residenziale Ricreazionale Industriale e commerciale Agricolo

Utenti dell’acquedotto Ingestione Passato, Presente, Futuro

Pozzi privati Acque sotterranee Terreni per uso Residenziale Ricreazionale Industriale e commerciale Agricolo

Utenti di pozzi privati Ingestione Inalazione Contatto dermico

Passato, Presente, Futuro

Acque superficiali

Catena alimentare (Biota)

Alimenti Alimenti Consumatori di prodotti coltivati o animali allevati nell’area

Ingestione Passato, Presente, Futuro

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2.2) Nella definizione dell’esposizione deve essere calcolata la concentrazione al punto di esposizione (CPOE) e la dose dei contaminanti ai recettori (espressa anche come assunzione cronica giornaliera del contaminante: CDI) attraverso percorsi definiti. Per i motivi sopraccitati, nella situazione esaminata nella Zona Industriale di Cividale e Moimacco, come verrà spiegato nei paragrafi successivi, escludiamo il percorso attraverso suolo e acque sotterranee e/o superficiale e quindi l’esposizione per ingestione e contatto dermico e i rispettivi RfD e SL; (l’ingestione comprenderebbe anche l’ingestione di cibo contaminato attraverso suolo e acqua a loro volta contaminate – l’analisi di questo rischio è molto complessa, ma al momento non è stata considerata dato che il monitoraggio ARPA non ha rilevato contaminazione di suolo e acque). Per definire la portata effettiva di esposizione da inalazione di polveri contaminate o di contaminanti in fase di vapore outdoor si utilizza la seguente formula: m³ Bo X EFg X EF X ED

EM [ ] =

Kg X giorno BW x AT x 365 giorni

anno

Dove EM è la portata effettiva di esposizione per via inalatoria in ambiente outdoor (in m³/(kg·giorno); Bo il tasso di inalazione outdoor (in m³/ora); EFg la frequenza giornaliera di esposizione outdoor (in ore/giorno); EF la frequenza di esposizione (in giorni/anno) ED rappresenta la durata dell’esposizione (in anni); BW il peso corporeo (in kg); AT il tempo medio di esposizione (in anni); Sono riportati i fattori di esposizioni utilizzati dall’ATSDR:

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Nella tabella seguente sono evidenziati i fattori di esposizione per inalazione di aria esterna (Aria outdoor o AO) tratta da “Criteri metodologici per l’applicazione dell’analisi assoluta di rischio ai siti contaminati” APAT – Rev. 2 Agosto 2008.

Residenziale Ricreativo Commerciale/Industriale FATTORI DI ESPOSIZIONE (EF) Simbolo Unità di Misura Adulto Bambino Adulto Bambino Adulto

Fattori comuni a tutte le modalità di esposizione

Peso corporeo BW Kg 70 15 70 15 70

Tempo medio di esposizione per le sostanze cancerogene

ATc anni 70 70 70 70 70

Tempo medio di esposizione per le sostanze non cancerogene

ATh anni ED ED ED ED ED

Inalazione di Aria Outdoor (AO)

Durata di esposizione ED anni 24 6 24 6 25

Frequenza di esposizione EF giorni/anno 350 350 350 350 250

Frequenza giornaliera di

esposizione outdoor

EFgo ore/giorno 24 24 3 3 8

Inalazione outdoor Bo m³/ora 0,9 (a) 0,7(a) 3,2 1,9 2,5 (b)

Frazione di particelle di suolo

nella polvere

Fsd adimensionale 1 1 1 1 1

Inalazione di Aria Indoor (AI)

Durata di esposizione ED anni 24 6 - - 25

Frequenza di esposizione EF giorni/anno 350 350 - - 250

Frequenza giornaliera di esposizione indoor

EFgi ore/giorno 24 24 - - 8

Inalazione indoor Bi m³/ora 0,9 0,7 - - 0,9 (b)

Frazione indoor di polvere Fi adimensionale 1 1 - - 1

Ingestione di Suolo (SS)

Durata di esposizione ED anni 24 6 24 6 25

Frequenza di esposizione EF Giorni/anno 350 350 350 350 250

Frazione di suolo ingerita FI adimensionale 1 1 1 1 1

Tasso di ingestione di suolo IR Mg/giorno 100 200 100 200 50

(a) )In caso di intensa attività fisica, in ambienti residenziali outdoor, si consiglia l’utilizzo di un valore maggiormente conservativo, pari a 1,5 m3 /ora per gli adulti, e di 1,0 m3 /ora per i bambini. (b)Il tasso di inalazione pari a 2,5 m3 /ora è da utilizzare nel caso di dura attività fisica; mentre, nel caso di attività moderata e sedentaria è più opportuno utilizzare un valore rispettivamente pari a 1,5 e 0,9 m3 /ora (*) Tale parametro è una proprietà specifica della specie chimica esaminata. Nonostante ciò, alcuni testi come anche il Manuale Unichim, propongono di associare a tale parametro un valore pari a 0,1 per le sostanze organiche e pari a 0,01 per le sostanze inorganiche. La portata effettiva di esposizione (EM) deve essere moltiplicata per la concentrazione dell’inquinante calcolata in corrispondenza del punto di esposizione (Cpoe), (nel nostro caso la concentrazione in atmosfera). Per calcolare l’effettiva esposizione (E), rappresentata come assunzione cronica giornaliera del contaminante (o CDI) si deve moltiplicare la portata effettiva di esposizione per la concentrazione del contaminante calcolata in corrispondenza del punto di esposizione con la seguente formula:

E = Cpoe X EM

Dove EM è la portata effettiva di esposizione per via inalatoria in ambiente outdoor (in m³/(kg·giorno); Cpoe la concentrazione dell’inquinante calcolata in corrispondenza del punto di esposizione.

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3) Valutazione dose risposta

La valutazione dose risposta dei contaminanti scelti come indicatori di esposizione, dopo aver determinato l’esposizione effettiva della popolazione ai contaminanti serve per stimare il rischio sulla popolazione di contrarre malattie correlabili alle specifiche esposizioni misurate ovvero per effettuare la caratterizzazione del rischio. Queste fasi sono legate tra loro. I valori tossicologici da prendere in considerazione per l’analisi del rischio sanitario ambientale sono:

a) per gli effetti non cancerogeni gli MRLs (minimum risk levels) e per le sostanze cancerogene i CSF (Cancer Slope Factor) dell’ATSDR. sono i valori tossicologici utilizzati nel processo di Public Health Assessment per il confronto con le concentrazioni in corrispondenza dei punti di esposizione. In una fase preliminare del processo l’ATSDR propone dei valori di confronto ambientali derivati dagli MRL e dai CSF, dei quali si è accennato nel paragrafo sull’’”Identificazione del rischio” in quanto sono utilizzati con funzione di screening per eliminare dalla valutazione gli inquinanti che hanno concentrazioni inferiori ad essi (e sono quindi considerati preliminarmente sicuri per la salute pubblica): questi valori sono gli EMEGs (Environmental media guidance) per gli effetti non cancerogeni e i CREGs per gli effetti cancerogeni. Del loro utilizzo si parlerà nel prossimo paragrafo “Caratterizzazione del rischio”, ma è opportuno anticipare che gli EMEG per via inalatoria sono uguali ai corrispettivi MRL.53, e si può derogare alla regola di eliminare dalla valutazione gli inquinanti sotto questi valori soglia. L’ATSDR ha definito una ben precisa gerarchia di opzioni nell’utilizzo di valori di confronto alternativi a quelli sopraccitati, se i valori sopraccitati sono mancanti per determinate sostanze. b) Le RfD (Reference Dose) per gli effetti non cancerogeni o RfC (Reference Concentration) per l’esposizione per via inalatoria e per le sostanze cancerogene i CSF (Cancer Slope Factor) o gli UCR (Unit Cancer Risk) o IUR

53

Le linee guida ambientali (EMEG e CREGs) sono derivate dalle linee guida sanitarie e rappresentano concentrazioni di una sostanza (in acqua, suolo ed aria) a cui gli esseri umani possono essere esposti attraverso una particolare modalità di esposizione durante uno specifico intervallo di tempo senza sperimentare effetti nocivi per la salute. Esposizioni acute sono definite quelle di 14 giorni o meno; esposizioni intermedie sono quelle che durano da 15 giorni ad un anno; esposizioni croniche sono quelle che durano più di un anno. Le linee guida ambientali dell’ ATSDR includono “Environmental Media Evaluation Guides” (EMEGs) e “Cancer Risk Evaluation Guides” (CREGs). Il valore guida ambientale nella matrice acqua è definito dalla seguente formula EMEGw = (MRL *BW)/IR Dove EMEGw = water evaluation guide o valore guida per la valutazione della concentrazione in acqua della sostanza considerate in (mg/L); MRL = minimal risk level (mg/kg/die); BW = peso corporeo (kg) (per i bambini l’ATSDR definisce un peso corporeo di riferimento di 10 kg, per gli adulti 70 kg); IR = quantità di acqua ingerita in un giorno (L/die) (per i bambini l’ATSDR definisce una quantità di riferimento di 1 litro al giorno, per gli adulti 2 litri al giorno) I valori di BW e di IR sono analoghi ai fattori di esposizione di cui si è trattato nel paragrafo precedente. I valori Air EMEG (EMEG per l’esposizione per via inalatoria) di sostanze contaminanti presenti in aria deriva dai valori di MRL riportati nei profili tossicologi del ATSDR o nella banca dati dell’ATSDR HazDat. I MRLs inalatori cronici sono espressi in microgrammi per metro cubo (µg/m

3)

o parti per miliardo (ppb) I valori Air Emegs per le sostanze chimiche sono identici agli MRL, e non è richiesta alcun calcolo

matematico per ottenerli dagli MRL. Lo stesso valore di EMEG è utilizzato per tutte le fasce di popolazione Per le sostaze cancerogene invece i valori guida ambientali definiti dall’ATSDR sono i CREG; questi sono valori di confronto matrice specifici usati per identificare le concentrazioni di sostanze cancerogene alle quali è improbabile che si evidenzi in aumento dei tassi di cancro in una popolazione esposta La formula dalla quale deriva il l CREG nella matrice acqua è CREGw/s = (TR * BW)/(IR * CSF) Dove CREGw/s = cancer risk evaluation guide in (mg/L o mg/kg); TR = target risk level o livello di rischio stimato sul quale si calcola il CREG (dato che per l’esposizione alle sostanze cancerogene teoricamente non mai c’è un rischio zero); è un equivalente del rischio accettabile ovvero un caso di tumore su un milione di esposti per tutta la vita (10

-6); BW = peso corporeo (kg) (per i bambini l’ATSDR

definisce un peso corporeo di riferimento di 10 kg, per gli adulti 70 kg); IR = quantità di acqua ingerita in un giorno (L/die) (per i bambini l’ATSDR definisce una quantità di riferimento di 1 litro al giorno, per gli adulti 2 litri al giorno) I valori di Air CREGs (o CREGs per via inalatoria sono derivati dalla seguente formula: CREG= TR/IUR dove CREG Air= cancer risk evaluation guide in aria (µg/metro cubo) TR = target risk level o livello di rischio stimato sul quale si calcola il CREG (dato che per l’esposizione alle sostanze cancerogene teoricamente non mai c’è un rischio zero); è un equivalente del rischio accettabile ovvero un caso di tumore su un milione di esposti per tutta la vita e IUR e l’inalation unit risk ovvero l’unità di rischio cancerogeno aggiuntivo ricavata dal data base tossicologico IRIS dell’US-EPA (si esprime in (µg/m

3)

-1

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(Inhalation Unit Risk) in genere per l’esposizione per via inalatoria, valori definiti dall’US-EPA. I CSF e IUR sono utilizzati anche dall’ATSDR. c) Vanno poi considerati anche altri valori di confronto come le Air Quality Guidelines dell’OMS, o i valori della banca dati tossicologica ISS ISPESL (che sono comunque sempre RfD o Rfc e SF ricavati dall’analisi di diverse banche dati tossicologiche). 3.1) I MRLs (minimum risk levels) sono i valori tossicologici utilizzati nel processo di Public Health Assessment per il confronto con le concentrazioni in corrispondenza dei punti di esposizione. Questi livelli di concentrazioni sono definibili come una stima dell’esposizione giornaliera a sostanze pericolose che si ritiene priva di un rischio apprezzabile di effetti sulla salute di tipo non cancerogeno per un determinato periodo di esposizione. Questi valori sono calcolati secondo la seguente formula: NOAEL (LOAEL)

MRL = ---------------------------

(MFxUF)

Dove NOAEL (No Observable Adverse Effect Level) è una concentrazione soglia sotto la quale non danno effetti sanitari indesiderati LOAEL (Lowest-Observed-Adverse-Effect Level, - il più basso livello di esposizione al quale ci sono effetti sanitari avversi osservabili nella popolazione esposta rispetto al gruppo di controllo. UF e il fattore di incertezza e MF il fattore modificatore .Il fattore di incertezza (UF) è simile a quello utilizzato dall’US-EPA per definire le RfD (e anche dall’OMS per calcolare i valori delle Air Qualità Guidelines). Nella stima del valore di MRL tengono conto dell’incertezza dovuta a: a) variazioni all’interno di una popolazione umana; generalmente è un fattore 10, ma se è basato su studi epidemiologici su una popolazione numerosa può essere ridotto a 3 o a 1 se su studi su una sottopopolazione particolarmente suscettibile; b) incertezza nell’estrapolazione di dati da animali all’uomo; in genere un fattore 10 ma può essere ridotto a 3 o ad 1 se gli effetti su animali sono simili a quelli sull’uomo alle stesse concentrazioni c) incertezza nell’estrapolazione dei dati ottenuti da estrapolazione da esposizioni acute, intermedie o croniche; il fattore è variabile sulla base di giudizi scientifici; d) incertezza nell’estrapolazione da LOAEL (Lowest-Observed-Adverse-Effect Level, - il più basso livello di esposizione al quale ci sono effetti sanitari avversi osservabili nella popolazione esposta rispetto al gruppo di controllo) anziché da NOAEL; quando i dati sono incompleti a differenza dell’EPA non viene utilizzato il fattore di incertezza. Non vengono inoltre effettuate estrapolazioni da diverse vie di esposizione (mentre l’US-EPA quando le informazioni su una via specifica di esposizione ricava i RfD da estrapolazioni da un'altra via, ad esempio utilizza dati per esposizioni per via inalatoria in esposizioni per ingestione).54 Viene infine anche utilizzato un fattore di modificazione che riflette le incertezze scientifiche degli studi o dei dati non esplicitamente considerati nel UF. Per le sostanze chimiche che si trovano in forma di vapore alla temperatura e pressione standard (definita STP) i valori sono espressi in parti per miliardo (ppb) per le sostanze chimiche che si trovano allo stato solido alla stessa temperatura e pressione sono espressi in (µg/m3) Il fattore di conversione da µg/m3 a ppb è il seguente: C µg/m3 = Cppb x (MW/24,45) Dove C µg/m3 è la concentrazione in µg/m3, Cppb è la concentrazione in ppb e MW è il peso molecolare della sostanza in grammi/mole.

54

“Minimal risk levels (MRLs) for hazardous substances” – C.-H. Selene J. Chou, James Holler and Christopher T. De Rosa – J Clean Technol. Toxicol. & Occup. Med Vol. 7 No. 1 1998.

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A differenza dei valori dell’EPA (i RfD) che sono generalmente sempre per esposizioni croniche (da 7 a 70 anni) gli MRLs inoltre sono calcolati per esposizione cronica (più di 365 giorni), intermedia (15 – 364 giorni) e acuta (1-15 giorni). 3.2) La RfD o Reference Dose (o RfC Reference Concentration per gli inquinanti areodispersi) è la dose di sostanza tossica per la quale non vengono riportati effetti avversi per la popolazione esposta alla sostanza stessa per tutta la vita; è utilizzata per sostanze che hanno una concentrazione soglia sotto la quale non danno effetti sanitari indesiderati che viene definita NOAEL (No Observable Adverse Effect Level). Il NOAEL è ricavato da studi tossicologici su animali o più raramente studi su lavoratori esposti per periodi di tempo limitati (effetti sub-cronici). Anche le RfD come gli MRL sono calcolate dividendo il NOAEL per un fattore di incertezza (UF) a sua volta moltiplicato per un fattore di modificazione (MF); i fattori di incertezza, generalmente con valore 10, tengono conto di: a) variazioni nella suscettibilità tra membri di una popolazione umana (ad esempio variabilità intraspecifica o individuale; b) incertezza nell’estrapolazione di dati da animali all’uomo; c) incertezza nell’estrapolazione dei dati ottenuti da studi nei quali la durata dell’esposizione non era tutta la vita (ovvero estrapolazione da esposizioni subcroniche ad esposizioni croniche); d) incertezza nell’estrapolazione da LOAEL (Lowest-Observed-Adverse-Effect Level, - il più basso livello di esposizione al quale ci sono effetti sanitari avversi osservabili nella popolazione esposta rispetto al gruppo di controllo) anziché da NOAEL; incertezza nell’estrapolazione quando i dati sono incompleti. Il Fattore di modificazione (MF – Modifying Factor) riflette le incertezze scientifiche degli studi o dei dati non esplicitamente considerati nell'UF; il Fattore di Modificazione va da 1 a 10 e il valore di default è 1; l’utilizzo di questo fattore nella definizione di RfC o RdC è stato comunque interrotto dal 2004. (da IRIS – Integrated Risk Information System dell’US – EPA) Il concetto di RfD è volto soprattutto a proteggere l’uomo da esposizioni a lungo termine (da 7 a 70 anni) nei confronti di una sostanza tossica. Recentemente è stato sviluppato anche il concetto di RfD subcronica che vale per esposizioni di più breve termine (da 2 settimane a 7 anni) . Per la via di esposizione inalazione, è possibile esprimere la tossicità della sostanza anche in termini di RfC, Reference Concentration [mg/m3], stima dell’esposizione continua a cui è sottoposto l’uomo che non produce effetti avversi durante tutto il corso della vita. Ognuno dei due parametri (RfD e RfC) è perfettamente derivabile dall’altro, infatti, si ha che: 20 m³/giorno

RfC = RfD

70 kg

Curva di correlazione dose-risposta: A - contaminante non cancerogeno; B - contaminante cancerogeno;SF: Slope Factor; RfD Reference Dose; UF Uncertainty Factor; MF Modifying Factor. Tratto da “Fondamenti teorici dell’analisi di rischio in rapporto al contesto normativo” Eleonora Boccaloni – Istituto Superiore di sanità Reparto Suolo e Rifiuti.

Lo SL o Slope Factor o Cancer Slope Factor (CSF) definisce la dose risposta di sostanze cancerogene ed è precisamente la tangente del tratto rettilineo, estrapolata a basse dosi nella relazione dose-risposta per le sostanze cancerogene, che rappresenta il rischio di cancro riferito ad una dose unitaria della sostanza per tutta la vita. Con la Slope Factor viene definito il rischio cancerogeno o meglio l'incremento di probabilità di

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contrarre un tumore nel corso della vita a causa dell'esposizione ad una singola sostanza, dato dal prodotto della dose media giornaliera (calcolata per la durata della vita e per una specifica via di esposizione) per la tangente SF della correlazione dose-risposta. E’ una probabilità e degli intervalli di confidenza di questa probabilità vengono considerati i limiti di confidenza superiori al 95% (cioè i più cautelativi). L’Unit Risk: è l’unità di rischio cancerogeno aggiuntiva ovvero la stima di casi aggiuntivi di cancro in una popolazione esposta per tutta la vita alla concentrazione di una sostanza cancerogena di 1 µg/L in acqua, o 1 µg/m3 in aria. L’ unit risk si interpreta nel seguente modo: se l’unit risk = 2 x 10-6 per µg/L, significa che sono attesi 2 casi di tumore (come limite di confidenza superiore della stima, e quindi il più cautelativo) ogni 1.000.000 di persone esposte ogni giorno per tutta la vita a 1 µg della sostanza cancerogena litro di acqua potabile.

3.3) Altri valori guida definiti da organismi internazionali o normative si fondano su questi dati come ad esempio le Air Quality Guidelines dell’OMS Nell’analisi di rischio sanitario ambientale dell’APAT lo strumento per identificare le proprietà tossicologiche degli inquinanti monitorati è la banca dati ISS-ISPESL; questa banca dati è stata realizzata per l’analisi di rischio sanitaria ambientale basandosi su 4 criteri e su 4 banche dati.55 Anche in questo caso abbiamo RfD per ingestione, RfD inalatori e SF Slope Factor per ingestione e per inalazione Nella banca dati ISPESL-ISS sono riportati i valori della RfD per inalazione e ingestione. Per quanto riguarda il valore della RfD dermica essa si è posta pari alla RfD per ingestione.

55

Per la predisposizione della banca dati ISPESL (Istituto Studi Prevenzione e Sicurezza sul Lavoro)- ISS (Istituto Superiore di Sanità) sono state presi come riferimento di base i valori delle proprietà chimico fisiche e tossicologiche dei software per l’analisi del rischio sanitario-ambientale RBCA Tool Kit ver.1.2, BP-RISC ver. 4.0, ROME ver 2.1, Giuditta ver. 3.0 e del documento “Soil Screening Guidance Background Document” (U.S. Environmental Protection Agency, 1996) . Sono inoltre state esaminate le banche dati IRIS (U.S.EPA), HEAST (U.S. EPA) RAIS (RISk Assesment Information System che utilizza dati U.S. EPA). I quattro criteri adottati per selezionare i valori sono i seguenti: 1) se i valori proposti dalle 5 banche dati sono risultati tutti concordi il valore è stato riportato nella banca dati ISS-ISPESL; 2) Se i valori proposti dalle cinque banche dati non sono risultati concordi, pur facendo riferimento alla stessa fonte bibliografica, è stata consultata quest’ultima per selezionare il valore fornito dalla fonte stessa; 3) se i valori delle cinque banche dati non sono risultati concordi in quanto estratti da diverse fi bibliografiche sono state consultate queste, in modo da selezionare il valore proposto dalla fonte più attendibile in termini di riconoscimento internazionale ed aggiornamento del database; 4) Nei restanti casi è stato selezionato il valore più conservativo in termini di rischio per la salute umana (tratto da Appendice O – proprietà chimico-fisiche e tossicologiche – “Criteri metodologici per l’applicazione dell’analisi assoluta di rischio ai siti contaminati” - APAT - Agenzia per la Protezione dell’Ambiente e per i Servizi Tecnici – Revisione 1 – Luglio 2006).

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4) Caratterizzazione del rischio

La caratterizzazione del rischio può essere effettuata con a) un approccio tossicologico b) un approccio epidemiologico

a) Approccio tossicologico

L’approccio tossicologico può consistere in una prima fase nel il semplice confronto delle concentrazioni misurate con valori guida In particolare nella procedura di risk assessment definita dall’ATSDR ed applicata in tutti i casi di inquinamento negli Stati Uniti, questa fase è definita come valutazione degli effetti di salute e comprende una prima analisi di screening ed una eventuale analisi approfondita. L’analisi di screening (Public Health Assessment Guidance Manual- Chapter 7: Health Effects Evaluation: Screening Analysis) comprende due fasi. 1) Nella prima si effettua un confronto con le linee guida ambientali ovvero si confrontano le concentrazioni delle sostanze individuate con valori matrice-specifici derivati da valori di esposizione standard. (per l’ATSDR gli EMEGs e CREGs per sostanze cancerogene; gli EMEGs per via inalatoria sono identici agli MRLs cronici inalatori corrispettivi). 2) Nella seconda fase si effettua un confronto con le linee guida sanitarie; ciò implica una stima delle dosi di esposizione e il confronto di queste con valori guida basati sulla dose. Se nell’analisi di screening le sostanze non superano i valori di confronto non è necessaria una ulteriore analisi, se li superano è necessaria una analisi approfondita. I valori di confronto non vanno però utilizzati per predire effetti avversi per la salute. Questi valori servono solamente come linee guida per fornire uno screening iniziale della esposizione umana alle sostanze. Anche se le concentrazioni che sono uguali o inferiori al valore di riferimento possono essere considerate sicure, ciò non significa che ogni concentrazione ambientale che supera il valore di confronto produca effetti negativi per la salute. Gli MRL dell’ATSDR sono derivati da calcoli per esposizioni continue di 24 ore al giorno esposizioni. In molti casi, l'esposizione per inalazione in un sito può essere minore di 24 ore al giorno. Pertanto, l'uso di EMEGs inalatori basato sui MRL per valutare queste situazioni può fornire un approccio conservativo nell'identificazione di contaminanti con un potenziale effetto sulla salute. Relativamente ad alcune sostanze chimiche, ci possono essere dei dati di tossicità sperimentale per la sostanza somministrata per via orale, ma non i dati di tossicità per la sostanza somministrata per inalazione. Nella tossicità dei prodotti chimici per l'ingestione orale rispetto a inalazione ci possono essere differenze significative a causa delle differenze di assorbimento, metabolismo, distribuzione, e tossicità specifica della sostanza chimica. Pertanto, un EMEG per via inalatoria deriva solo da un MRL che si basa su studi di tossicità per inalazione. Mancando valori dell’ATSDR o dell’US-EPA anche il confronto con i valori di riferimento sanitari di organismi internazionali quali l’OMS può quindi essere utilizzato. I valori di riferimento definiti nelle Air Quality Guidelines dell’OMS espressi in microgrammi o nanogrammi per metro cubo d’aria tengono già conto sia dei fattori di esposizione tipici, in precedenza illustrati, sia dei fattori di incertezza utilizzati per calcolare RfD e Sf. Per le sostanze che superano i valori guida ambientali è necessaria una ulteriore valutazione; la fase successiva consiste nell’accertare se le persone vengono in contatto con le sostanze chimiche in un modo che può essere nocivo. Si deve quindi:

- calcolare dosi sito-specifiche; - selezionare le linee guida sanitarie; - confrontare le dosi sito-specifiche con le linee guida sanitarie; - valutare altri fattori sostanza-specifici; - valutare i dati degli effetti di salute sito-specifici;

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Le linee guida sanitarie dell’ATSDR sono definite, come i valori di RfD, RfC e SF dell’EPA, basandosi su dati tratti dalla letteratura epidemiologica e tossicologica ed applicando anche in questo caso molti fattori di incertezza o di sicurezza per assicurare che siano ampiamente protettivi della salute umana. Le linee guida sanitarie dell’ ATSDR includono principalmente, i MRL ; per gli effetti cancerogeni si utilizzano i Cancer Slope Factors e gli Inhalation Unit Risk dell’US-EPA. In conclusione la caratterizzazione del rischio con l’approccio tossicologico si effettua applicando le seguenti formule: Per sostanze non cancerogene:

HQ = E / RfD o MRL

Dove E è l’esposizione espressa come assunzione cronica giornaliera del contaminante (o CDI) e RfD è la Reference Dose del contaminante e MRL è la minimum risk level; HQ (Hazard Quotient) è un indice di pericolo che esprime di quanto l’esposizione supera la dose di riferimento (RfD). L’indice così calcolato non deve essere superiore ad 1. Nel caso di esposizione a più contaminanti o per esposizioni attraverso matrici diverse (Acqua, aria, suolo) gli indici devono essere sommati. Per sostanze cancerogene:

R = E X CSf

o

R= C X IUR

Dove E è l’esposizione come sopra espressa, C la concentrazione in aria, CSf è il Cancer Slope Factor. R rappresenta la probabilità di casi aggiuntivi di tumore nel corso della vita (o di un periodo di esposizione pari a 70 anni), l’IUR è l’Unit Risk per via inalatoria.. Con il metodo della valutazione quantitativa sito specifica del rischio le dosi (assunzione cronica giornaliera) e le concentrazioni vengono moltiplicate rispettivamente per i Slope Factors e per gli Inhalation Unit Risk dell’EPA. Con questo calcolo si stima il rischio cancerogeno teorico espresso come proporzione di una popolazione che può ammalarsi di tumore durante una esposizione per tutta la vita. Date le incertezze e i dati conservativi utilizzati per ricavare i valori di CSF e IUR questa va considerata solo una stima del rischio, mentre il rischio reale è sconosciuto e può anche essere zero (EPA 2003). L’ATSDR anche se riconosce l’utilità di stime numeriche del rischio nell’analisi del rischio, considera queste stime come variabili in un più ampio contesto che comprende opinioni mediche, fattori particolari delle popolazioni esposte e condizioni attuali dell’esposizione. (ATSDR 1993).

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b) Approccio epidemiologico

Nell’approccio epidemiologico si valuta l’impatto sanitario dell’esposizione ad inquinanti si ricava la funzione esposizione-risposta da studi epidemiologici; in particolare da tale funzione deriva un valore di rischio relativo (RR) per una determinata esposizione. Conoscendo il Rischio Relativo per un determinato effetto ad un determinato livello di esposizione (RRc) e la proporzione di popolazione in quella determinata categoria di esposizione (Pc) è possibile ricavare il Rischio attribuibile per la popolazione (RAP):

Σ (RRc - 1) X Pc

RAP = _________________

1 + Σ (RRc - 1) X Pc

Conoscendo la frequenza con cui si manifesta il determinato effetto nella popolazione generale (o incidenza dello stesso) si può calcolare l’incidenza attribuibile alla esposizione (IATT), e conoscendo la numerosità della popolazione (N), il numero di casi attribuibile all’esposizione (NATT)

IATT = I X RAP

NATT = IATT X N

Figura tratta da Air Quality Guidelines: a global update 2005 – Particulate matter, ozone, nitrogen dioxide and sulphur dioxide – World Health Organization – Regional Office for Europe, Copenhagen, 2006

Questo approccio viene utilizzato in particolare per alcuni inquinanti per i quali non vi è un definito RfD; questi non sono singole sostanze ma miscele di inquinanti e costituiscono degli indicatori di esposizione anziché singoli inquinanti. L’esempio più rappresentativo di tali indicatori è il PM 10 che è costituito da una miscela di

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particelle con differenti caratteristiche fisiche, chimiche e tossicologiche e con in comune solo la caratteristiche di avere un diametro aerodinamico inferiore a 10 micron. Anche gli ossidi di azoto (NOX) e di zolfo (SOX) sono miscele. Per il PM 10 (e l’ozono) esiste un software specifico realizzato dall’Organizzazione Mondiale della Sanità (AirQ) che permette di stimare tramite una simulazione il numero di morti attribuibili all’esposizione a PM10 (per cause naturali, cardiovascolari e respiratorie) e all’ozono sia a breve sia a lungo termine, il numero di ricoveri ospedalieri, ed il numero di morti e ricoveri evitabili riducendo le concentrazioni degli inquinanti considerati. Per la valutazione degli effetti a breve termine con questo programma è necessario immettere nello stesso i seguenti dati: la statistica descrittiva dell’inquinante considerato – PM 10 o ozono (media annuale, valori medi e valori massimi del periodo invernale e di quello estivo, valore del 98° percentile) e la distribuzione di frequenza dell’esposizione della popolazione interessata, corrispondente alla distribuzione di frequenza delle giornate dell’anno considerato in relazione all’entità delle concentrazioni riscontrate. Per la valutazione degli effetti a lungo termine occorre immettere nel programma i dati di base relativi alla qualità dell’aria (valore medio e massimo dell’inquinante considerato nell’anno in studio), il numero della popolazione residente, la distribuzione di frequenza per età della stessa e i dati di mortalità o di morbosità per ogni fascia di età considerata nell’anno in studio. La stima con il software AirQ comprende anche la maggior parte dei decessi a breve termine dovuti al PM10 e che pertanto non possono essere sommati ai decessi dovuti all’esposizione a lungo termine. E’ opportuno ricordare che non si possono sommare gli effetti conseguenti all’esposizione a CO, NO2 e SO2 a causa della stretta correlazione di questi inquinanti con il PM10. Agli effetti cronici del PM10 vanno invece aggiunti i decessi attribuibili all’esposizione a breve termine all’ozono. Pertanto una stima globale della mortalità dovuta all’inquinamento atmosferico può essere effettuata sommando i decessi attribuibili all’esposizione prolungata al PM10 con quelli a breve termine dovuti all’ozono. E’ necessario ricordare che le stime suddette devono essere interpretate nel senso letterale del termine: esse non rappresentano la certezza, ma la probabilità che si manifesti un determinato evento che nel caso specifico è la mortalità per cause naturali dovuta all’inquinamento atmosferico. I risultati ottenuti devono essere interpretati con una certa cautela perché potrebbero sottostimare o sovrastimare l’effetto reale in misura non trascurabile. Del resto l’incertezza della stima è in qualche modo definita dai limiti di confidenza. Nell’area in questione i dati di monitoraggio effettuati dall’ARPA non sono completi, essendo state effettuate solo alcune campagne di misurazione e quindi non si può stabilire un valore medio e un valore massimo, e tanto meno un valore medio e massimo estivo e invernale e un valore del 98° percentile. Un metodo analogo per la stima degli effetti cronici è quello proposto da Bar Ostro nelle Air Quality Guidelines, Global update 2005.W.H.O. La formula per il calcolo degli effetti a breve termine correlati con l’esposizione al PM10 (considerato come si diceva prima indicatore di inquinamento atmosferico più che singola sostanza) è la seguente:

E = beta x B x P x C

dove E = numero atteso di morti premature all’anno dovute all’esposizione a breve termine Beta = aumento percentuale della mortalità per incremento di 10 µg/m3 di PM10 = 0,006 (valore indicato da Ostro) B = incidenza di un determinato effetto sanitario (nel caso specifico mortalità per cause naturali). P = popolazione esposta per l’effetto sanitario. C = differenza tra il valore di PM10 scelto come valore di riferimento e il livello medio annuo di PM10 (µg/m3 * 0,1).

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Per gli effetti a lungo termine viene invece utilizzata la seguente formula:

E = M(30) * beta * (X-X0)

Dove: E = numero atteso di decessi all’anno per cause naturali di persone, con età superiore a 30 anni, dovuto ad un esposizione a lungo termine a livelli di PM2,5 (PM 10) superiori al livello di reference. P(30) = popolazione residente con età superiore a 30 anni. P = popolazione residente. E(30) per10

6 = E/P(30)* 106 numero atteso di decessi all’anno per cause naturali di persone con etàsuperiore a

30 anni per 1.000.000 abitanti di età superiore a 30 anni, dovuto ad un esposizione a lungo termine a livelli di PM 2,5 (PM 10) superiori al livello di reference. E per10

6 = E/P*106 numero atteso di decessi all’anno per cause naturali di persone con età superiore a 30 anni

per 1000000 abitanti, dovuto ad un esposizione a lungo termine a livelli di PM 2,5(PM 10) superiori al livello di reference. M(30) = numero di decessi all’anno per cause naturali nella popolazione residente con età superiorea 30 anni. M = numero di decessi all’anno per cause naturali nella popolazione residente. Beta = 0,006 = aumento dell’effetto (mortalità nei residenti con età > 30 anni) per un aumento di PM2,5 pari a 1 µg/m3; deriva dai risultati ottenuti da studi epidemiologici effettuati da Pope. beta * (X-X0) = aumento del rischio di mortalità FC = fattore di conversione; si utilizza per stimare i valori del PM2,5 da quelli del PM 10; PM 2,5 = PM 10*FC PM10 = valore medio annuo di PM 10 PM10 (RF) = reference level di PM 10 X = PM10 * FC = valore medio annuo di PM 2,5 X0 = reference level di PM 2,5 Per l’applicazione di tale formula è tuttavia necessaria la media annua delle concentrazioni di PM 10 mentre la misure dell’ARPA sono di alcune settimane. Date le concentrazioni di PM10 rilevati, e specialmente la mancanza di dati completi di monitoraggio e la bassa numerosità della popolazione esposta una applicazione del software (e della formula in questione) non sarebbe valida nell’area studiata.

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Risultati della valutazione del rischio nella zona industriale Cividale del Friuli e

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1)-Identificazione del rischio

Nel caso dell’area oggetto di studio, gli indicatori di esposizione sono già stati individuati e monitorati nei vari comparti ambientali (aria, acque sotterranee di falda, suolo) nel corso del “Programma di gestione ambientale” effettuato dall’A.R.P.A. FVG nel corso del 2005; tali indicatori sono stati scelti sulla base dei criteri generali sopraccitati e in particolare delle caratteristiche delle attività produttive presenti nella Zona Industriale di Moimacco e Cividale del Friuli, nonché delle caratteristiche di tossicità degli stessi; la scelta è avvenuta nell’ambito di un tavolo di lavoro al quale ha partecipato anche il Dipartimento di Prevenzione dell’Azienda per i Servizi Sanitari n° 4 “Medio Friuli”. Una breve descrizione delle caratteristiche ambientali dei contaminanti monitorati è contenuto nel precedente paragrafo “Analisi dei dati ambientali”; una sintesi delle caratteristiche tossicologiche degli inquinanti monitorati, della letteratura sull’inquinamento da aree, ed un confronto con gli EMEGs, CREGs ed altri valori guida verrà effettuata nei paragrafi successivi dove verranno applicate (in maniera semplificata) le tecniche di valutazione del rischio qui illustrate all’area studiata, in particolare la procedura di risk assessment definita dall’ATSDR.

Area del monitoraggio ambientale dell’ARPA

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Punti di monitoraggio in aria dell’ARPA

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I punti di monitoraggio riportati nella figura precedente sono i seguenti: CP1: Cividale del Friuli - abitato di Grupignano CP2: Moimacco – abitato di Bottenicco CP3: Moimacco – abitato di Moimacco- Via dell’Ancona CP4: Zona Industriale Coop Consumatori Nord Est Sito RAD1: Moimacco - incrocio Via Cividale – Via Tecco Sito RAD2: Moimacco - Rotonda Via Cividale- Via Soravilla Sito RAD3: Moimacco - Zona Industriale – Via Soravilla MM2: Cividale del Friuli – Zona Industriale Coop Consumatori Nord Est MM3: Moimacco – Area scolastica Nella tabella seguente riportiamo gli inquinanti monitorati dall’ARPA nei differenti comparti ambientali

Tabella inquinanti monitorati nei diversi comparti ambientali 2) Valutazione delle vie di esposizione

a) Nel nostro caso la via di esposizione attraverso le acque sotterranee possiamo considerarla non completa, in quanto non vi sono pozzi di attingimento di acquedotto (e non ci risultano pozzi privati per consumo umano)

56 Triclorometano, tricloroetilene, tetracloroetilene, tribromometano, dibromoclorometano, bromodiclorometano, 1,1,1-tricloroetano, tetracloruro di carbonio. 57 Desetilatrazina, desetilterbutilazina, simazina, atrazina, terbutilazina, alachlor, terbutrina, cianazina, metolachlor, pendimetalin.

Inquinanti aria suolo acque sotterranee

Arsenico

Cadmio

Cromo totale

Manganese

Ferro

Nichel

Piombo

Vanadio

Zinco

Benzene

Etilbenzene

Toluene

Xileni

Mercurio

Cobalto

Rame

Solfati, Nitrati, Fosfati, Cloruri

Ammoniaca

Bicarbonati

Fluoruri

Composti alifatici alogenati56

Prodotti fitosanitari triazinici57

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a valle idrologica della falda sotterranea nell’area dove sono state effettuate le misurazioni dell’ARPA. Pozzi di acquedotto di un certo rilievo sono a monte. Eventuali pozzi privati potrebbero essere a valle ma a una distanza tale da non rendere applicabile i metodi qui utilizzati. La fase di definizione dell’esposizione è inoltre strettamente connessa con la fase della valutazione dose risposta: infatti, anche se a valle ci fossero pozzi, le concentrazioni di inquinanti rilevate dall’ARPA sono già nei limiti stabiliti per l’uso potabile dell’acqua, limiti definiti in base ai parametri tossicologici dose risposta e al fattore di esposizione più cautelativo ovvero alla massima assunzione giornaliera di acqua (tranne in un pozzo ad uso agricolo posto a monte della Zona Industriale dove si sono rilevati il superamento dei limiti per alcuni erbicidi). b) La via di esposizione attraverso la matrice suolo superficiale potrebbe essere considerata completa In caso di sorgenti di contaminazione che interessino il comparto ambientale del suolo (nella sua zona insatura – suolo superficiale fino a 1 metro di profondità e suolo profondo ad oltre un metro di profondità- e satura – o acque sotterranee -) la valutazione del rischio è formalizzata anche nella normativa italiana (D.Lgs 152/06). Qualora vengano superate determinate concentrazioni dei contaminanti, definite come CSC (Concentrazioni Soglia di Contaminazione) il sito viene definito potenzialmente contaminato e si deve effettuare una analisi del rischio sanitario ambientale, per determinare se il sito è effettivamente contaminato. Il sito risulterà contaminato se si superano le CSR (Concentrazioni Soglia di Rischio.) Le CSR vengono calcolate con un metodo di valutazione del rischio i cui criteri metodologici sono stati definiti dall’APAT, ma che in definitiva si basano sempre sullo schema generale riportato in questo paragrafo. Anche le CSC sono state comunque calcolate applicando ai fattori di esposizione (cioè la massima esposizione possibile per via inalatoria di vapori o polveri, da contatto dermico o da ingestione) e ai parametri di trasporto più cautelativi (cioè le caratteristiche chimico fisiche del suolo alle quali si può avere il trasporto maggiore dal suolo stesso alla falda acquifera o sempre dal suolo per sostanze volatili l’evaporazione in aria esterna o interna ad ambienti confinati o infine per sostanze non volatili, sollevamento di polveri in aria indoor o outdoor) la massima concentrazione di contaminante alla quale non si ha alcun effetto sui bersagli umani in base ai parametri tossicologici di dose risposta. Nel nostro caso in corso di monitoraggio del suolo non si è riscontrato alcun significativo superamento di CSC, tranne che in un punto di campionamento in zona industriale un superamento per lo zinco delle CSC per zone residenziali. c) Sugli alimenti non sono state effettuate misurazioni delle concentrazioni di contaminanti. In ogni caso la via di esposizione non è caratterizzabile completamente dato che non si sa da chi vengono mangiati i vegetali coltivati in zona e la quantità giornaliera assunta dai consumatori di questi vegetali; ancora più difficili sarebbero queste stime per alimenti di origine animale, in caso di animali allevati nell’area o alimentati con vegetali coltivati nell’area. Esistono comunque dei limiti o valori guida calcolati con metodi analoghi alle Concentrazioni Soglia di Contaminazioni per i suoli, o i limiti per le acque potabili; come fattore di esposizione si considera il massimo introito medio giornaliero di determinati alimenti e la massima concentrazione alla quale non si ha alcun effetto sulla salute (divisa per un fattore di incertezza di più ordini di grandezza). Questi valori guida sono definiti TDI o ADI e in nota riportiamo alcuni di essi. Dato che i contaminanti possono essere assorbiti dai vegetali o dal suolo o dalle acque, (o per deposizione degli inquinanti presenti in atmosfera, ma questo meccanismo è comune anche al suolo che comunque non risulta contaminato) e il suolo e le acque non sono risultate particolarmente contaminate, anche gli alimenti è abbastanza probabile che non lo siano. Va tenuto conto che in alcuni vegetali e per determinati contaminanti si ha il fenomeno del bioaccumulo o della biomagnificazione, e questo è ancora maggior in animali che si trovano ad un gradino superiore della catena alimentare. Va però considerato che le concentrazioni nel suolo sono sotto le CSC per uso residenziale. Nella valutazione del rischio quindi non considereremo tuttavia gli alimenti, per i motivi riferiti in precedenza. d) La via di esposizione attraverso la matrice aria è sicuramente completa. Anche in questo caso abbiamo dei valori guida (o anche dei limiti di legge) calcolati come le CSC o i limiti e/o valori guida per l’acqua o gli alimenti da confrontare con i valori misurati nel corso del monitoraggio (per molti contaminanti e per concentrazioni medie giornaliere, o annuali o misurate in altro modo). Questi valori sono stati riportati nei paragrafi precedenti e un confronto diretto verrà riportato prima di illustrare i risultati della valutazione del rischio. Dato

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che alcuni inquinanti monitorati sono cancerogeni (Cadmio, Cromo esavalente, Nichel, Arsenico, Benzene) e quindi pur essendoci dei valori guida non ci sono valori soglia, e per considerare anche l’effetto della miscela di inquinanti (solo come effetto additivo) si è ritenuto di continuare la valutazione del rischio per la matrice aria. 3)-Dati tossicologici e risultati del confronto con valori di linee guida ATSDR, e valori IRIS-EPA e OMS

Nelle pagine seguenti verranno brevemente illustrate le caratteristiche in particolare tossicologiche degli inquinanti considerati per il confronto, caratteristiche alle quali si è accennato anche nei paragrafi precedenti.

Riguardo al PM 10 è utile richiamare alcune informazioni sulle caratteristiche fisico chimiche e tossicologiche, già in parte illustrate nei paragrafi precedenti. 1) “Il PM 10 è un inquinante costituito da particelle con diametro aerodinamico uguale o inferiore a 10 micron. La composizione e le dimensioni di queste particelle sono varie, e di conseguenza anche le caratteristiche tossicologiche, e le fonti di questo inquinante sono molteplici (traffico, industrie, riscaldamento, e anche origini naturali da movimentazione ed erosione del suolo, ecc). Esso è in realtà costituito da due componenti. La prima, di dimensioni più grosse, deriva dalla erosione del suolo e degli edifici. È costituita da materiale inerte e probabilmente non esercita alcun effetto sulla salute. La seconda, di dimensioni notevolmente inferiori, è invece costituita dalla condensazione nell'atmosfera, specie a basse temperature, di numerose sostanze che derivano nelle aree urbane principalmente dai processi di combustione. Dal punto di vista dei meccanismi potenziali di azione, questa componente del particolato è un buon candidato ad essere un determinante di effetti negativi sulla salute”.58. “Per il particolato atmosferico (PM o Particulate Matter) il termine polveri sottili non è corretto in quanto evoca l’immagine della polvere inerte che si osserva sulle superfici non pulite, mentre è in gran parte costituito da aerosol, cioè da sostanze liquide che si sono condensate come una nebbia; è quindi un condensato di sostanze inquinanti e da ciò si può capire perché in inverno, con l’abbassamento delle temperature, la presenza di queste particelle condensate aumenta”.59 Anche per quanto riguarda gli effetti sanitari del particolato innanzitutto occorre fare una distinzione in base alle dimensioni: la frazione di PM10 con diametro uguale o inferiore a 2,5 µ è denominata PM2,5 ed è definita come la “frazione toracica delle polveri” in quanto tende a depositarsi nella zona tracheobronchiale, ed è quindi più pericolosa della frazione di particolato con dimensioni maggiori; ancora più pericolosa è la frazione di PM10 e PM 2,5 di dimensioni inferiori a 1µ che riesce a giungere agli alveoli polmonari; recenti studi sulla mutagenicità di particelle in aria classificate per dimensione indicano che la parte organica delle particelle più fini (< 0,5µ) mostrano la più elevata mutagenicità. Va poi distinto un PM 10 primario (emesso direttamente in atmosfera) e secondario (che si forma attraverso reazioni chimiche e fisiche nell’atmosfera ad esempio da ossidi di azoto, ossidi di zolfo, composti organici volatili, NH3); entrambi i tipi hanno origini sia naturali che da attività umane. La frazione di PM10 con diametro superiore a 2 µm è associata in genere a processi meccanici sia naturali (erosione) che legati ad attività umane (sia industriali che nei trasporti), mentre quelle di dimensioni inferiori sono più associate a processi di combustione (nei trasporti, nel riscaldamento domestico, nelle attività industriali), ed altre attività umane ma in parte anche a processi naturali (ad es. PM 10 secondario da gas emessi dalle piante come i composti organici volatili, o dal suolo come ossidi di azoto). Come conseguenza delle differenti fonti e diversi meccanismi di formazione la frazione di PM10 con diametro più grande e quella con diametro piccolo hanno diverse caratteristiche chimiche: le prime sono in genere ricche di ossidi di ferro , silicio, alluminio e calcio (originando spesso dall’erosione del suolo), le seconde sono composte da solfati, nitrati, ammonio, composti carboniosi organici (fra cui anche idrocarburi policiclici aromatici) e

58

Da “Effetti a breve e lungo termine dell’inquinamento atmosferico:ci sono buone notizie” Paolo Crosignani, Andrea Tittarelli – SC Registro Tumori e Epidemiologia Ambientale – Fondazione IRCCS Istituto Nazionale Tumori – Milano_Atti del Convegno “Ambiente e Saluite” Teviso - 2008 59

Ibid

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inorganici e metalli pesanti come cadmio e piombo; secondo uno studio della composizione del particolato nell’aria urbana effettuato dall’ARPA Emilia Romagna a Reggio Emilia anche l’alluminio e il manganese trovati nella frazione granulometrica più grossa (>3,3µ) derivano da erosione naturale di materiali presenti nell’ambiente. Dalla composizione chimica quindi, oltre che dalle dimensioni, derivano alcune caratteristiche tossicologiche (presenza di metalli pesanti, IPA, ecc.) da cui dipendono gli effetti sanitari del PM 10. Infine alle dimensioni delle particelle che compongono il PM 10 è legato anche il comportamento di queste in relazione alle condizioni atmosferiche, e la persistenza delle stesse in aria. Le particelle tra 0,1 e 2µ possono rimanere in atmosfera da giorni a settimane, e con la pioggia vengono rimosse all’80-90%, mentre la particelle di più di 2µ rimangono in aria da poche ore a pochi giorni. Inoltre si ha anche un andamento stagionale nella variazione di composizione delle polveri: ad esempio in studi dell’ARPA a Reggio Emilia si è riscontrato un aumento della parte di polveri più fini,del nitrato, cadmio, piombo e fluoruri nei mesi invernali, e delle parti di polveri più grosse, del manganese, alluminio, titanio nei mesi estivi.

La figura rappresenta l’assorbimento delle diverse frazioni di polveri in base al diametro aerodinamico.

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Quindi in linea generale più piccole sono le particelle di polvere, maggiori sono gli effetti sanitari di queste, dal PM10, al PM2,5, PM1 e PM0,1, polveri ultrafini e nanoparticelle. Ciò è dovuto al fatto che: - le particelle più fini possono raggiungere i vasi sanguigni alveolari e penetrare nel sangue. - Anche se il volume delle particelle piccole è basso, il numero e soprattutto la superficie di queste è molto grande, e dato che gli effetti sanitari dipendono dalla superficie delle particelle questi sono maggiori nella frazione piccola (specie le polveri ultrafini). - I metalli pesanti (o metalli di transizione) che sono implicati nei meccanismi di tossicità si trovano sulla superficie delle polveri, superficie che nella frazione fine di polveri è maggiore rispetto a quella della frazione meno fine. - Dato che le polveri più fini derivano più spesso da processi di combustione, contengono più idrocarburi policiclici aromatici (IPA) che sono mutageni; la frazione di PM2,5 e anche le polveri ultrafini sono la frazione di polveri che ha maggiore attività mutagena. 2) Considerata l’alta correlazione tra il PM10 e gli altri inquinanti, il PM10 è considerato una buona misura del complesso mix di particelle, polveri e gas che risultano dalla combustione di carburanti per veicoli e dalla produzione di energia elettrica e termica. Il solo uso del PM10 per una valutazione di impatto sanitario consente di evitare doppi conteggi: in linea di principio, gli impatti possono essere stimati per molti inquinanti, ma non sommati, considerata la conoscenza limitata sugli effetti indipendenti dei vari inquinanti sulla salute. D’altra parte, al più si ha una sottostima dell’impatto totale dell’inquinamento atmosferico sulla salute umana, in quanto la correlazione tra il PM10 e gli altri inquinanti non è perfetta. Al contrario, l’ozono non è correlato con il PM10, quindi il suo impatto può essere calcolato separatamente e i due impatti sulla salute possono essere sommati. Per i motivi sopraelencati il PM2,5, riguardo alla maggiore tossicità delle frazioni più fini delle polveri, sarebbe ancora più indicato misurare il PM2,5 e l’OMS infatti definisce i valori guida relativi a questa frazione di polveri; d’altra parte c’è una buona correlazione tra PM10 e PM 2,5: si stima che il PM2,5 costituisca in genere il 60-80% del PM10.60 . Le polveri ultrafini hanno secondo molti studi una tossicità ancora maggiore ma purtroppo difficilmente possono essere misurate nei monitoraggi, perché non possono essere misurate con gli stessi strumenti utilizzati per misurare le frazioni più grandi, e per la loro permanenza in atmosfera molto breve (le particelle ultrafini nella fase di enucleazione- 0,001 µm -hanno una sopravvivenza molto limitata, da minuti a ore; queste poi si trasformano nei nuclei di Aitken -0,01 µm – che hanno una sopravvivenza un po’ più lunga). Dato che queste polveri ultrafini sono in numero molto grande ma hanno una massa molto piccola, nelle misure del PM10 o PM2,5 effettuate in µg, il loro peso è bassissimo o trascurabile. 3) Sull’esposizione all’inquinamento atmosferico, del quale il PM10 è un importante fattore ed indicatore, esistono oggi molti sudi sia sugli effetti acuti (a breve termine), sia sugli effetti cronici (a lungo termine). Gli effetti a breve termine dell’esposizione al PM10 e ad altri inquinanti in atmosfera, come l’ozono e gli ossidi di azoto sono stati studiati in numerose indagini che hanno riguardato molti milioni di persone. Fra gli effetti a breve termine i più studiati sono stati la mortalità totale per cause naturali (escludendo la mortalità per cause violente), la mortalità per cause respiratorie e per cause cardiovascolari, i ricoveri ospedalieri sia per cause respiratorie che per cause cardiovascolari. Si usa solitamente il metodo delle serie temporali: si misurano i livelli degli inquinanti giornalieri e si stima se nei giorni in cui si è verificato un aumento della concentrazione di inquinanti vi sia anche un incremento degli eventi sanitari (mortalità, ricoveri), lo stesso giorno o con uno o più giorni di ritardo. Viene tenuto conto anche di altri fattori che possono influire sulla mortalità o i ricoveri a breve termine come ad esempio la temperatura, l’umidità, le eventuali concomitanti epidemie influenzali, e per i ricoveri il giorno della settimana (nei giorni festivi i ricoveri diminuiscono, per motivi organizzativi degli ospedali).

60

Da “Effetti a breve e lungo termine dell’inquinamento atmosferico:ci sono buone notizie” Paolo Crosignani, Andrea Tittarelli – SC Registro Tumori e Epidemiologia Ambientale – Fondazione IRCCS Istituto Nazionale Tumori – Milano_Atti del Convegno “Ambiente e Saluite” Teviso - 2008

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Si studiano gli effetti del singolo inquinante indipendenti dagli altri inquinanti e dagli altri fattori; si studia quindi l’effetto di una variabile (inquinante) indipendente dalle altre variabili. Va tenuto conto che più variabili si prendono in considerazione più sarà difficile rilevare associazioni statisticamente significative tra una variabile e un effetto (a meno che l’associazione tra la variabile e l’effetto sia fortissima). Non si tiene molto conto della correlazione di un inquinante (es. il PM10) con gli altri inquinanti, i cui effetti possono essere non solo additivi (una somma degli effetti dei singoli inquinanti), ma sinergici. È perciò probabile che con un abbattimento delle sorgenti degli inquinanti (ad esempio del traffico), cosa che comporterebbe una diminuzione di molti inquinanti insieme, gli effetti del miglioramento di salute sarebbero probabilmente superiori a quelli stimati dalla riduzione di un solo inquinante. In Italia sono stati effettuati molti studi sugli effetti a breve termine dell’inquinamento. I principali sono il MISA-1, pubblicato su Epidemiologia & Prevenzione nel 200161, che aveva valutato l’impatto dell’inquinamento atmosferico in 8 città italiane nel corso degli anni Novanta. Il MISA-2

62 ha ampliato a 15 il numero delle città (Bologna, Catania, Firenze, Genova, Mestre - Venezia, Milano, Napoli, Palermo, Pisa, Ravenna, Roma, Taranto, Torino, Trieste, Verona) e ha analizzato le serie giornaliere degli anni 1996-2002. In questo studio sono ben rappresentate anche le città del Sud (nel MISA-1 era compresa solo Palermo). Sono coperti dall’indagine 9.100.000 abitanti (censimento 2001). Sono stati analizzati 362.254 decessi e 794.528 ricoveri non programmati. A differenza dello studio precedente, MISA-2 dispone di misure dirette del PM10 per quasi tutte le città analizzate per almeno un triennio (mediamente 4,3 anni). Nella raccolta dei dati sanitari, rispetto al MISA-1 è migliorata la completezza e accuratezza delle schede di dimissione ospedaliera (SDO) con una diminuzione degli errori dal 20% al 5%. Per i certificati di morte permangono, invece, gli usuali problemi di completezza e accessibilità. Un altro importante e recente studio italiano è l’EPIAIR

63: il metodo di studio è il case crossover, un tipo di studio caso controllo in cui il caso e il controllo sono lo stesso individuo in tempi diversi (giorni diversi) ed esposto quindi a diverse concentrazioni di inquinante. E’ stata studiata la popolazione in studio è costituita dai soggetti residenti in 10 città (Bologna, Cagliari, Firenze, Mestre - Venezia, Milano, Palermo, Pisa, Roma, Taranto e Torino) e deceduti per cause naturali o ricoverati nella stessa città di residenza, tra il 2001 ed il 2005. Sono stati raccolti dati su 276,205 decessi (età superiore a 35 anni) e 685,458 ricoveri urgenti (tutte le età). In questo studio l’incremento del Rischio Relativo per ogni aumento di 10 µg/m3 di PM 10 è risultato maggiore (0,69%) rispetto a quello riscontrato nelle principali analisi effettuate in Europa (incremento dello 0.33%), nel Nord America (incremento dello 0.29%) e nei precedenti studi italiani MISA (incremento dello 0.31%).64 In un altro studio dell’OMS65 che ha interessato la popolazione residente nel periodo 2002-2004 in 13 città italiane pari a circa 9 milioni di abitanti sono stati stimati gli impatti dell’esposizione ai livelli di PM10 ed ozono misurati nelle città (impatti calcolati in base a diversi coefficienti di rischio correlati con corrispondenti livelli di concentrazioni per diversi effetti sanitari a breve e lungo termine ricavati da studi epidemiologici.). Gli effetti a breve termine (entro una settimana dopo l’esposizione), l’impatto del PM10 superiore ai 20 μg/m3 è di 1372 decessi, equivalenti all’1.5% della mortalità nell’intera popolazione. L’impatto a breve termine sulla mortalità include le malattie cardiovascolari (843 casi l’anno) e respiratorie (186). Va infine citato anche SIDRIA II (che prosegue un precedente studio) condotto in diverse regioni italiane, nel quale si studiano gli effetti dell’ambiente sulle malattie respiratorie dei bambini. A livello europeo lo studio più importante è il programma APHEA (Air Pollution and Health - A European Approach), che ha raccolto gli sforzi di 11 gruppi di ricerca in 10 diversi paesi europei per studiare l’impatto

61 Epid. Prev 2001; 25 (suppl) S 1-72) 62 Epid. Prev 2004; 28 (4-5) S 1-100) 63 Epid. Prev 2009; (suppl) (6) 1-143) 64 Epidemiol Prev 2009; 33(6) suppl 2: 1-72 –“Inquinamento atmosferico e salute umana ovvero come orientarsi nella lettura e interpretazione di studi ambientali, tossicologici ed epidemiologici” A cura di: Sandra Baldacci, Sara Maio, Giovanni Viegi a nome del Gruppo Collaborativo EPIAIR Unità di epidemiologia ambientale polmonare Istituto di fisiologia clinica, CNR. 65

Maria Serinelli (2006). Health impact of PM10 and ozone in 13 Italian cities. Copenhagen, WHO Regional Office for Europe. Marco Martuzzi, Francesco Mitis, Ivano Iavarone

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dell’inquinamento atmosferico sugli oltre 25 milioni di persone che vivono in 15 città europee66. A questo è seguito, nel 1998, APHEA-2, che ha esteso le ricerche a 34 città. Anche l’Organizzazione Mondiale per la Sanità ha effettuato una meta analisi di studi europei: è stato rilevato un aumento del rischio per ogni aumento di 10 µg/m3 di PM 10 dello 0.6 % (intervalli di confidenza al 95% 0.4–0.8) per la mortalità generale, dell’1.3 % (l.c. 0.5–2.0) per mortalità da cause respiratorie, 0.9 % (l.c. 0.5–1.3) per mortalità da cause cardiovascolari e dello 0.7 % (l.c .0.2–1.3) di ricoveri ospedalieri per malattie respiratorie in ultrasessantacinquenni67. Uno studio dell’OMS68 ha anche stimato che, se entro il 2020 in tutti i paesi europei si applicassero le direttive europee che prevedono una riduzione delle attuali concentrazioni di Pm10 fino a un livello inferiore a 20 µg/m3, si avrebbero circa 80000 morti in meno all’anno. Nel Nord America gli studi più importanti sono il NMMAPS

69 che ha riguardato 95 città negli USA dal 1987 al

2000, e uno studio canadese su 12 città. Nel 2008 sono stati pubblicati i risultati del progetto APHENA (Air Pollution and Health: A European and North American Approach): si tratta della metanalisi degli studi canadesi , europei e statunitensi. Riportiamo qui alcune tabelle di confronto:

MISA-1

(Italia)

MISA-2

(Italia)

SISTI

(Italia)

EpiAir

(Italia)

APHEA-

2

(Europa)

21 città

NMMAPS

(USA)

90 città

APHENA

(Canada)

12 città

APHENA

(Europa)

22 città

APHENA

(USA)

90 città

Eccesso

mortalità

per

incrementi

di 10µg/m3

di PM10

0,98 %3

0,31% 0,60% 0,69% 0,4% 0,2% 0,84% 0,33% 0,29%

Limiti di

confidenza

in % al 95%

0,35;1,61 -0,19;0,74 0,31;0,89 0,40;0,98 0,30-1,40

0,22-0,44

0,18-0,40

Lag

considerato1

0-1 0-1 0-1 0-1 1 1 1

Età Tutte le età

Tutte le età

Tutte le età

> 35 anni Tutte le età

Tutte le età

Tutte le età

Periodo di

studio

1995-99 1996-2002

1997-2004

2001-2005

1990-97 1987-00

1 Lag è l’intervallo tra l’esposizione e la comparsa degli effetti (in giorni).

E’ importante sottolineare che gli effetti dell’inquinamento atmosferico da PM10 (ma anche da altri inquinanti come il biossido di azoto) non hanno una soglia70. Il concetto di soglia non ha quindi alcun senso biologico, e la

66 K Katsouyanni, G Touloumi, C Spix, J Schwartz, F Balducci, S Medina,G Rossi, B Wojtyniak, J Sunyer, L Bacharova, JP Schouten, A Ponka, H R Anderson,- Short term effects of ambient sulphur dioxide and particulate matter on mortality in 12 European cities: results from time series data from the APHEA project. BMJ 1997;314:1658 (7 June) 67

Anderson HR et al. Meta-analysis of time series studies and panel studies of particulate matter (PM) and ozone (O3). Report of a WHO task group. Copenhagen, WHO Regional Office for Europe, 2004 68 Fact sheet EURO/04/05 – Berlin, Copenhagen, Rome , 14 April 2005. Particulate matter air pollution: how it harms health. 69

A meta-analysis of time-series studies of ozone and mortality with comparison to the national morbidity, mortality, and air pollution study. Bell ML, Dominici F, Samet JM. - Epidemiology. 2005 Jul;16(4):436-45 70 Va tuttavia tenuto presente che errori nella misura della effettiva esposizione possono mascherare l’esistenza di una soglia. Infatti ipotizzando l’esistenza di una soglia, per alcune persone esposte a concentrazioni misurate come inferiori al livello soglia potrebbero essere realmente esposte una concentrazione superiore al livello soglia, e viceversa. Per questo motivo la curva dose risposta potrebbe apparire lineare mentre invece in realtà ha una soglia. Ciò è dovuto al fatto che l’esposizione misurata come concentrazioni in atmosfera non sempre riflette bene la reale esposizione personale (che dipende dal tempo trascorso all’esterno, in ambienti chiusi, nei trasporti,

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figura riportata sotto mostra la relazione tra la concentrazione dii PM10 e l'entità degli effetti a breve termine sulla mortalità generale.

Curva dose-risposta tra la concentrazione di PM10 e la mortalità giornaliera in 10 città degli Stati Uniti; da Schwartz e Zanobetti, (Epidemiology, 2000). Dalla figura si evince che la relazione dose risposta è quasi lineare, e che ci sono effetti anche a concentrazioni molto basse, sui 10-20 µg/m3. Da un altro punto di vista questo indica che anche piccoli miglioramenti nella concentrazione media del particolato, dovrebbero dare benefici immediati in termini di decessi "risparmiati". Gli obiettivi di qualità dell’aria previsti dalla normativa europea non sono limiti di sicurezza, ma limiti di limitazione del danno. Gli effetti a lungo termine consistono in aumenti della mortalità e morbosità per cause cardiovascolari, respiratorie e per neoplasie dopo un lungo periodo di latenza. Dato che l’esposizione a lungo termine al PM 10 danno una sostanziale riduzione dell’aspettativa di vita, gli effetti a lungo termine hanno chiaramente una maggiore significatività in termini di salute pubblica rispetto agli effetti a breve termine71. Gli studi sugli effetti a lungo termine sono studi di coorte nei quali si indaga su grandi popolazioni rilevando gli effetti dell’esposizione per un lungo periodo (anche decine di anni), e controllando la presenza nella popolazione anche di altri fattori di rischio, quali ad esempio attività lavorative e abitudine al fumo. I più importanti studi sono americani; fra questi ad esempio lo studio di Pope (Pope et al., JAMA 2002).72 nel quale sono stati calcolati i rischi relativi (RR), ovvero l’aumento della probabilità dell’evento sanitario, legati ad un aumento di 10 µg/m3 di PM 2,5 in atmosfera. Nello studio in questione si è rilevato un RR di 1,06, per mortalità generale ovvero un aumento della mortalità per tutte le cause del 6% ogni aumento di 10 µg/m3 del PM 2,5 in atmosfera. Si è poi riscontrato un RR di 1,08, per mortalità da tumore polmonare ovvero un aumento della mortalità per tumore polmonare dell’8% ogni aumento di 10 µg/m3 del PM 2,5 in atmosfera. Nello studio sopraccitato il rischio è stato calcolato tenendo conto del fattore confondente dell’abitudine al fumo. E’ stato stimato anche un aumento della mortalità per cause cardiovascolari ogni 10 µg/m3 di PM 2,5.73.

dalle rispettive concentrazioni in questi ambienti e dall’attività svolta). Air-pollution and the risk to human health – exposure assessment - . AIRNET work group 1 – Exposure assessment – L. Bayer-Oglesby, D. Briggs, G. Hoek, K. de Hoogh, N. Janssen, M. Jantunen, R. Sram, E. Sanderson, J. Urbanus. 71 W.H.O. Fact sheet EURO/04/05. Berlin, Copenhagen, Rome 14 April 2005 72 Pope AC et al. Lung Cancer, cariopulmonary mortality and long term exposure to fine particulate air pollution. Journal of the American Medical Association, 287: 1132-1141 (2002) 73 Pope AC et al, Cardiovascular mortality and long term exposure to perticulate matter air pollution. Circulation, 109: 71-77(2004)

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Il già citato studio di Marco Martuzzi e altri, dell’Organizzazione Mondiale della Sanità ha stimato oltre agli effetti a breve termine anche gli effetti a lungo termine dell’esposizione a PM10 ed ozono nella popolazione urbana di 13 grandi città italiane tra il 2002 e il 2004 con livelli medi di concentrazioni di PM10 tra 26,3 e 61,1 µg/m3: Nello studio 8220 decessi l’anno, in media, sono attribuibili a concentrazioni di PM10 superiori ai 20 μg/m3. Tale valore equivale al 9% della mortalità per tutte le cause, escludendo le cause violente (ICD IX 800- 999), nella popolazione oltre i 30 anni. L’impatto è stimato considerando i soli effetti a lungo termine sulla mortalità. L’impatto a lungo termine sulla mortalità include il tumore polmonare (742 casi l’anno), l’infarto (2562) e l’ictus (329). Le frazioni più fini del Pm1o originate dai processi di combustione contengono sostanze cancerogene come alcuni metalli pesanti (cromo esavalente, cadmio, arsenico e nichel), benzene, IPA (idrocarburi policiclici aromatici) e sono stati riscontrati effetti a lungo termine anche sulla mortalità da altri tumori oltre a quello polmonare. In uno studio sulla incidenza di leucemie è stata evidenziata un’associazione significativa tra vicinanza a strade trafficate e insorgenza di leucemie nei bambini - Crosignani et al, Int J Cancer 2004); è stata rilevata anche una associazione con il tumore alla mammella, in particolare per esposizioni al momento del menarca (Nie Jet al., Cancer Causes Control, 2007) o nel periodo della prima infanzia (Bonner at al., Cancer Epidemiol Biomarkers Prev, 2005). In alcuni studi si è anche evidenziato (Schwartz et al., Environ Health Perspect 2008)74, che i decessi attribuibili al particolato si riducano entro pochi anni dalla diminuzione dell’esposizione anche per patologie come il tumore polmonare: una diminuzione delle concentrazioni di PM 2.5 è correlata a una diminuzione del rischio di mortalità per neoplasia polmonare già 3 anni dopo il momento in cui l'inquinamento è diminuito mentre per la mortalità totale il calo è ancora più rapido. Questo significa che interventi per la riduzione delle concentrazioni di inquinamento può tradursi in risultati sulla salute della popolazione a breve scadenza (oltre che sugli effetti a breve termine anche su quelli a lungo termine). Gli effetti a breve e lungo termine sono in parte correlati fra loro: l’esposizione cronica favorisce l’aumento di patologie respiratorie e cardiovascolari nella popolazione anziana e ne accresce in ultima analisi la suscettibilità e la fragilità. Gli effetti acuti (respiratori o cardiovascolari) si esplicano più facilmente e sono più gravi in questa fascia di popolazione causando un accorciamento della vita, anche di alcune settimane. E’ il cosiddetto effetto harvesting. Tuttavia gli effetti acuti si esplicano anche sulla popolazione sana; si è infatti riscontrato con studi epidemiologici sulle serie temporali (con i quali si studiano gli effetti dell’esposizione all’inquinamento, nei giorni successivi all’esposizione). Il meccanismo con il quale sono correlati gli effetti a breve e a lungo termine è illustrato graficamente nella Fig. 2.

74 J. Schwartz, B. Coull, F. Laden, L. Ryan . The effect of dose and timing of dose pn the association between airborne particles and survival. Env Health Perspect, 2008, 116: 64-69.

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Figura 2 Grafico della mortalità correlata all’inquinamento atmosferico, comprendente i casi correlati sia ad esposizione a breve termine che a lungo termine. (Adattato da un rapporto dell’ UK Department of Health .UK Department of Health, Committee on the Medical Effects of Air Pollution. “Quantification of the effects of air pollution on health in the United Kingdom”. London, United Kingdom: The Stationary Office, 1998. Tratto da “Assessment of Deaths Attributable to Air Pollution: Should We Use Risk Estimates based on Time Series or on Cohort Studies?” N. Künzli, S. Medina, R. Kaiser , P. Quénel, F. Horak, Jr. and M. Studnicka

- American Journal of

Epidemiology Vol. 153, No. 11 : 1050-1055 – 2001)

E’ utile riportare, come sintesi degli effetti sanitari del PM 10, i rischi relativi utilizzati da Martuzzi75 nello studio dell’Organizzazione Mondiale della Sanità sulle 13 più grandi città italiane. Gli studi di coorte non hanno identificato un valore soglia sotto il quale non si hanno effetti sanitari; il rischio persiste al valore più basso degli intervalli di concentrazione rilevati nelle città con i livelli di inquinamento più bassi (WHO Regional Office for Europe, 2003). Delle funzioni approssimativamente lineari di dose-risposta sono state trovate negli studi di coorte, tranne che per il carcinoma polmonare per il quale la linea dose risposta comincia a salire più ripida sopra i 13 μg/m3 di PM2.5 (una concentrazione media che non è mai stata osservata nelle città italiane studiate nell’indagine sopraccitata). Anche negli studi sugli effetti a breve termine con le serie temporali è stata ripetutamente osservata una relazione dose-risposta lineare e senza valore soglia, per gli effetti sanitari del PM 10, sia sulla mortalità che sulla morbosità (incidenza di malattie e/o ricoveri ospedalieri) (Daniels et al., 2000; Pope, 2000; Schwartz & Zanobetti, 2000; Schwartz et al., 2001; Dominici et al., 2003a; Samoli et al., 2005). A concentrazioni molto elevate la linea obliqua che rappresenta la funzione potrebbe appiattirsi, ma queste concentrazioni non erano applicabili nello studio sopraccitato alle città italiane. Per i rischi relativi riportati nella tabella e utilizzati nello studio quindi si utilizza una funzione dose-risposta lineare. Ciò significa che se il rischio relativo è di 1,06 per ogni aumento di 10μg/m3 di PM 10, la popolazione esposta a 30μg/m3 di PM 10 ha il 6% di probabilità di subire gli effetti negativi del PM 10 rispetto alla popolazione esposta 20μg/m3 di PM 10 e quella esposta a 40μg/m3 il 12% in più. Per tutti gli effetti cronici il RR è stimato per ogni aumento di 10μg/m3 di PM 2,5; le concentrazioni di PM 10 sono convertite in PM2,5 secondo la seguente formula76:

PM2,5 = 0,7 * PM10

Per gli effetti acuti il RR è stimato per ogni aumento di 10μg/m3 di PM10.

75 Marco Martuzzi, Francesco Mitis, Ivano Iavarone Maria Serinelli (2006). Health impact of PM10 and ozone in 13 Italian cities. Copenhagen, WHO Regional Office for Europe. 76

Tutti gli studi sugli effetti cronici e molte importanti stime del rischio da effetti acuti utilizzati per valutare l’impatto dell’esposizione a particolato si basano su studi sull’esposizione a PM 2,5. Dato che questo inquinante non è misurato abitualmente nelle città italiane (tranne alcune come ad esempio Firenze) è necessario utilizzare un fattore di conversione tra PM10 e PM2,5 (il PM 2,5 è infatti in genere una frazione con dimensioni più piccole - dimensioni aerodinamiche di 2,5µm- del PM10). Le concentrazioni medie annuali del PM2,5 sono generalmente circa 2/3 di quelle del PM10, ma comunque sono state riportate variazioni sostanziali nel tempo e nello spazio di questo rapporto, con rapporti da 0,4 a 0,8 (CAFE Working Group on Particular Matter, 2004). In un recente rapporto dell’OMS (WHO Global Burden of Disease project on comparative quantification of risks to health - Ezzati et al., 2004) è stato utilizzato un rapporto di 0,5 anche se gli autori sottolineano che sono stati osservati in altri studi valori del rapporto più alti e più bassi (Cohen et al., 2004). Un fattore di conversione standard di 0,7 è raccomandato nello studio APHEIS: Air Pollution and Health: a European Information System (Medina et al, 2005. Quest’ultima stima si basa su due recenti studi nei quali nel valore del rapporto si tiene conto dell’errore standard: il primo studio (CAFE Working Group on Particular Matter, 2004) basato sulle rilevazioni in 72 città europee il rapporto PM2,5/PM10 è risultato di 0,65 (con un errore standard di 0,09), nel secondo studio (Van Dingenen et al., 2004, basato sulle rilevazioni di 11 centraline, il rapporto è risultato di 0,73 (con un errore standard di 0,15). In Italia i rapporti di conversione misurati localmente sono disponibili solo per alcune città e variano tra 0,5 e 0,8: : a Genova 0.65 (Prati e al., 2004),a Milano da 0.62 e 0.84(ARPA Lombardia, 2003, 2004,2005), a Bologna 0.8 (Zanini, 2004), a Firenze da 0.5 to 0.7 (ARPA Toscana, 2005)) e Roma 0.58 (Marconi et al.,2004). Molti di questi rapporti sono calcolati sulla base dei rilevamenti di centraline di monitoraggio. (tratto da Marco Martuzzi, Francesco Mitis, Ivano Iavarone Maria Serinelli (2006). Health impact of PM10 and ozone in 13 Italian cities. Copenhagen, WHO Regional Office for Europe).

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Il rischio relativo è il rapporto tra il rischio di un soggetto esposto al fattore di rischio (nel nostro caso la concentrazione di un aumento di 10 μg/m3 di PM 10) e quello di un soggetto dello stesso sesso e della stessa età non esposto a questo aumento. Il rischio relativo e espresso in numeri. Un rischio uguale a 3 di un fumatore indica, ad esempio, che il soggetto ha un rischio di ammalarsi del triplo (o 300%) rispetto ad un non fumatore dello stesso sesso ed età. Un rischio relativo di 1,05 di morte per tutte le cause per ogni esposizione ad un incremento di 10μg/m3 di PM 2,5 nell’aria significa un aumento del rischio del 6%. Il rischio assoluto (o cumulativo) è invece la probabilità di contrarre una malattia per classe d’età. Va sottolineato che rispetto ad altri fattori di rischio per alcune malattie (come ad esempio il tumore del polmone) i fattori di rischio correlati all’inquinamento sono bassi e quindi difficili da indagare (se non si conosce l’esposizione ai fattori di rischio più forti). Ad esempio il RR per il tumore polmonare è di 11,2 per gli ex fumatori maschi (e in base all’età di cessazione dell’abitudine al fumo di 5,6 a 30 anni, 4,9 a 40 anni, 8,9 a 50 anni, 12,7 a 60 anni) e 2,7 per le ex fumatrici (e in base all’età di cessazione 2,1 a 30 anni, 1,8 a 40 anni, 2,4 a 50 anni, 2,7 a 60 anni); il RR per il tumore polmonare è di 23,7 per i fumatori maschi (e in base al numero di sigarette fumate di 3,0 per meno di 5 sigarette, 13,9 tra 5 e 14 sigarette, 26,8 tra 15 e 24 sigarette e 35,9 con più di 25 sigarette) e 5,1 per le ex fumatrici (e in base al numero di sigarette fumate di 0,7 per meno di 5 sigarette, 4,2 tra 5 e 14 sigarette, 5,5 tra 15 e 24 sigarette e 12 con più di 25 sigarette). Mentre i forti fumatori con rischio elevato sono una minoranza nella popolazione generale le persone esposte al PM10 con rischio relativo basso costituiscono una grande percentuale della popolazione generale, e perciò anche l’impatto dell’esposizione a PM10 diventa significativo. Effetti sanitari RR (Rischio Relativo) Limiti di confidenza al

95% del RR

Età

Mortalità per tutte le

cause (escluse

accidentali) (b,c)

1,05 1,02-1,11 ≥ 30 anni

Carcinoma polmonare

(b,c)

1,08 1,01-1,16 ≥ 30 anni

Infarto miocardico

acuto(d)

1,18 1,14-1,23 ≥ 30 anni

Ictus cerebrale (d) 1,02 0,95-1,10 ≥ 30 anni

Mortalità a breve

termine (escluse cause

accidentali)(e)

1,006 1,004-1,008 Tutte le età

Mortalità a breve

termine per cause

cardiovascolari (e)

1,009 1,005-1,013 Tutte le età

Mortalità a breve

termine per cause

respiratorie (e)

1,013 1,005-1,020 Tutte le età

Ricoveri ospedalieri per

cause cardiovascolari (f)

1,003 1,000-1,005 Tutte le età

Ricoveri ospedalieri per

cause respiratorie (f)

1,006 1,002-1,011 Tutte le età

Bronchiti acute (g) 1,306 1,135-1,502 < 15 anni

Stima dei rischi relativi per ogni aumento di 10μg/m3 di PM2,5 o PM10

a) RR utilizzati nello studio OMS sulla stima dell’impatto dell’inquinamento da PM10 e ozono nelle principali città italiane

(Marco Martuzzi, Francesco Mitis, Ivano Iavarone Maria Serinelli (2006). Health impact of PM10 and ozone in 13 Italian cities. Copenhagen, WHO Regional Office for Europe).

b) RR per incrementi di 10μg/m3 di PM2,5; c) Pope CA III et al. (2002). Lung cancer, cardiopulmonary mortality, and long-term exposure to fine particulate air

pollution. The Journal of the American Medical Association, 287(9):1132- 1141.

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d) Pope CA III et al. (2004). Cardiovascular mortality and long-term exposure to particulate air pollution: epidemiological evidence of general pathophysiological pathways of disease. Circulation, 109(1):71–77.

e) Anderson et al. (2004); Anderson HR et al. (2004). Meta-analysis of time-series studies and panel studies of particulate matter (PM) and ozone (O3): report of a WHO task group. Copenhagen, WHO Regional Office for Europe (document EUR/04/5042688; http://www.euro.who.int/document/E82792.pdf, accessed 15 April 2006).

f) Biggeri, Bellini & Terracini (2004); Biggeri A, Bellini P, Terracini B (2004). Metanalisi Italiana degli studi sugli effetti a breve termine dell’inquinamento atmosferico 1996-2002 Epidemiologia e Prevenzione, 28(S4–5):4–100.

g) Martuzzi et al. (2002)

Effetti delle differenti frazioni di PM. Come è stato già detto in precedenza l’esposizione alle frazioni più fini del particolato ha caratteristiche epidemiologiche diverse rispetto all’esposizione alle più grosse più grosse In uno studio effettuato per valutare gli effetti a breve termine dell’esposizione alle varie frazioni del particolato atmosferico (particelle di nucleazione - < 0,03 µm– nuclei di Aitken – 0,03-0,1 µm -, particolato di accumulazione 0,1-0,29 µm, particolato “corse mode”- 2,5-1 µm e PM 2,5 - <2,5 µm) monitorate ad Helsinki tra il 1998 e il 2004 sulla popolazione anziana (>65 anni) è risultato che. tutte le frazioni incluse i nuclei di Aitken, il particolato di accumulazione e il particolato “corse mode” danno effetti avversi sull’apparato respiratorio fra gli anziani ; l’associazione tra l’esposizione a tutte le frazioni e gli effetti avversi per l’apparato cardiovascolare è risultata più debole rispetto a quella per l’apparato respiratorio; c’è una associazione tra ricoveri per aritmia e l’esposizione alla frazione dei nuclei di Aitken e il PM2,5 derivanti da traffico e poche associazioni con le altre frazioni per ricoveri e mortalità cardiovascolare; una associazione tra l’esposizione a tutte le frazioni e i ricoveri per polmonite, asma e bronchite cronica ostruttiva, particolarmente forte per la frazione di particolato di accumulazione; si è riscontrata una associazione anche con la mortalità per cause respiratorie, specie per quest’ultima frazione.77 Anche a Roma sono stati effettuati studi sull’effetto dell’esposizione alle frazioni di particolato PM10, PM2,5 e particolato ultrafine e i ricoveri per cause respiratorie e cardiovascolari dal 2001 al 2005.78Il particolato ultrafine è stato misurato come concentrazione del numero di particelle per cm³ (PNC); è stata riscontrata una correlazione tra il PNC, il PM10 (0,57) e il PM2,5 (0,55). Lo studio epidemiologico è stato effettuato con il metodo case-crossover (uno studio caso controllo nel quale gli stessi individui sono controlli prima dell’esposizione – nei giorni selezionati come controllo - e casi dopo l’esposizione, in modo che i fattori confondenti sono gli stessi per i casi e i controlli); sono stati selezionati i giorni di controllo ed è stato effettuato un aggiustamento per temperatura, pressione atmosferica, festività e epidemie influenzali. Per poter avere risultati confrontabili con altri studi, i ricoveri sono espressi come percentuale di aumento dei ricoveri per ogni aumento di 10 µg/m³ di PM 10, 7 µg/m³ di PM2,5 e 6758 particelle/cm³ di particolato ultrafine; l’analisi è stata ripetuta in inverno, estate e primavera/autunno. L’esposizione alle tre frazioni di PM è risultata associata, al lag 0, ovvero lo stesso giorno dell’esposizione, con i ricoveri ospedalieri per malattie cardiache; l’associazione più forte è risultata con il PM 2,5 in particolare per la sindrome coronaria acuta (attacchi ischemici cardiaci - aumento dell’1,57% con limiti di confidenza al 95% da 0,43 a 2,72) ed insufficienza cardiaca (1,69% di aumento con limiti di confidenza al 95% da 0,47 a 2,92); l’aumento dei ricoveri per cause cardiache è risultato significativo in inverno e primavera autunno, ma non in estate. Per il particolato ultrafine è risultato un effetto ritardato (dopo 4 giorni e tra 0 e 4 giorni dall’esposizione, solo nei mesi estivi all’intervallo di 2 giorni) per ricoveri ospedalieri da cause cardiache, che era assente per il PM10 e PM2,5. Per quanto riguarda i ricoveri per cause respiratorie i ricoveri per asma bronchiale sono risultati associati all’intervallo 0 con l’esposizione a PM10, mentre il particolato ultrafine è risultato associato ai ricoveri per pneumopatia cronica ostruttiva all’intervallo 0, e con bronchiti 2 giorni dopo l’esposizione. I maggiori effetti sui ricoveri respiratori del PM 2,5

77

Particulate air pollution and acute cardiorespiratory hospital admissions and mortality among the elderly – Halonen, Jaana i.; Lanki, Timo; Yli-Tuomi, Taja; Tiittanen, Pekka; Kulmala, Markku; Pekkanen, Juha. Epidemiology: January 2009 – Volume 20 – Issue 1 – Pagg. 143-153 78

Health relevance of particulate matter from various sources – Report on a WHO workshop- Bonn, Germany – 26-27 March 2007 – “PM size as a health related parameter – Fine and ultrafine particles and hospital admissions for cardiovascular and respiratory diseases in Rome” – F. Forastiere

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all’intervallo 0 si verificano invece d’estate (6,32% per pneumopatia cronico ostruttiva e addirittura 21,74% per asma bronchiale). Per il particolato ultrafine si è riscontrata un’associazione con i ricoveri per pneumopatia cronico ostruttiva in inverno e primavera/autunno. Questi risultati suggerirebbero che vi siano differenti meccanismi d’azione fra le varie frazioni di PM con effetti indipendenti. Sempre riguardo alle frazioni più fini di PM recenti studi hanno evidenziato che le concentrazioni degli inquinanti da traffico variano tra le diverse zone di una medesima città o area urbana. Nelle aree adiacenti alle strade principali79, distanti dalla linea mediana della strada considerata meno di 300 metri, si sono riscontrate concentrazioni di ossido nitrico, carbonio elementare (black smoke) e di PM 0,1 (particolato ultrafine) molto più elevate di quelle riscontrate a livello di background urbano. Barbara Hoffmann80 e altri ricercatori hanno riscontrato che le persone residenti da molto tempo nelle aree contigue alle strade principali, situate a una distanza inferiore ai 200 metri dalla linea mediana della strada, andavano incontro all’insorgenza di cardiopatia ischemica81 con una frequenza maggiore di circa 85% rispetto a coloro che abitavano nella stessa area urbana ma lontano dalle strade principali. La stessa ricercatrice evidenziava inoltre che il rischio di cardiopatia ischemica aumentava con il diminuire della distanza dalla strada, per cui ad esempio le persone che abitavano a una distanza inferiore a 50 metri avevano un rischio maggiore di quelle che abitavano a meno di 100 metri e in queste ultime il rischio era maggiore rispetto alle persone la cui residenza era situata tra 100 e 200 metri dalla strada. I risultati dello studio suddetto erano in accordo con un recente studio di coorte che aveva evidenziato un aumento del rischio relativo di mortalità per cause cardiopolmonari pari a 1,95 nelle persone residenti a meno di 150 metri dalle strade principali82. Sempre Barbara Hoffmann83 in un altro studio pubblicato da Circulation nel 2007 ha evidenziato che l’esposizione a inquinanti da traffico è associata all’insorgenza di arteriosclerosi delle arterie coronarie. Anche in questo caso l’esposizione a lungo termine è stata stimata utilizzando come utile proxy la distanza delle residenze delle persone coinvolte nello studio dalla strada principale. Per evidenziare l’arteriosclerosi delle arterie coronarie i ricercatori hanno utilizzato una tomografia computerizzata a fasci di elettroni (EBTC) con cui si riesce a misurare la calcificazione delle arterie coronarie, segno attendibile di arteriosclerosi. Rispetto alle persone che abitavano a una distanza superiore a 200 metri dalla linea mediana di una strada principale, coloro la cui residenza era situata a meno di 100 metri evidenziavano un rischio di arteriosclerosi coronaria più alto del 45% (OR = 1,45, l.c. 1.15-1.82). I risultati ottenuti dalla Dr. Barbara Hoffmann concordano con quelli di uno studio recente effettuato da Nino Kunzli e altri autori84 che hanno evidenziato un aumento di spessore pari a 5,9% della parete dell’intima media delle carotidi nei soggetti esposti a valori di PM 2.5 superiori di 10 µg/m3 rispetto ai corrispettivi del gruppo di controllo. Altri autori85 hanno evidenziato nei bambini che risiedevano nei pressi delle strade principali una frequenza maggiore di asma bronchiale e una riduzione della funzione polmonare. Negli studi di R. Beelen, G. Hoek e

79

Strade principali: con tale termine ci si riferisce generalmente alle autostrade e alle strade urbane a traffico intenso con una media di veicoli giornalieri compresa tra le 10000 e le 130000 u 80

Hoffmann B, Moebus S, Stang A, Beck EM, Dragano N, Möhlenkamp S, Schmermund A, Memmesheimer M, Mann K, Erbel R, Jöckel KH. Residence close to high traffic and prevalence of coronary heart disease. Eur Heart J. 2006;27:2696 –2702. 81

Cardiopatia ischemica: viene definita in base all’insorgenza di almeno uno dei seguenti eventi: infarto del miocardio, applicazione di uno stent coronario, intervento di angioplastica o di bypass 82

Hoek G, Brunekreef B, Goldbohm S, Fischer P, van den Brandt PA. Association between mortality and indicators of traffic-related air pollution in the Netherlands: a cohort study. Lancet 2002;360:1203–1209. 83

B. Hoffmann, S. Moebus, S. Möhlenkamp, A. Stang, N. Lehmann, N. Dragano, A. Schmermund, M. Memmesheimer, K. Mann, R. Erbel, K.-H. Jöckel and for the Heinz Nixdorf Recall Study Investigative Group. Residential Exposure to Traffic Is Associated With Coronary Atherosclerosis. Circulation 2007;116;489-496. 84

Künzli N, Jerrett M, Mack WJ, Beckermann B, LaBree L, Gilliland F, Thomas D, Peters J, Hodis HN. Ambient air pollution and atherosclerosis in Los Angeles. Environ Health Perspect. 2005;113:201–206. 85

Doug Brugge, Johon L Durant and Chrisstine Rioux. Near-highway pollutants in motor vehicle exhaust: A review of epidemiologic evidence of cardiac and pulmonary risks. Environmental Health Perspect. 2007, 6:23.

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altri86 si è riscontrata un’associazione tra la residenza nei pressi delle strade principali o in zone con un’alta intensità di traffico e un aumento della mortalità per cause naturali o per cause respiratorie. Nella maggior parte degli studi relativi a microaree l’associazione tra effetti avversi sulla salute della popolazione esposta e l’inquinamento da traffico è stata più consistente utilizzando come stima dell’esposizione la distanza delle residenze dalle strade principali rispetto alla concentrazione del PM2,5. A questo proposito si ritiene che la concentrazione numerica delle particelle ultrafini (particelle di diametro inferiore a 0,1 µm) rappresenti un indicatore più efficace dell’esposizione a inquinanti da traffico rispetto alle concentrazioni del PM2,5. La concentrazione numerica delle particelle ultrafini evidenzia una correlazione più marcata con l’intensità del traffico e decade in modo esponenziale allontanandosi dalla linea mediana della strada, raggiungendo i livelli di background all’incirca a 300 metri dalla stessa87 Il diagramma che rappresenta la dispersione è rappresentato nella figura sottoriportata88.

La diminuzione della concentrazione suddetta dipende oltre che dalla distanza anche dalla direzione prevalente del vento, risultando più rapida se la zona interessata è situata sottovento rispetto all’asse mediano della strada. Il traffico veicolare, soprattutto quello relativo ai veicoli a gasolio, rappresenta la sorgente più importante di particelle ultrafini in ambito urbano. La maggior parte degli autori ritiene inoltre che le particelle ultrafini esercitino una tossicità più marcata rispetto a quelle di dimensioni maggiori in relazione alla loro maggiore capacità ossidativa e di trasporto di composti tossici. Gli studi precedenti, che rimangono comunque fondamentali per la stima del rischio89, avevano stimato il rischio causato dall’inquinamento atmosferico, prendendo come riferimento la popolazione residente in macro

86

Rob Beelen, Gerard Hoek, Piet van der Brant, R Alexandra Goldbohom, Paul Fisher, Leo J Schouten, Michael Jerret Edward Hughes, Ben Armstrong, and Bert Brunekreef . Long term Effects of Traffic-Related Air Pollution on Mortality in a Dutch Cohort (NLCS-AIR Study). Environ Health Perspect. 2008;116:196–202. 87

Zhu Y, Hinds WC, Kim S, Sioutas C. 2002. Concentration and size distribution of ultrafine particles near a major highway. J Air Waste Manag Assoc 52(9):1032–1042. 88

TNO (2002).HEAVEN-project: report on the measuring and modelling results in 2000 and 2001 for use of development of a new atmospheric dispersion model. Apeldoorn, Netherlands Organisation for Applied Scientific Research TNO (Report 2002/377). 89

Pope CA III, Burnett RT, Thun MJ, Calle EE, Krewski D, Ito K, Thurston GD. Lung cancer, cardiopulmonary mortality, and long-term exposure to fine particulate air pollution. JAMA 2002;287:1132–1141.

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aree (intere città o zone comunque molto estese): confrontando gli effetti sanitari riscontrati nei residenti in città con elevati livelli di inquinamento con quelli evidenziati invece nelle popolazioni esposte a minori concentrazioni di inquinanti, si era riusciti a stabilire una associazione causale tra aumento della concentrazione di inquinanti e aumento della mortalità e della morbosità nella popolazione esposta. Gli ultimi studi invece hanno preso come riferimento le microaree e hanno riscontrato che all’interno di una determinata macroarea il rischio non è distribuito omogeneamente in tutta la popolazione, ma presenta differenze importanti in relazione alla distanza tra la residenza e le sorgenti di inquinanti. Nelle popolazioni residenti nelle aree contigue alle strade principali (a circa 200-300 metri dall’asse centrale) il rischio di effetti avversi sulla salute causato dalle emissioni da traffico veicolare è risultato superiore rispetto a quello evidenziato nei residenti nella stessa città ma in zone più distanti dalle strade principali. Il rischio è più elevato non solo nei residenti, ma anche nelle persone la cui attività lavorativa è situata in aree contigue a strade molto trafficate e più in generale in tutte le persone che passano molto tempo in zone ad alta intensità di traffico come ad esempio: gli addetti alle forze dell’ordine e alla polizia municipale, gli addetti alla manutenzione delle strade e tutti coloro che per lavoro passano gran parte della loro giornata viaggiando su autoveicoli a motore. Tra i soggetti più suscettibili agli effetti avversi causati dall’inquinamento atmosferico vi sono i soggetti minori, gli anziani e le persone affette da malattie croniche. Caratteristiche tossicologiche e meccanismi d’azione del PM. Come è già stato detto sotto l’aspetto scientifico gli effetti sanitari del PM10 si esplicano già prima dei limiti stabiliti dalla legge. Esistono diversi studi che hanno investigato sugli effetti biologici degli inquinanti atmosferici e hanno riscontrato che il PM 10 e il PM 2.5 inducono, attraverso l'attivazione macrofagica e il rilascio di citochine, uno stato proinfiammatorio che favorisce fenomeni di fibrosi polmonare, facilitano l’insorgenza di infezioni polmonari tramite l’inibizione dell’attività battericida dei macrofagi polmonari, determinano inoltre, un aumento della viscosità, coagulabilità del sangue e della frequenza cardiaca e hanno un'azione vasocostrittrice, provocata da un aumento del livello plasmatico di citochine ET-1. Per una rassegna completa e un approfondimento dei meccanismi etiopatogenetici coinvolti nella correlazione tra eventi cardiovascolari e inquinamento atmosferico (non solo da PM10 e 2,5, ma anche da ozono, ossidi di azoto, ossidi di zolfo e monossido di carbonio) si rimanda all’articolo “L’inquinamento atmosferico quale emergente fattore di rischio per le malattie cardiovascolari: una revisione ragionata della letteratura” Antonio Mafrici, Riccardo Proietti, Silvio Klugmann; G.Ital Cardiol, 2008; 9 (2):90-103 (reperibile al sito http://www.giornale-italiano-cardiologia.it/pdf_files/03%2090-103.pdf .) Anche la composizione chimica delle particelle influisce sulle caratteristiche tossicologiche delle stesse. In uno studio effettuato a Roma da Forastiere et al90, “la concentrazione di diversi metalli contenuti nella frazione fine del particolato atmosferico,in particolare Cr, Fe, Pb e Zn, si è associata nelle persone affette da broncopneumopatia cronica ostruttiva (BPCO) a significativi decrementi degli indici di funzionalità respiratoria, a suggerire un loro ruolo nelle caratteristiche biologicamente efficaci del particolato inalabile. Nell’ambito dell’Harvard Six Cities Studies è stata analizzata la relazione tra mortalità giornaliera e concentrazioni di PM 2.5 attribuibile a diverse sorgenti, sulla base del contenuto di particolari elementi: silice (Si) come indicatore della componente originata da fenomeni di erosione della crosta terrestre, piombo (Pb) come indicatore del contributo di sorgenti mobili (autoveicoli) e selenio (Se) come tracciante di processi di combustione del carbone. In questo studio sono state anche condotte analisi dell’impatto delle variazioni di concentrazione di singoli metalli sulla mortalità giornaliera e si osservava un significativo incremento nella mortalità totale in

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Studio degli effetti dell’inquinamento atmosferico sulla funzionalità cardiaca e respiratoria in individui suscettibili Susanna Lagorio (a), Francesco Forastiere (b), Riccardo Pistelli (c), Ivano Iavarone (d), Giorgio Cattani (d), Giordano Stacchini (d), Giovanni Ziemacki (d), Achille Marconi (d), Paola Michelozzi (b), Valeria Fano (b), Alessia Trivini (b), Raffaele Antonelli Incalzi (c), Salvatore Basso (c), Raffaella Tiziana Benedetto (c), Anna Maria Della Corte (c), Leonello Fuso (c), Carmela. Maiolo (c), Sandra Sammarro (c), Maria Serra (c), Salvatore Spadaro (c), Lorenzo Maria Tramaglino (c), Bart Ostro (e) (a) Laboratorio di Epidemiologia e Biostatistica, Istituto Superiore di Sanità, Roma (b) Dipartimento di Epidemiologia, ASL RME, Roma (c) Dipartimento di Pneumologia, Università Cattolica del Sacro Cuore, Roma (d) Laboratorio di Igiene Ambientale, Istituto Superiore di Sanità, Roma (e) California Environmental Protection Agency, Berkeley, CA, USA - in Rapporti ISTISAN 03/11 ISTITUTO SUPERIORE DI SANITÀ Effetti sulla salute dell’inquinamento atmosferico nelle aree urbane Risultati di un progetto congiunto Istituto Superiore di Sanità – Ministero dell’Ambiente A cura di Riccardo Crebelli e Angelo Carere

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relazione all’incremento delle concentrazioni di Pb e nichel (Ni), mentre l’effetto del ferro e del vanadio – osservato nei modelli ad un unico inquinante – scompariva controllando per l’effetto di Pb e Ni. Tra i partecipanti affetti da angina instabile o pregresso infarto miocardio acuto, invece, nello studio in questione non viene rilevata alcuna associazione tra funzionalità respiratoria e concentrazioni ambientali degli inquinanti in studio. Questo contrasto di risultati è di particolare interesse perché sembra indicare che la suscettibilità individuale agli effetti delle concentrazioni ambientali di inquinati sui parametri respiratori varia in funzione di preesistenti alterazioni della funzionalità respiratoria”. Vi sono comunque ancora margini di incertezza, sui meccanismi di azione biologica che determinano i risultati epidemiologici: l’identificazione dei fattori (dimensioni e/o composizione chimica delle particelle) maggiormente responsabili degli effetti sanitari riscontrati e la definizione dei gruppi di individui potenzialmente a maggior rischio. Le ipotesi più recenti attribuiscono un ruolo importante alle particelle ultrafini (UF) (< 0,1 µm) e ai metalli di transizione associati alle particelle (e in particolare il Fe).91,92 Le particelle ultrafini (0,01-0,1 µm) e particelle di accumulazione (0,1-1 µm) hanno un ruolo importante per la loro elevatissima area superficiale e la maggiore efficienza di deposizione. In particolare si è visto che le particelle ultrafini stimolano una risposta infiammatoria con l’aggregazione delle piastrine e la formazione di trombi attraverso un aumento dei livelli plasmatici di sCD40L in soggetti con coronaropatia.93 Linee guida dell’Organizzazione Mondiale della Sanità. Effetti avversi per la salute sono stati osservati a livelli non lontani dai valori di concentrazione naturali, cioè a circa 6 μg/m3. Se esiste un valore soglia per il PM, esso si trova perciò nell’intervallo inferiore dei valori di concentrazione attualmente osservati nei paesi europei (WHO Regional Office for Europe, 2003). Le ultime Air Quality Guidelines dell’OMS nel 2006 hanno comunque stabilito i livelli più bassi (rispettivamente media annuale di PM 10 di 20 µg/m3 e di PM 2,5 di 10 µg/m3) a partire dei quali si hanno effetti (mortalità totale, cardiopolmonare e da neoplasie polmonari) per esposizioni a lungo termine al PM 2,5. Tuttavia questi effetti sono difficili da stimare su una popolazione di poche migliaia di persone e con concentrazioni di PM 10 come quelle riscontrate nell’area in questione.

Air Quality Guidelines OMS per il PM10 e PM2,5 e obiettivi intermedi

PM 10 media annua

PM 2.5 media annua

Effetti sanitari

Obiettivo intermedio OMS 1 (IT-1)

70 µg/m3 35 µg/m3 Livelli di PM associati a mortalità cronica superiore del 15 % di quella osservata a livello AQG

Obiettivo intermedio OMS 2 (IT- 2)

50 µg/m3 25 µg/m3 Rischio di mortalità prematura diminuito di circa il 6%rispetto al livello IT-1

Obiettivo intermedio OMS3 (IT- 3)

30 µg/m3 15 µg/m3 Rischio di mortalità prematura diminuito di circa il 6% rispetto allivello IT-2

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Materiale particellare aerodisperso: definizioni, effetti sanitari, misura e sintesi delle indagini ambientali effettuate a Roma - Achille MARCONI -Laboratorio di Igiene Ambientale, Istituto Superiore di Sanità, RomaAnn Ist Super Sanità 2003;39(3):329-342 92

39. Oberdöster G. Pulmonary effects of inhaled ultrafine particles. Int Arch Occup Environ Health 2001;74:1-8. 93

Ultrafine particles and platelet activation in patients with coronary hearth diseases – results from a perspective panel study – Regina Rückerl, Richard P Pipps, Alexandra Shneider, Mark Frampton, Joseph CyrYs, Gunther Oberdöster, H Erich Wichmann, Annette Peters – Particle and Fibre Toxicology 2007, 4:1

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Air Quality Guidelines OMS -2005

20 µg/m3 10 µg/m3 I livelli più bassi ai quali si sono osservati aumenti di mortalità totale, per tumore polmonare e per cause cardiopolmonari (Pope et al., 2002). Si preferisce l’uso del valore guida del PM 2.5.

In generale però vari studi, come è stato detto in un precedente paragrafo, hanno riscontrato che non c’è un valore soglia per gli effetti avversi da PM 10. Va tenuto presente che sotto l’aspetto scientifico gli effetti sanitari del PM 10 si esplicano già prima dei limiti stabiliti dalla legge. Esistono diversi studi che hanno investigato sugli effetti biologici degli inquinanti atmosferici e hanno riscontrato che il PM 10 e il PM 2.5 inducono, attraverso l'attivazione macrofagica e il rilascio di citochine, uno stato proinfiammatorio che favorisce fenomeni di fibrosi polmonare, facilitano l’insorgenza di infezioni polmonari tramite l’inibizione dell’attività battericida dei macrofagi polmonari, determinano inoltre, un aumento della viscosità, coagulabilità del sangue e della frequenza cardiaca e hanno un'azione vasocostrittrice, provocata da un aumento del livello plasmatico di citochine ET-1. NOX. L’OMS ha stabilito un valore guida per il biossido di azoto di 40 µg/m³ come media annuale; da studi epidemiologici si sono evidenziati effetti avversi sulla salute anche entro questi livelli, e in studi sull’inquinamento indoor si sono rilevati sintomi respiratori sui bambini anche a livelli inferiori. Tuttavia, dato che il biossido di azoto è un importante componente dell’inquinamento generato con i processi di combustione ed è altamente correlato con altri prodotti della combustione, primari o secondari non è chiaro in che misura gli effetti sulla salute osservati in studi epidemiologici sono attribuibili al biossido di azoto o ad altri inquinanti correlati ad esso. Pertanto anche nelle Air Qualità Guidelines dell’OMS 2006 è mantenuto questo valore guida. Molti studi di tossicologia umana studi sugli effetti a breve termine dell’esposizione a biossido di azoto dimostrano effetti acuti sulla salute a livelli superiori a 500 μg/m3, e una meta-analisi ha indicato effetti a livelli superiori a 200 μg/m3. Anche per gli effetti a breve termine nelle Air Quality Guidelines dell’OMS 2005 si è mantenuto il valore guida la concentrazione di 200 μg/m3 per un’ora. Come inquinante atmosferico il biossido di azoto ha più ruoli, difficili da separare: a) Da studi tossicologici umani e animali risulta che il biossido di azoto è di per sé - a breve termine a concentrazioni superiori a 200 μg/m3 - con un gas tossico con significativi effetti sulla salute. b) Numerosi studi epidemiologici hanno utilizzato il biossido di azoto come marcatore o indicatore delle miscele di inquinanti da combustione in particolare traffico o combustione domestica. In questi studi, gli effetti sulla salute osservati possono anche essere associati ad altri prodotti della combustione, come le particelle ultrafini, l'ossido di azoto, il PM o il benzene. c) E’ stata rilevata una relazione dose-risposta lineare tra concentrazioni di biossido di azoto e mortalità nelle nove città partecipanti allo studio APHEA-2, con curve dose risposta specifiche per ogni città.94Il ruolo indipendente del biossido di azoto è stato confermato anche da studi successivi, ma resta da chiarire il suo ruolo come surrogato di altri inquinanti non misurati.95 d) La maggior parte del biossido di azoto è emesso come ossido di azoto che viene rapidamente ossidato dall’ozono. Il biossido di azoto in presenza di idrocarburi e luce ultravioletta è a sua volta la maggiore fonte di

94. E Samoli, G Touloumi, A Zanobetti, A Le Tertre, C. Schindler, R Atkinson, J Vonk, G Rossi, M Saez, D Rabczenko, J Schwartz, and K Katsouyanni - Investigating the dose-response relation between air pollution and total mortality in the APHEA-2 multicity project - Occup Environ Med. 2003 December; 60(12): 977–982 95

E. Samoli, E. Aga, G. Touloumi1 K. Nisiotis, B. Forsberg, A. Lefranc, J. Pekkanen, B. Wojtyniak, C. Schindler, E. Niciu, R. Brunstein, M.

Dodi Fikfak, J. Schwartz and K. Katsouyanni

- Short-term effects of nitrogen dioxide on mortality: an analysis within the APHEA project

Eur Respir J 2006; 27:1129-1138

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ozono troposferico e nitrati, i quali costituiscono una importante frazione del PM 2,5. Il biossido di azoto va quindi considerato un precursore del PM 10 secondario. Il valore di 40 μg/m3 è stato stabilito per la protezione della salute umana dagli effetti diretti del biossido di azoto (sulla base di alcuni studi epidemiologici che hanno evidenziato aumento di sintomi in bambini asmatici ad esposizioni superiori a tale livello) e considerato come singolo inquinante indipendentemente da co-inquinanti; se considerato come indicatore dell’inquinamento da combustione il livello di 40 μg/m3 andrebbe ulteriormente abbassato. SOX Da studi sulla funzionalità polmonare e i sintomi respiratori in asmatici si sono riscontrati effetti per esposizioni a determinate concentrazioni di biossido di zolfo per periodi inferiori a 10 minuti. Sulla base di tali studi è stato stabilito dall’OMS per le esposizioni a breve termine il valore guida di una concentrazione di 500 μg/m3 come media di 10 minuti. Poiché l'esposizione ai picchi di concentrazione dipende dalla natura delle fonti locali e dalle condizioni meteorologiche, questo valore non può essere utilizzato per stimare corrispondenti valori guida per periodi più lunghi, ad esempio di un’ora. Per le esposizioni al biossido di zolfo su 24 ore nelle AQG-OMS 2006 si precisa che i cambiamenti nel tasso di mortalità, morbilità o della funzione polmonare per esposizioni a concentrazioni di anidride solforosa misurati sulla media di 24 ore sono necessariamente basate su studi epidemiologici in cui le persone sono esposte ad una miscela di sostanze inquinanti, per cui è difficile per separare i contributi sugli effetti sulla salute di ciascun inquinante. Per questa ragione prima del 1987 I valori del biossido di zolfo erano legati a corrispondenti valori del PM. Nelle AQG-OMS del 2000 sulla base di studi epidemiologici che avevano evidenziato effetti indipendenti sulla salute dell’esposizione a biossido di zolfo è stato stabilito un valore guida separato per il biossido di zolfo di 125 μg/m3 come media su 24 ore. A seguito di studi sugli effetti a breve termine dell’inquinamento atmosferico con il metodo delle serie temporali risono evidenziati effetti sulla salute a soglie molto basse (in uno studio su ricoveri ospedalieri per cause cardiologiche non c’era un valore soglia tra i 5 e i 40 μg/m396; in un altro studio si rilevavano effetti sulla mortalità giornaliera già a partire dalla concentrazione media di 5μg/m3 97).D’altra parte vi è ancora notevole incertezza sul fatto che il biossido di azoto sia l'inquinante responsabile degli effetti negativi osservati o, piuttosto, un surrogato di altri inquinanti quali particelle ultrafini o qualche altra sostanza correlata. L’OMS tenendo conto sia dell’incertezza nel nesso di causalità, e della difficoltà a raggiungere livelli sufficientemente bassi da non essere associati ad effetti sanitari sia della necessità di garantire un maggior grado di protezione rispetto a quello previsto nelle precedenti AQG, ha definito nel 2005 un valore guida di 20 μg/m3 come concentrazione media delle 24 ore. Non stabilisce un valore per la media annuale in quanto già il livello stabilito per la media su 24 ore assicura una bassa concentrazione media annuale. Stabilisce anche dei valori guida intermedi.

Air Quality Guidelines per il biossido di zolfo e obiettivi intermedi

Media 24 ore Media 10 minuti

Obiettivo intermedio 1 OMS (IT-1) (livelli AQG del 2000)

125 μg/m3 -

Obiettivo intermedio 2 OMS(IT-2) 50 μg/m3

Air Quality Guidelines OMS 2005 20 μg/m3 500 μg/m3

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Wong CM et al. A tale of two cities: effects of air pollution on hospital admissions in Hong Kong and London compared. Environmental Health Perspectives, 2002, 110:67–77., 97

Burnett RT et al. Associations between short-term changes in nitrogen dioxide and mortality in Canadian cities. Archives of Environmental Health 2004, 59:228–236.

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CO Approssimativamente l’80-90% del monossido di carbonio (CO) si lega con l’emoglobina (che ha verso il CO una affinità 200-250 volte maggiore rispetto all’ossigeno, riducendo la capacità di trasporto di ossigeno da parte del sangue e diminuendo il rilascio dell’ossigeno nei tessuti extravascolari. Questa è la causa principale dell’ipossia che l’esposizione al monossido di carbonio produce nei tessuti. Per questo motivo gli effetti tossici si evidenziano nei tessuti con maggior consumo di ossigeno come il cuore, il cervello, i muscoli scheletrici in esercizio e il feto in sviluppo. L’eliminazione dipende dalla velocità di rilascio del CO dall’emoglobina a cui è legato (con la quale forma la carbossiemoglobina-COHB) e avviene attraverso l’aria alveolare;esso varia tra 2 e 6,5 ore in rapporto al livello iniziale di COHb e nel feto è comunque maggiore rispetto alla donna in gravidanza. A dosi più elevate il CO si lega anche ad altre proteine come la mioglobina, , la citocromo-ossidasi e il citocromo P-450; secondo studi sperimentali il legame alla mioglobina contribuisce alla depressione della funzione cardiaca e al calo dell’ossigenazione muscolare, e il legame alla citocromo ossidasi ha un azione su cuore e cervello. Gli effetti sul sistema nervoso centrale vanno dalla cefalea ad un livello di COHb del 10% al coma ad un livello del 40%, alla morte al 50%. A livelli più bassi si hanno disturbi neurocomportamentali o visivi, generalmente in giovani adulti sani (sedentari o a riposo) solo oltre il 18% di COHb, ma in studi recenti in alcuni soggetti gli effetti cominciano al 3-5%. In soggetti sani ad un test al cicloergometro compare una diminuzione della durata massima di esercizio alla quale questo viene interrotto per affaticamento da una concentrazione del 4% in poi, mentre in soggetti con cardiopatia ischemica la durata massima dell’esercizio alla quale lo stesso viene interrotto per comparsa di angina pectoris comincia a diminuire già al 2,5-3% di COHb. In alcuni studi gli effetti aritmogeni si sono evidenziati anche ad una percentuale di COHb < o uguale al 5%. Sulla base di studi epidemiologici e dati clinici l’esposizione ambientale o occupazionale o da fumo di sigaretta (in genere più elevata di quella ambientale) può contribuire alla mortalità cardiovascolare (infarti miocardici acuti); non è ben chiaro se ciò è dovuto agli effetti aritmogeni del CO o ad effetti a lungo termine. Per quanto riguarda gli effetti del CO sullo sviluppo del feto, va tenuto conto che la produzione endogena di CO nella donna gravida può essere tre volte superiore al normale, la concentrazione di emoglobina materna è spesso ridotta e vi è nelle donne in gravidanza una iperventilazione fisiologica; come risultato di queste modificazioni la concentrazione in gravidanza di COHb può essere più alta del 20% rispetto ai valori fuori dal periodo di gravidanza. Il CO diffonde facilmente attraverso la placenta e l’emoglobina fetale ha una affinità per il CO maggiore dell’emoglobina adulta. Da ciò deriva che i livelli di COHb fetali sono del 10.15% di quelli materni; gli organi in sviluppo del feto sono particolarmente vulnerabili agli effetti del CO, e il più sensibile degli organi è il cervello del feto. C’è una relazione chiaramente stabilita tra l’abitudine al fumo della madre in gravidanza e il basso peso alla nascita a livelli di COHb fetale del 2-10%; il CO è anche uno dei probabili fattori eziologici, nell’associazione tra fumo in gravidanza e morti perinatali e disturbi comportamentali nei lattanti In conclusione l’OMS ha indicato i seguenti valori guida per il CO (AQG, 2000)sulla base di queste considerazioni: in adulti sani la produzione endogena di CO (attraverso il catabolismo dell’emoglobina e di altre proteine contenenti eme, o in condizioni patologiche per anemia emolitica, metabolismo accelerato , o per azione di alcuni farmaci) determina una livello ematico di COHb di 0,4-0,7%; durante la gravidanza i livelli materni salgono a 0,7-2,5% per una maggiore produzione endogena. Nella popolazione generale di non fumatori i livelli medi so abitualmente di 0,5-1% (per produzione endogena ed esposizione ambientale). Non fumatori in determinate occupazioni (autisti, vigili urbani, lavoratori in garage, ecc) possono avere livelli di COHb superiori al 5% e forti fumatori superiori al 10%. In soggetti ben allenati che fanno intensa attività fisica in ambienti chiusi inquinati da CO (o con scarso ricambio d’aria) i livelli di COHb possono rapidamente salire al 10-20% (in palazzetti del ghiaccio si sono verificate intossicazioni da CO epidemiche). Quindi per garantire una protezione dei gruppi di popolazione di mezza età o anziana, non fumatori, con documentata o latente patologia coronaria, dal rischio di attacchi ischemici, e per proteggere i feti da effetti ipossici, non dovrebbe essere superato un livello di COHb non superiore al 2,5%. Tenendo conto delle variabili fisiologiche nell’assorbimento del CO (secondo l’equazione esponenziale di Coburn-Foster-Kane, questa concentrazione di COHb, corrisponde alle seguenti concentrazioni di CO (anche in caso di leggera o moderata attività fisica in soggetti sani

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• 100 mg/m3 (90 ppm) per 15 minuti • 60 mg/m3 (50 ppm) per 30 minuti • 30 mg/m3 (25 ppm) per 1 ora • 10 mg/m3 (10 ppm) per 8 ore

Ozono Studi sugli effetti sanitari a breve termine dell’inquinamento atmosferico, in particolare studi sulla mortalità giornaliera con il metodo delle serie temporali, hanno evidenziato una associazione positiva tra mortalità giornaliera ed esposizione a concentrazioni di ozono inferiori a 120 μg/m3 come media giornaliera su 8 ore, che era il valore guida precedentemente definito dall’OMS, senza . Nelle AQG-OMS del 2005 si stabilisce perciò un valore guida di 100 μg/m3 come media giornaliera su 8 ore. E’ possibile che in soggetti suscettibili effetti avversi si verifichino anche sotto questa concentrazione. Sulla base degli studi sulle serie temporali il numero dei decessi attribuibili può essere stimato dell’1-2% quando l’ozono raggiunge il livello di 100 μg/m3 L’ozono è rappresentativo anche di altre sostanze ossidanti non misurate in atmosfera. Le concentrazioni di ozono nella troposfera variano nel tempo e nello spazio ma possono raggiungere un livello medio di 80 μg/m3; questi valori di fondo derivano da emissioni antropiche (ad esempio ossidi di azoto) o da fonti naturali (ad esempio composti organici volatili emessi dalla vegetazione) e di precursori dell’ozono e da passaggi di ozono dalla stratosfera alla troposfera. I valori di fondo dovuti a cause naturali possono quindi occasionalmente superare i valori guida proposti dall’OMS. Pur essendoci evidenze di effetti sanitari nell’esposizione a lungo termine, queste non sono state ritenute sufficienti all’OMS per definire un valore guida. Sono stati invece definiti degli obiettivi intermedi, pur tenendo conto che quando l’esposizione a breve termine supera i valori guida gli effetti sanitari crescono di numero e gravità.

Air Quality Guidelines per l’ozono e obiettivi intermedi

Media massima giornaliera su 8 ore

Effetti sulla salute

Alti livelli 240 μg/m3 Significativi effetti sulla salute e sostanziale parte di popolazione colpita

Obiettivo intermedio 1 OMS (IT-1)

160 μg/m3 Importanti effetti sulla salute. Questo livello non fornisce una adeguata protezione della salute pubblica. -già a concentrazioni più basse in esposizioni sperimentali per 6,6 ore durante esercizio fisico si sono riscontrati effetti infiammatori sui polmoni in giovani adulti - si sono riscontrati effetti sui bambini esposti - negli studi sulle serie temporali è stato stimato un aumento della mortalità giornaliera del 3-5%

Air Quality Guidelines OMS 2005

100 μg/m3 Questo livello fornisce una adeguata protezione per la salute pubblica sebbene alcuni effetti possano verificarsi anche sotto questo livello:

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Riguardo agli altri inquinanti misurati, va premesso che per la maggior parte sono contenuti nel particolato,

in diverse percentuali; (le percentuali sono differenti secondo il luogo di campionamento del particolato, ma

i metalli pesanti e gli IPA sono presenti sia nel particolato campionato in zone industriali, sia in aree urbane o

di traffico auto veicolare, sia in aree rurali). Gli effetti sanitari dell’esposizione al PM10 e alle altre frazioni

più fini descritti in precedenza includevano quindi anche gli effetti delle singole sostanze contenute nel

particolato. Più che una valutazione del rischio con approccio tossicologico per le singole sostanze, sarebbe

stata più opportuna una valutazione del rischio con approccio epidemiologico dell’esposizione al particolato

(cioè il rischio attribuibile all’esposizione stimato sulla base di coefficienti di rischio derivati da studi

epidemiologici). Ciò non è stato possibile per l’insufficienza dei dati di monitoraggio del PM10. Si

esamineranno comunque nelle prossime pagine le caratteristiche tossicologiche delle singole sostanze.

Relativamente ai Metalli pesanti: in generale i metalli pesanti si trovano nel particolato, al quale sono adsorbiti, in particolare nelle frazioni più fini (PM10 e PM2,5),98 con l’eccezione di mercurio, arsenico, cadmio e piombo che hanno una significativa frazione volatile; di norma i metalli tendono ad evaporare durante la fase di combustione e a ricondensare in fase di raffreddamento, andando ad adsorbirsi sulle particelle di polveri presenti nei fumi99. Esaminando i singoli metalli, possiamo distinguere metalli pesanti cancerogeni e non cancerogeni. Fra i metalli pesanti cancerogeni: Cadmio: Il cadmio si trova in genere combinato con altri elementi, come ossigeno (ossido di cadmio), cloro (cloruro di cadmio), o di zolfo (solfato di cadmio, solfuro di cadmio). Questi composti solubili in acqua. In generale, i composti del cadmio che si dissolvono facilmente in acqua (ad esempio, cloruro di cadmio), o nell’organismo (ad esempio, l'ossido di cadmio), tendono ad essere più tossici composti che sono poco solubili (ad esempio, il cadmio solforato). L’assorbimento di cadmio in seguito ad esposizione alimentare sia relativamente basso (3-5%), mentre circa dal 30 al 50% di quello che viene inalato, è assorbito. Il cadmio ha una struttura molto simile a quella dello zinco e buoni livelli di zinco possono proteggere contro i danni causati dal cadmio (da Air Qualità Guidelines 2000 – OMS). Nell’organismo umano il cadmio si accumula in modo efficiente nel rene e nel fegato, ed ha un tempo di emivita che varia da 10 a 30 anni. Il cadmio è principalmente tossico per il rene, specialmente per le cellule del tubulo prossimale, ove progressivamente si accumula portando eventualmente ad alterazioni della funzionalità renale. Il cadmio può inoltre causare demineralizzazione ossea, agendo sia direttamente sull’osso, sia indirettamente, quale effetto secondario alla disfunzione renale. In seguito ad esposizione prolungata e/o elevata il danno renale può progredire alla compromissione della filtrazione glomerulare, e successivamente all’insufficienza renale. L’Agenzia Internazionale per la Ricerca sul Cancro (IARC) ha classificato il cadmio come cancerogeno per l’uomo (gruppo 1) sulla base di studi occupazionali. Dati epidemiologici più recenti riferiti alla popolazione generale hanno evidenziato un’associazione statisticamente significativa tra esposizione a cadmio e aumento del rischio di cancro, ad esempio, del polmone, dell’endometrio, della vescica e della mammella. (tratto da parere EFSA Autorità europea per la sicurezza alimentare – gennaio 2009).

98 I metalli pesanti sono in genere adsorbiti alla superficie del particolato; dato che in rapporto al peso la superficie delle particolato è maggiore nelle frazioni più fini - PM2,5, PM1 - e specialmente nelle ultrafini – PM0,1 -.Le molecole di superficie aumentano esponenzialmente con il diminuire del diametro delle polveri sotto 0,1 µm; questo fenomeno riflette l’importanza dell’area delle particelle di polveri nell’aumentata attività chimica e biologica delle particelle tra <0,1 µm - 10 nm - rispetto alle altre polveri 99 Le concentrazioni in aria di alcuni metalli nelle aree urbane e industriali può raggiungere valori 10-100 volte superiori a quelli delle aree rurali. Nel periodo invernale, quando sono più frequenti le condizioni di ristagno degli inquinanti atmosferici. Le fonti antropiche responsabili dell'incremento della quantità naturale di metalli sono principalmente l’attività mineraria, le fonderie e le raffinerie, la produzione energetica, l’incenerimento dei rifiuti e l’attività agricola. I metalli pesanti sono presenti in atmosfera sotto forma di particolato aerotrasportato; le dimensioni delle particelle a cui sono associati e la loro composizione chimica dipende fortemente dalla tipologia della sorgente di emissione. da “Gli inquinanti atmosferici” -Agenzia Regionale per la Prevenzione e Protezione Ambientale del Veneto

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L’OMS non ha stabilito il rischio aggiuntivo unitario per il cancro del polmone (cioè la concentrazione alla quale con una esposizione per tutta la vita si ha un caso in più di tumore del polmone in una popolazione di 10.000, 100.000 o un milione di abitanti), in quanto negli studi epidemiologici sui quali si basa questa stima si è riscontrata una influenza controversa dell’esposizione concomitante all’arsenico. Per quanto riguarda gli effetti renali (proteinuria a basso peso molecolare) l’OMS estrapolando i risultati di studi epidemiologici su lavoratori esposti ha indicato un valore sotto il quale non si possono avere effetti in caso di esposizione per tutta la vita di 0,3 µg/m³; tenuto conto del lungo tempo di accumulo del cadmio e per prevenire un aumento di deposizioni di cadmio nei suoli agricoli che può entrare nella catena alimentare, il valore guida è stato ulteriormente ridotto a 5ng/m³. L’ Integrated Risk Information System dell’EPA non ha valutato il cadmio per definire un RfC inalatorio, mentre l’ATSDR ha stabilito un MRL per inalazione cronica di 0.00001 mg/m3 L’ATSDR e l’EPA definiscono un Unit Risk per via inalatoria di 1,8 x10-3 per µg/m3 ; la concentrazione alla quale con un esposizione per tutta la vita si ha un caso in più di tumore in una popolazione di 10.000, 100.000 o un milione di abitanti è stata stimata rispettivamente a 0,06 , 0,006 , 0,0006 µg/m³ La forma più comune di Arsenico nell’aria è l’arsenico triossido (As2O3), mentre varie forme di arsenati (AsO4-3) o arseniti (As O3) si trova nell’acqua, suolo, o alimenti. In diversi studi si sono rilevate differenze nella tossicità relativa di questi composti, con una maggior tossicità degli arseniti trivalenti rispetto agli arsenati pentavalenti (Byron et al. 1967; Gaines 1960; Maitani et al. 1987a; Sardana et al. 1981; Willhite 1981). Nella valutazione della tossicità queste differenze possono essere trascurate Dato che le differenze di tossicità relativa tra un composto e l’altro sono ragionevolmente piccole (2-3 volte), all’interno dei margini di sicurezza dei livelli NOAEL (No Obserdved Adverse Effect Level) o LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level) e c’e una interconversione nell’ambiente e nell’organismo tra una forma e l’altra di arsenico inorganico. Le forme di arsenico organico sono meno tossiche delle organiche, ma dato che parecchi metil e fenil derivati sono utilizzati in agricoltura, anche queste forma di arsenico vanno prese in considerazione data la loro tossicità su specie animali Il 90% dell’Arsenico trivalente e pentavalente ingerito viene assorbito per via gasrtrointestinale; per via inalatoria l’assorbito è minore; viene assorbito principalmente l’arsenico contenuto in polveri con diametro inferiore a 2 µm. La principale fonte di esposizione non lavorativa di As è la dieta, sia in alimenti che in acque potabili. Trasportato dal sangue l’arsenico si distribuisce in muscoli, ossa, reni e polmoni, ma i tessuti in cui si concentra di più sono la cute, le unghie, i capelli; l’arsenico triossido che è la forma più comune in atmosfera raggiunge livelli più elevati nei tessuti (da due a venticinque volte) rispetto alla forma pentavalente. Dopo l’assorbimento, l’As inorganico viene in parte biotrasformato nel fegato nelle forme metilate (MMA e DMA) ed in parte escreto tal quale con le urine; analogamente, anche i composti organici sarebbero eliminati in parte tal quali ed in parte previa biotrasformazione. La contaminazione da As nell’acqua destinata al consumo umano è associata a un aumentato rischio di sviluppare tumori della pelle, del polmone, della vescica e altri tumori, diabete di tipo 2 (in quanto l’arsenico è un interferente endocrino), malattie vascolari e cardiovascolari, effetti sullo sviluppo e sulla riproduzione, effetti neurologici e cognitivi. Un aumento del rischio per la salute può verificarsi a basse dosi, corrispondenti 10-50 µg/l. (tratto da Interferenti Endocrini - schede monografiche 3 Arsenico- E. Sturchio, C. Minoia, M. Zanellato, A. Masotti, E. Leoni, C. Sottani, G. Biamonti, A. Ronchi, L. Casorri, S. Signorini, M. Imbriani,G Ital Med Lav Erg 2009; 31:1, 5-32) Per quanto riguarda l’esposizione cronica ambientale per via inalatoria l’effetto critico da considerare è l’effetto cancerogeno, in particolare cancro polmonare (Air Quality Guidelines 2000- WHO). Infatti per quanto riguarda la tossicità cronica per via inalatoria ambientale né l’EPA né l’ATSDR hanno definito un valore di RfC e di MRL. e l’OMS non stabilisce valori guida per effetti non cancerogeni. L’Agenzia Internazionale per la Ricerca sul Cancro (IARC) ha classificato l’arsenico come cancerogeno per l’uomo (gruppo 1). Il rischio aggiuntivo per una esposizione per tutta la vita ad una concentrazione di arsenico di nell’aria di 1 µg/m3 secondo l’OMS è di di 1,5x10-3. Per l’arsenico la concentrazione alla quale l’OMS stima con un esposizione per tutta la vita si ha un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un

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milione di abitanti è rispettivamente di 66 ng/m³, 6.6 ng/m³; e 0.66 ng/ m³. L’EPA e l’ATSDR definiscono un Unit Risk per via inalatoria di 4.3x10-3per µg/m3 ; e la concentrazione alla quale con un esposizione per tutta la vita si stima un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è rispettivamente di 2x10-2(µg/m3), 2x10-3(µg/m3) , 2x10-4(µg/m3).

Anche il Nichel, come tutti gli elementi della serie di transizione, forma composti sia inorganici sia organici corrispondenti a numerosi stati di ossidazione (-1, O, +1, +2, +3, +4); lo stato di ossidazione +2 è nettamente il più stabile, particolarmente in soluzione acquosa; Diversi composti del nichel (carbonati, solfuri e ossidi) sono insolubili in acqua ma possono sciogliersi nei fluidi biologici. L’OMS ha stimato un apporto medio giornaliero di nichel di meno di 300 µg attraverso gli alimenti(del quale meno del 15% assorbito) di meno di 20 µg attraverso l’acqua potabile (di cui meno del 15% assorbito), di meno di 0,8 µg attraverso l’aria in abitanti in centri urbani (di cui il 50% assorbito) e di meno di 23 µg attraverso l’aria in fumatori (di cui il 50% assorbito). Il nichel viene quindi assorbito per inalazione e per ingestione. Gli effetti sanitari più frequenti sono le allergie da contatto, e per inalazione l’asma per sensibilizzazione o a seguito di inalazione cronica riniti, sinusiti, anosmia e in casi estremi perforazione del setto nasale. Questi effetti hanno più importanza come patologie occupazionali, l’effetto critico più importante nell’esposizione a livelli ambientali è il cancro polmonare. L’Agenzia Internazionale per la Ricerca sul Cancro (IARC) ha classificato li composti del nichel come cancerogeni per l’uomo (gruppo 1) e il nichel metallico come possibile cancerogeno per l’uomo (gruppo 2B). Il metallo in forma insolubile viene inalato con il particolato in forma di composti (solfuri), trattenuto dal muco, fagocitato dai macrofagi e dalle cellule dell’epitelio polmonare e infine rilasciato come nichel bivalente biologicamente attivo. L’OMS ha calcolato il rischio aggiuntivo per una esposizione per tutta la vita ad una concentrazione di nichel di nell’aria di 1 µg/m3 di di 3,8x10-4. Per il nichel la concentrazione alla quale l’OMS stima che con un esposizione per tutta la vita si verifichi un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è rispettivamente di 250 ng/m³, 25 ng/m³; e 2,5 ng/m³. L’ATSDR stabilisce un MRL per effetti non cancerogeni (effetti sull’apparato respiratorio) di 0.0002 mg/m³. per esposizione intermedia per via inalatoria e di 0.00009 mg/m³ per esposizione intermedia per via inalatoria. L’EPA non determina un RfC per gli effetti tossici ma definisce un Unit Risk per via inalatoria di 2,4x 104 per (µg/m3) per il nichel nella forma di polveri da raffineria e di 4,8x 104r per (µg/m3); per il disolfuro di nichel e la concentrazione alla quale con un esposizione per tutta la vita si stima un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è rispettivamente di 2x10-2(µg/m3), 2x10-3(µg/m3) , 2x10-

4(µg/m3); la concentrazione alla quale con un esposizione per tutta la vita l’EPA stima un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è rispettivamente di 4x10-1 µg/m3, 4x10-2 µg/m3 e 4x10-3 µg/m3per il nichel nella forma di polveri di raffineria e di 2x10-1 µg/m3, 2x10-2 µg/m3 e 2x10-3.

Il Cromo è un elemento di transizione che si trova in ambiente in tre forme stabili: metallico, trivalente (CrIII) ed esavalente (VI) Il cromo trivalente ha una tossicità relativamente bassa ed è un oligonutriente essenziale, necessario per il corretto metabolismo degli zuccheri nel corpo umano: una carenza di cromo influenza la capacità dell'insulina di regolare il livello di glucosio nel sangue. Il Cromo esavalente è invece altamente tossico e l’Agenzia Internazionale per la Ricerca sul Cancro (IARC) lo ha classificato come cancerogeno per l’uomo (gruppo 1). L’assorbimento del Cromo esavalente avviene prevalentemente attraverso l’apparato respiratorio; infatti l’apparato gastrointestinale ha una alta capacità riducente e il Cromo esavalente viene trasformato in trivalente. Mentre il Cromo III non riesce a superare significativamente le barriere cellulari il CrVI entra nelle cellule e qui viene ridotto a CrIII da diversi componenti cellulari (cisterna, ascorbato, glutatione) attraverso la formazione intermedia di forme instabili CrV e specialmente CrIV che sono la causa degli effetti cancerogeni e tossici (generando specie reattive dell’ossigeno che danneggiano il DNA). La concentrazione alla quale secondo l’OMS con un esposizione per tutta la vita si ha un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è rispettivamente di circa 2,5, 0,25 e 0,025 ng/m3 espresso come Cromo Esavalente;

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Per approfondimenti sui meccanismi d’azione dei metalli pesanti cancerogeni e di altri inquinanti cancerogeni si rimanda a “Contaminanti ambientali e cancerogenesi: esempi di meccanismi d’azione - Gabriele Aquilina” pagg.76-92, in “Impatto sulla salute dei siti inquinati: metodi e strumenti per la ricerca e le valutazioni” - a cura di Pietro Comba, Fabrizio Bianchi, Ivano Iavarone e Roberta Pirastu (2007), Rapporti ISTISAN 07/50 - http://www.iss.it/binary/publ/cont/07-50.1204799444.pdf Fra le altre sostanze cancerogene accenniamo a: Il Benzene è cancerogeno e alla concentrazione alla quale con un esposizione per tutta la vita si ha un caso in più di tumore in una popolazione di 10000, 100000 o un milione di abitanti è rispettivamente di circa 17, 1,7 e 0,17 µg/m³. L’EPA stima che la concentrazione alla quale con un esposizione per tutta la vita si ha un caso in più di tumore, 100000 o un milione di abitanti è compresa tra 13.0 a 45.0 μg/m3 in una popolazione di 10000, da 1.3 a 4.5 μg/m3 in una popolazione di 100000 e da 0.13 a 0.45 μg/m3 in una popolazione di un milione di esposti (il rischio considerato accettabile per esposizione a singole sostanze è variabile; per l’Istituto Superiore di Sanità è di 1 caso su un milione di esposti). L’USEPA nell’Integrated Risk Information System individua un RfC (Reference Concentration per via inalatoria) per gli effetti non cancerogeni di 3x10-2mg/m3 (applicando un fattore di incertezza di 300). In base al D.M. 2. Aprile 2002 n. 60 a partire dal 1.1.2010 il valore limite da non superare per il benzene è 5 μg/m3 come media annuale. Relativamente ai metalli pesanti non cancerogeni: Piombo: Studi isotopici condotti sulla presenza di piombo nel sangue umano (Lee Roberts et al., 1995) indicano che questo metallo può avere origini molto diverse. In aree poco contaminate la principale sorgente di piombo nel sangue è rappresentata dal consumo di alimenti e dall’ingestione di particelle di suolo. Per ciò che concerne gli effetti osservati, tra i 20 ed i 40 µg/100 ml di piombo nel sangue si evidenzia anemia, mentre al di sopra di tale soglia si presentano effetti neurotossici ed una correlazione negativa tra la concentrazione di piombo ematico e quoziente intellettivo (Schwartz, 1994).(da “Sensibilità del territorio italiano alle deposizioni atmosferiche di cadmio e piombo” Patrizia Bonanni, Armando Buffoni, Roberto Daffinà, Valerio Silli, Mario Carmelo Cirillo – APAT Miscellanea/2006) Nelle Air Quality Guidelines (AQG)dell’OMS si è stabilito come valore guida una concentrazione in aria di 0,5 µg/m³ - media annuale; le linee guida delle concentrazioni del piombo in aria si basano sulle concentrazioni di piombo nel sangue. Come effetti critici si è considerato negli adulti un aumento di FEP, e nei bambini deficit cognitivi diminuzioni nell’udito e disturbi nel metabolismo della vitamina D ed è stato proposto un livello critico di 100 µg/l di sangue. Per la definizione del valore guida si è considerato che: a) i livelli ematici di base da minima esposizione di PB di origine antropogenica sono probabilmente tra 10 e 30 µg/l; b) i primi effetti avversi nei bambini piccoli compaiono tra 100 e 150 µg/l di sangue, e cautelativamente è stato scelto il valore di 100; c) la via di esposizione per inalazione è significativa negli adulti (incluse le donne gravide) ma meno nei bambini piccoli dove è più importante l’ingestione; d) una concentrazione in aria di 1 µg/m³ corrisponde ad una concentrazione ematica, approssimativamente di 19 µg/l nei bambini e 16 µg/l negli adulti anche se il contributo al livello ematico è minore nei bambini; e) la concentrazione di Pb in aria contribuisce indirettamente all’assorbimento di PB attraverso altri comparti ambientali e quindi 1 µg/m³ dovrebbe corrispondere a 50 µg/l di sangue; f) dato che è raccomandabile che almeno il 98% della popolazione esposta, inclusi i bambini in età prescolare, abbia livelli ematici inferiori a 100 µg/l i livelli ematici mediani dovrebbero essere di 54 µg/l; per mantenere questi livelli la concentrazione media annuale di Pb nell’aria dovrebbe essere di 0,5 µg/m³.

Per il Vanadio le Air Quality Guidelines (AQG) dell’OMS hanno definito un valore di 1 µg/m³ in atmosfera (media in 24 ore). Tale valore è stato calcolato sulla base di un LOAEL di 20 µg/m³ ricavato da studi su lavoratori

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esposti; poiché a tale concentrazione gli effetti sulle vie respiratorie superiore osservati sono minimi e non è stata identificata una sottopopolazione suscettibile è stato scelto un fattore di protezione di 20 (equivalente al fattore di incertezza). Per il Manganese le AQG hanno scelto un valore guida di 0,15 µg/m³ in atmosfera (come media annuale). Il valore è stato definito a partire un NOAEL stimato di 30 µg/m³, ricavato da studi su lavoratori esposti; questo valore è stato diviso per 4,2 (assumendo che i lavoratori siano esposti per 8 ore su 5 giorni la settimana per l’anno lavorativo). Il valore ottenuto è stato ulteriormente diviso per un fattore di incertezza (UF) di 50 (10 per le variazioni di suscettibilità individuale e 5 per effetti neurocomportamentali su bambini; il fattore 5 è stato scelto in analogia con quanto è stato fatto per il piombo, nel cui caso si è visto che gli effetti neurocomportamentali apparivano nei bambini piccoli a livelli ematici di piombo 5 volte inferiori che negli adulti, dato supportato da studi sperimentali su animali. L’aggiustamento per l’esposizione continuativa è stato considerato valido anche per l’esposizione a lungo termine, considerato il tempo di dimezzamento del manganese nel cervello. L’EPA nell’Integrated Risk Information System stabilisce un RfC di 0,05 µg/m³. Il Data Base ISS-ISPESL (versione agosto 2008) stabilisce un RfC di 0,0143 µg/m³. Per lo Zinco non sono stati individuati valori guida nelle Air Quality Guidelines 2000 dell’OMS e, né l’US-EPA determina degli MRL, né l’ATSDR identifica un valore di RfC (esiste solo un RfD per ingestione; lo zinco è peraltro un minerale il cui apporto è essenziale a determinati livelli per il funzionamento di alcune proteine). Non viene stabilito un RfC inalatorio in quanto gli unici dati tossicologici disponibili riguardano esposizioni acute a ossidi di zinco e zinco cloride. Il Data Base ISS-ISPESL (versione agosto 2008) stabilisce un RfD inalatorio di 3,00 E-01 (mg/kg-giorno).

Per il Ferro non è stabilito nessun valore guida; esiste solo un limite in ambito occupazionale per le polveri e i fumi di ossido di ferro: TWA (Treshold Limit Value) di 5 mg/m³ per il NIOSH e 10 mg/m³ per l’OSHA.

Per quanto riguarda le altre sostanze: Per l’Etilbenzene, l’OMS non stabilisce valori guida nelle Air Quality Guidelines del 2000. L’ATSDR indica (nel rapporto provvisorio del settembre 2007) dei valori di MRL (Minimum Risk Level) rispettivamente di 10 parti per milione (ppm) per esposizione acuta per via inalatoria e di 0,7 ppm per esposizione intermedia per via inalatoria, basandosi su studi su effetti neurologici (i fattori di incertezza sui quali sono stati costruiti questi livelli sono rispettivamente di 30 e 300). Per l’esposizione cronica per via inalatoria l’MRL è di 0,3 ppm (basandosi su studi su effetti renali e con un fattore di incertezza di 300). 1 ppm è uguale a 4,42 mg. L’US-EPA stabilisce un RfC di 1 mg/m³, con un fattore di incertezza di 300 (basandosi su effetti critici di disturbi dello sviluppo).

Per il Toluene l’AQG ha stabilito un valore guida di 0,26 mg/m³ (come media settimanale). Il valore è stato ricavato da un LOAEL (effetti sul sistema nervoso centrale in lavoratori esposti) di 332 mg/m³; questo valore è stato diviso per 4,2 (assumendo che i lavoratori siano esposti per 8 ore su 5 giorni la settimana per l’anno lavorativo e ulteriormente diviso per un fattore di incertezza (UF) di 300 (10 per la diversa suscettibilità tra individui, 10 per essersi basati sul LOAEL anziché il NOAEL, e un ulteriore fattore di 3 per i potenziali effetti sullo sviluppo del sistema nervoso centrale. Il valore guida è da considerarsi protettivo oltre che per effetti tossici non cancerogeni, anche per effetti sulla riproduzione (aborti spontanei). Vi sono anche dei valori guida basati sulla soglia olfattiva: in questo caso non deve verificarsi superamento della concentrazione di 1 mg/m³ per 30 minuti.

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Per gli Xileni l’AQG non stabilisce valori guida. L’ATSDR indica (nel rapporto finale dell’agosto 2007) per gli xileni (come miscela di orto-, para- e meta-xileni) dei valori di MRL (Minimum Risk Level) rispettivamente di 2 parti per milione (ppm) per esposizione acuta per via inalatoria e di 0,6 ppm per esposizione intermedia per via inalatoria, basandosi su studi su effetti neurologici (i fattori di incertezza sui quali sono stati costruiti questi livelli sono rispettivamente di 30 e 90). Per l’esposizione cronica per via inalatoria il MRL è di 0,05 ppm (basandosi su studi su effetti neurologici, con un fattore di incertezza di 300, e quindi più cautelativo). L’US-EPA stabilisce un RfC di 0.1 mg/m3, con un fattore di incertezza di 300, basandosi su effetti critici neurologici (disturbi della coordinazione motoria). Interazione tra Arsenico, Cadmio, Cromo e Piombo. Non sono disponibili dati su effetti sulla salute o modelli

PBPK (Physiologically-based pharmacokinetic modeling: i modelli PBPK sono delle tecniche di modellazione matematica per prevedere l’assorbimento, la distribuzione, il metabolismo e l’escrezione di un composto nell’uomo e in altre specie animali) sulle miscele di piombo, arsenico, cadmio e cromo esavalente. Gli effetti critici della miscela possono comprendere effetti critici di singoli componenti; avendo bersagli di tossicità in comune l’effetto può essere dovuto ad interazioni o additività. Per valutare i potenziali rischi dovuti dall’azione congiunta di questi metalli deve essere usato l’Hazard Index e i TTD per stimare gli effetti critici specifici della miscela su organi bersagli: effetti neurologici, renali cardiovascolari, ematologici, effetto cancerogeno e altri effetti. Questo approccio è da utilizzare quando due o più componenti della miscela superano o sono uguali a 0,1 come HQ (Hazard Quotient) (ATSDR 2001). L’approccio qualitativo WOE (Weight of Evidence)100 deve poi essere utilizzato per stimare l’impatto delle interazioni sugli effetti critici nei singoli apparati bersaglio di tossicità; L’Hazard Quotient per la tossicità dermatologica (l’effetto critico sul quale si è costruito il MRL per ingestione cronica) e la stima del rischio cancerogeno dell’arsenico vanno valutati separatamente dagli altri componenti della miscela perché la tossicità dermatologica per via alimentare e la cancerogenicità per ingestione si ha solo nell’arsenico e non negli altri componenti della miscela. Effetti neurologici: gli effetti tossici neurologici nelle interazioni, stimati con il metodo qualitativo WOE, effetti sul sistema nervoso comuni a tutti e quattro i componenti della miscela, sono più che additivi nell’effetto del piombo sull’arsenico, (+ 0,23), dell’arsenico sul piombo (+0,50), del cadmio sul piombo (+0,10) e del cromo VI sull’arsenico (+ 0,10); sono meno che additivi nell’effetto dell’arsenico sul cromo VI (-0.06) e indeterminati (0) nelle altre interazioni Il punteggio complessivo calcolato con il metodo qualitativo dell’interazione dei quattro componenti e di + 0,87 ed indica che il potenziale rischio per la salute della miscela dei 4 componenti sul sistema neurologico è un poco superiore di quello stimato con la somma dei singoli Hazard Index neurologici dei quattro componenti, specialmente per siti contaminati dove gli Hazard Quotient sono relativamente elevati per piombo e arsenico e più bassi per gli altri metalli pesanti. Dato che la maggioranza degli effetti nell’interazione fra i componenti è indeterminata, la possibilità che nelle miscele dove gli Hazard Quotient neurologici per cromo VI e cadmio sono prevalenti si verifichi un effetto più che additivo è meno probabile.

100 L’US EPA utilizza l’approccio weight of evidence (WOE) per valutare I potenziali effetti di una sostanza sulla salute umana. Le

informazioni per questa valutazione derivano da studi disponibili sull’uomo e su animali da laboratori della sostanza o di sostanze strutturalmente correlate alla sostanza da valutare, assieme ad altre rilevanti informazioni come proprietà fisiche e chimiche della sostanza, dati tossicocinetici, risultati di test biochimici, molecolari, genetici, effetti cellulari e altri dati. Questo approccio può essere utilizzato anche in miscele di più sostanze, ed è stato utilizzato dall’ATSDR: ad ogni tipo di informazione in base all’evidenza scientifica e all’importanza del dato al fine della valutazione degli effetti sull’uomo viene attribuito un valore in modo da trasformare il dato qualitativo in un dato quantitativo. M.M. Mumtaz, C.T. De Rosa, J. Groten, V.J. Feron, H. Hansen e RR. Durkin. Estimation of Toxicity of Chemical Mixtures through Modeling of Chemical Interactions- Env Health Perspect Vol 106, Supplement 6: 1353-1360 (1998)Mumtaz MM, Durkin PR. A weight-of-evidence approach for assessing interactions in chemical mixtures. Toxicol Ind Health 8(6):377-406. (1992).

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Effetti renali: Il rischio complessivo riguardo alla tossicità renale della miscela è inferiore rispetto alla somma dei singoli composti, cioè meno che additivo; questo è dato dal fatto che cinque interazioni sono meno che additive, due additive e cinque indeterminate. Il punteggio complessivo della miscela secondo il metodo qualitativo WOE è -1,45. L’incertezza sugli effetti renali è minore rispetto a quella sugli effetti neurologici della miscela, dato che su questi effetti ci sono più informazioni disponibili e un numero maggiore di valutazioni su singole interazioni è determinato (Interaction Profiles for Toxic Substances – Maggio 2004 - Chemical Mixtures Program - ATSDR101)L’ATSDR ha elaborato anche dei documenti per valutare l’interazione tra Benzene, Toluene, Etilbenzene, Xileni e interazione tra Piombo, Manganese, Zinco e Rame. Sia per l’interazione tra Arsenico, Cadmio, Cromo e Piombo, che per queste ultime interazioni non applicheremo i metodi sopraesposti, in quanto danno comunque stime qualitative. Nelle pagine seguenti verranno riportati i valori guida dell’ATSDR (Minimum Risk Levels) per rischio di effetti tossici non cancerogeni e (Unit Risk inalatorio) per rischio di effetti cancerogeni (derivato dal Unit Risk Inalatorio dell’US-EPA), i valori guida dell’US-EPA (RfC e RfD) per rischio di effetti tossici non cancerogeni, e i valori guida dell’OMS sia per rischio di effetti tossici non cancerogeni che per effetti cancerogeni confrontati con i RfC e IUR dell’IRIS-USEPA e con i dati riscontrati nel corso del monitoraggio. Per ogni valore di MRL nelle tabelle vengono indicati i fattori di incertezza, e gli effetti critici per i RfC, RfD e IUR. Verrà fatto nell’ultima tabella il confronto tra i livelli di inquinanti misurati nell’area e i CV o valori di confronto utilizzando come prima scelta quelli definiti dall’ATSDR (Air EMEGs, e Air CREGs, a loro volta derivati dagli MRL e dagli Unit Risk inalatori), e come seconda scelta definite da altre agenzie (l’OMS o l’US-EPA). December 2008 ATSDR Minimal Risk Levels Page - Agency for Toxic Substances and Disease Registry

MINIMAL RISK LEVELS (MRLs)

MRLs - Dicembre 2008

Nome della

sostanza

Via di

esposiz

ione

Durata

dell’espo

sizione

MRL Fattori

di

incerte

zza

Effetti critici Rapporto

provvisorio/fi

nale

Data di

realizzazi

one del

rapporto

N. CAS

Della

sostan

za

Acuta 0.005 mg/kg/giorno

10 Gastrointestinali

Provvisorio 09/05 007440-38-2

ARSENICO

Ingestione

Cronica 0.0003 mg/kg/giorno

3 Dermatologici

Acuta 0.00003 mg/m3

300 Respiratori Provvisorio 09/08 007440-43-9

Inalazione Cronica 0.00001

mg/m3 9 Renali

Intermedia

0.0005 mg/kg/giorno

100 Muscoloscheletrici

CADMIO

Ingestione


3 Renali

101

-Maggiori informazioni possono essere reperibili a questo indirizzo:Agency for Toxic Substances and Disease Registry Division of Toxicology and Environmental

101 Medicine1600 Clifton Road NE, Mailstop F-32Atlanta, GA 30333 Phone: 1- 800-232-4636 / TTY: 888-

232-6348 FAX: 770-488-4178Email: [email protected] )

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CROMO (III)

PARTICOLATO

SOLUBILE

Inalazione

Intermedia

0.0001 mg/m3


CROMO (III)

PARTICOLATO

INSOLUBILE

Inalazione

Intermedia

0.005 mg/m3

90

Respiratori

Provvisorio

09/08

016065-83-1

Intermedia

0.005 mg/kg/giorno

100 Ematologici Provvisorio 09/08 018540-29-9

CROMO (VI)

Ingestione


100 Gastrointestinali

Provvisorio

Intermedia

0.000005 mg/m3


CROMO((VI),

NEBBIE ED

AEROSOL

Inalazione

Cronica 0.000005 mg/m3

100 Respiratori Provvisorio

CROMO (VI)

PARTICOLATO

Inalazione

Intermedia

0.0003 mg/m3


MANGANESE,

RESPIRABILE

Inalazione

Cronica 0.0003 mg/m3

100 Neurologici Provvisorio 09/08 007439-96-5

Intermedia

0.0002 mg/m3

30 Respiratori Finale 09/05 007440-02-0

NICHEL

Inalazione Cronica 0.00009

mg/m3 30 Respiratori

Inalazione

Acuta 0.0002 mg/m3

100 Respiratori Finale 07/92 007440-62-2

VANADIO

Ingestione

Intermedia

0.003 mg/kg/giorno

100 Renali

Intermedia

0.3 mg/kg/giorno

3 Ematologici Finale 09/05 007440-66-6

ZINCO

Ingestione


3 Ematologici

Acuta 0.009 ppm 300 Immunologici

Finale 08/07 000071-43-2

Intermedia

0.006 ppm 300 Immunologici

Inalazione

Cronica 0.003 ppm 10 Immunologici

BENZENE

Ingestione


30 Immunologici

165


Moimacco

Acuta 10 ppm 30 Neurologici Provvisorio 09/07 000100-41-4

Intermedia

0.7 ppm 300 Neurologici

Inalazione

Cronica 0.3 ppm 300 Renali

ETILBENZENE

Ingestione

Intermedia

0.5 mg/kg/giorno

100 Epatici

Acuta

1 ppm

10

Neurologici

Finale

09/00

000108-88-3

Inalazione Cronica 0.08 ppm 100 Neurologici

Acuta 0.8 mg/kg/giorno

300 Neurologici

TOLUENE

Ingestione

Intermedia

0.02 mg/kg/giorno

300 Neurologici

Acuta 2 ppm 30 Neurologici Finale 08/07 001330-20-7

Intermedia

0.6 ppm 90 Neurologici

Inalazione

Cronica 0.05 ppm 300 Neurologici

Acuta

1 mg/kg/giorno

100 Neurologici

Intermedia

0.4 mg/kg/giorno

1000 Neurologici

XYLENI, (miscela

orto, para, meta)

Ingestione

Cronica 0.2mg/kg/giorno

1000 Neurologici

RfD ed RfC IRIS – US-EPA

RfD IRIS – US-EPA

Sostanza N° CAS Effetti critici RfD per

ingestione

Fattore di

incertezza

(UF)

Fattore di

Modificazione

(MF)

Valore di

partenza

(dal quale è

derivato il

RfD)

Grado di

affidabilità

complessivo

(della stima

dl RFD)

Arsenico

inorganico

7440-38-2

Iperpigmentazione, cheratosi e possibili complicanze vascolari

3 x10-4

mg/kg-giorno

3 1 NOAEL: 0.0008 mg/kg-giorno

Medio

Benzene 71-43-2

Diminuzione numero linfociti

4.0 x10-3

mg/kg- giorno

300 1 BMDL: 1.2 mg/kg-day

Medium

Cadmio 7440-43-9

Proteinuria significativa -a) 5 x10-4 mg/kg-giorno

-a) b) 10 -a) –b) 1 a)NOAEL: 0.005 mg/kg- giorno

Alto

166


Moimacco

(acqua) -b) 1 x10

-3

mg/kg- giorno (alimenti)

(acqua) - b)NOAEL: 0.01 mg/kg- giorno (alimenti)

Cromo III

(Sali

insolubili)

16065-83-1

Nessun effetto osservato

1.5 mg/kg-giorno

100 10 NOAEL (ADJ): 1468 mg/kg-giorno

Basso

Cromo VI 18540-29-9

Nessuno riportato 3 x10-3

mg/kg-giorno

300 3 NOAEL (ADJ): 2.5 mg/kg-day

Basso

Etilbenzene 100-41-4

Tossicità renale ed epatica

1 x10-1

mg/kg-giorno

1000 1 NOEL: 97.1 mg/kg-giorno

Basso

Piombo e

composti

(inorganici)

7439-92-1

L’IRIS-EPA non ha stimato un valore RfD orale

Manganese 7439-96-5

Effetti sul sistema nervosa centrale (altri effetti: disturbi neurocomportamentali)

1.4 x10-1

mg/kg-giorno

1 1 NOAEL: 0.14 mg/kg-giorno

Medio

Nichel

carbonile

13463-39-3

Non valutato dall’IRIS-EPA

Nichel

polveri di

raffineria

ND Non valutato dall’IRIS-EPA

Nichel

disolfuro

12035-72-2

Non valutato dall’IRIS- EPA

Nichel Sali

solubili

ND Diminuzione del peso corporeo e del peso degli organi

2 x10-2

mg/kg-giorno

300 1 NOAEL: 5 mg/kg-giorno

Medio

Toluene 108-88-3

Aumento del peso renale

0,08 mg/kg-giorno

3000 1 BMDL: 238 mg/kg-giorno

Medio

Vanadio

pentossido

1314-62-1

Diminuzione della cistina nei capelli

9 x10-

mg/kg-giorno

100 1 NOAEL: 0.89 mg/kg-day

Basso

Xileni 1330-20-7

Diminuzione del peso corporeo, aumento della mortalità

0.2 mg/kg-giorno

1000 1 NOAEL: 179 mg/kg-giorno

Medio

Zinco e

composti

7440-66-6

Diminuzione dell’attività della superossidodismutasi Cu/Zn eritrocitaria

0.3 mg/kg-giorno

3 1 LOAEL: 0.91 mg/kg-giorno

Medio/Alto

167


Moimacco

RfC IRIS – US-EPA

Sostanza N° CAS Effetti critici RfC Fattore di

incertezza

(UF)

Fattore di

modificazione

MF

Valore di

partenza

(dal

quale è

derivato

il RfC)

Grado di

affidabilità

complessivo

(della stima

dl RFC)

Arsenico

inorganico

7440-38-2

Non valutato da IRIS-EPA

Benzene 71-43-2 Diminuzione numero linfociti

3x10-2

mg/m

3

300 1 BMCL : 8.2mg/m

3

Medio

Cadmio 7440-43-9


Cromo III

(Sali

insolubili)

16065-83-1

L’IRIS-EPA non ha stimato un valore RfC

Cromo VI 18540-29-9

a)- Atrofia del setto nasale b)- Lattato deidrogenasi nel liquido di lavaggio broncoalveolare

a)- 8x10-6 mg/m3 (Nebbie di acido cromico e aerosol con CrVIdisciolto) b)-1x10-4 mg/m3 CrVI in particolato

a) 300 b) 90

a) 1 b) 1

a)- LOAEL (ADJ): 0.000714 mg/m

3

b)- BMC10 (ADJ): 0.034 mg/m3

a)-Basso b)-Medio

Etilbenzene 100-41-4

Effetti tossici sullo sviluppo

1 mg/m3 300 1 NOAEL (HEC): 434 mg/m

3

Basso

Piombo e

composti

(inorganici)

7439-92-1


Manganese 7439-96-5

Disturbi neurocomportamentali

5x10-5

mg/m

3

1000 1 LOAEL (HEC): 0.05 mg/m

3

Medio

Nichel

carbonile

13463-39-3


Nichel

polveri di

raffineria


Nichel

disolfuro

12035-72-2


Nichel Sali

solubili


Toluene 108-88-3

Effetti neurologici in lavoratori esposti

5 mg/m3

10 1 NOAEL (ADJ): 46 mg/m

3

Alto

168


Moimacco

Vanadio

pentossido

1314-62-1


Xileni 1330-20-7

Disturbi della coordinazione motoria

0.1 mg/m3 300 1 NOAEL

(HEC): 39 mg/m

3

Medio

Zinco e

composti

7440-66-6

L’IRIS-EPA non ha stimato un valore RfC

Unit Risk Inalatorio (IUR)

Sostanza

Inquinante

Unit risk

inalatorio

Livello di

rischio

10-4

(1/10000)

Livello di

rischio

10-5

(1/100000)

Livello di

rischio

10-6

(1/1000000)

Dati dose risposta

Arsenico inorganico

4.3x10-3

per µg/m

3

2x10-2

(µg/m3) 2x10

-3(µg/m

3) 2x10

-4(µg/m

3) Tipo di tumore: cancro polmonare.

Studio su uomini. Via di esposizione: inalazione occupazionale.Riferimento: Brown and Chu, 1983a,b,c; Lee-Feldstein, 1983; Higgins, 1982; Enterline and Marsh, 1982

Cadmio 1,8 x10-3

per µg/m

3

6x10-2

(µg/m3) 6x10

-3

(µg/m

3)

6x10-4

(µg/m3) Tipo di tumore: decessi per cancro dei

polmoni, trachea, 102

bronchi Studio su uomini Via d’esposizione: inalazione sul posto di lavoro Riferimento: Thun et al. 1985

Cromo esavalente

1,2x10-2

per µg/m3

8x10-3

(µg/m

3)

1,2x10-4

(µg/m

3)

1,2x10-5

(µg/m3)

Tipo di tumore: cancro dei polmoni, Studio su uomini Via d’esposizione: inalazione occupazionale Riferimento: Mancuso, 1975

Benzene103

da 2,2x10-6

a 7,8x10-6

per µg/m3

da 13.0 a 45.0 µg/m

3

da 1.3 a 4.5 µg/m

3

da 0.13 a 0.45 µg/m

3

Tipo di tumore: leucemia Studio su uomini Via di esposizione: inalazione Riferimento: Rinsky et al., 1981, 1987; Paustenbach et al., 1993; Crump and Allen, 1984; Crump, 1992, 1994; U.S. EPA, 1998.

169


Moimacco

Nichel (polveri da raffineria)

2,4x 104r

per (µg/m3)

4x10-1

µg/m3 4x10

-2 µg/m

3 4x10

-3 µg/m

3 Tipo di tumore: Cancro

polmonare Studio su uomini Via di esposizione: inalazione occupazionale (lavoratori in raffinerie e non) Riferimento::Enterline and Marsh, 1982; Chovil et al., 1981; Peto et al., 1984; Magnus et al., 1982

Nichel disolfuro

4.8 x 104r

per (µg/m3)

2x10-1

µg/m3 2x10

-2 µg/m

3 2x10

-3 µg/m

3 Tipo di tumore: Cancro polmonare

Studio su uomini Via di esposizione: inalazione occupazionale (lavoratori in raffinerie e non) Riferimento::Enterline and Marsh, 1982; Chovil et al., 1981; Peto et al., 1984; Magnus et al., 1982

Gli EMEGs Air sono uguali agli MRL per cui possiamo fare un primo confronto diretto con i MRL Cronici Inalatori, se presenti per la sostanza.

103

Per il benzene sono individuati 2 diversi valori di unit risk in base alla scelta di diversi modelli di estrapolazione utilizzati per la stima del rischio ambientale, e per diverse stime di esposizione dei lavoratori del principale studio epidemiologico sui cui si basa il calcolo dell’unit risk (et al., 1981, 1987) were subjected

170


Moimacco

Tabella di confronto tra Unit Risk e RfC delle Air Quality Guidelines dell’OMS, e Unit Risk RfC dell’US-EPA e

concentrazioni riscontrate nella area dall’ARPA

A) CP1: Cividale del Friuli - abitato di Grupignano B) CP2: Moimacco – abitato di Bottenicco C) CP3: Moimacco – abitato di Moimacco- Via dell’Ancona D) CP4: Zona Industriale Coop Consumatori Nord Est E) Sito RAD1: Moimacco - incrocio Via Cividale – Via Tecco F) Sito RAD2: Moimacco - Rotonda Via Cividale- Via Soravilla G) Sito RAD3: Moimacco - Zona Industriale – Via Soravilla H) MM2: Cividale del Friuli – Zona Industriale Coop Consumatori Nord Est

I) MM3: Moimacco – Area scolastica Le concentrazioni riportate sono le medie massime

Composti Conc.

1/1000000

WHO

Air Qualità

Guidelines

Conc.

1/1000000

IRIS -EPA

RfC WHO

Air Qualità

Guidelines

RfC

IRIS - EPA

Concentrazioni Zona Residenziale Concentrazioni

Zona Industriale

Arsenico 0,66 ng/m³

0,2 ng/m³

0,6 ng/m³ (A)

0,5 ng/m³ (B)

0,7 ng/m³ (C)

38,8 ng/m³ (D)

Cadmio 0,0006 µg/m

0,4 ng/m³ (A)

0,3 ng/m³ (B)

0,3 ng/m³ (C)

1,3 ng/m³ (D)

Cromo(1)

0,025 ng/m³ (cromo VI)

0,001µg/m³ (A)

<0,001µg/m³ (B)

0,002µg/m³ (C)

0,115µg/m³ (D)

Manganese 0,15µg/m³ (media annuale)

0,05µg/m³ 0,02µg/m³ (A)

0,02µg/m³ (B)

0,03µg/m³ (C)

0,26µg/m³ (D)

Ferro 0,4µg/m³ (A)

0,3µg/m³ (B)

0,5µg/m³ (C)

8,7µg/m³ (D)

Nichel 2,5 ng/m³ 4,2 ng/m³ (A)

4,0 ng/m³ (B)

6,6 ng/m³ (C)

69,6 ng/m³ (D)

Piombo 0,5 µg/m³ (media annuale)

0,01µg/m³ (A)

0,01µg/m³ (B)

0,01µg/m³ (C)

0,08µg/m³ (D)

Vanadio 0,002µg/m³ (A)

0,001µg/m³ (B)

0,002µg/m³ (C)

0,003µg/m³ (D)

Zinco 0,07µg/m³ (A)

0,06µg/m³ (B)

0,08µg/m³ (C)

0,65µg/m³ (D)

Benzene 0,5µg/m³ (E)

0,4µg/m³ (F)

0,6µg/m³ (H)

0,4µg/m³ (G)

2,9µg/m³ (I)

Etilbenzene 1 mg/m³ 2,4µg/m³ (E)

0,5µg/m³ (F)

1,6µg/m³ (G)

Toluene O,26 mg/m³ (media settimanale)

0,4mg/m³ 4,6µg/m³ (E)

1,6µg/m³ (F)

4,0µg/m³ (G)

Xileni 0,1 mg/m³ (media settimanale)

9,7µg/m³ (E)

2,1µg/m³ (F)

7,4µg/m³ (G)

171


Moimacco

Tabella di confronto tra CV (Comparison Values o Valori di confronto) e concentrazioni riscontrate nella area dall’ARPA

Composti CV

Comparison

Value

(Valore di

confronto)

Tipo di CV Concentrazioni Zona Residenziale Concentrazioni

Zona Industriale

Arsenico 0,0002

µg/m³

CREG Conc.

1/1000000

IRIS -EPA

0,6 ng/m³

(A)

0,5 ng/m³

(B)

0,7 ng/m³

(C)

38,8 ng/m³

(D)

Cadmio 0.0006

µg/m3

CREG Conc.

1/1000000

IRIS -EPA

0,4 ng/m³

(A)

0,3 ng/m³

(B)

0,3 ng/m³

(C)

1,3 ng/m³

(D)

0.00008

µg/m3

(cromo

esavalente)

CREG Conc.

1/1000000

IRIS -EPA

Cromo

(cromo

trivalente)

0,001

µg/m³

(A)

<0,001µg/m³

(B)

0,002µg/m³

(C)

0,115µg/m³

(D)

Manganese 0.0003

mg/m3

EMEG-c MRL inal

cr

0,02µg/m³

(A)

0,02µg/m³

(B)

0,03µg/m³

(C)

0,26µg/m³

(D)

Ferro nessuno nessuno - 0,4µg/m³

(A)

0,3µg/m³

(B)

0,5µg/m³

(C)

8,7µg/m³

(D)

Nichel 0,09 µg/m³

0,004

µg/m³

(nichel

fumi di

raffineria)

0,02 µg/m³

(Nichel

disolfuro)

EMEG-c

CREG

CREG

MRL inal

cr

Conc.

1/1000000

IRIS –EPA

Conc.

1/1000000

IRIS -EPA

4,2 ng/m³

(A)

4,0 ng/m³

(B)

6,6 ng/m³

(C)

69,6 ng/m³

(D)

Piombo 0,5 µg/m Air

Quality

Guidelines

OMS

(2000)

Air Quality

Guidelines

OMS

(2000)

0,01µg/m³

(A)

0,01µg/m³

(B)

0,01µg/m³

(C)

0,08µg/m³

(D)

Vanadio 0,002µg/m³

(A)

0,001µg/m³

(B)

0,002µg/m³

(C)

0,003µg/m³

(D)

Zinco 0,07µg/m³

(A)

0,06µg/m³

(B)

0,08µg/m³

(C)

0,65µg/m³

(D)

Benzene 0,03 ppb

0,1µg/m³

CREG Conc.

1/1000000

IRIS -EPA

0,5µg/m³

(E)

0,4µg/m³

(F)

0,6µg/m³

(H)

0,4µg/m³

(G)

2,9µg/m³

(I)

Etilbenzene 200 ppb RMEG 2,4µg/m³

(E)

0,5µg/m³

(F)

1,6µg/m³

(G)

Toluene 80 ppb

300µg/m

EMEG-c MRL inal

cr

4,6µg/m³

(E)

1,6µg/m³

(F)

4,0µg/m³

(G)

Xileni totali

(m,p Xilene

e o-Xilene)

50 ppb EMEG-c 9,7µg/m³

(E)

2,1µg/m³

(F)

7,4µg/m³

(G)

172


Moimacco

1) CV ricavato dalla stima dell’EPA della probabilità di sviluppare un tumore respirando questa concentrazione per tutta la vita è di 1 su un milione. 2)CV ricavato dalla stima dell’EPA della probabilità di sviluppare un tumore respirando questa concentrazione per tutta la vita è di 1 su un milione. 3)La forma predominante di Cromo nelle emissioni in atmosfera è la trivalente in particolare in forma di particolato fine o aerosol (Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR). Toxicological Profile for Chromium. U.S. Public Health Service, U.S. Department of Health and Human Services, Atlanta, GA. 1998. SAIC. PM/Toxics Integration: Addressing Co-Control Benefits. Submitted to U.S. Environmental Protection Agency, Office of Air Quality Plannng and Standards, Research Triangle Park, NC. 1998.) Il cromo trivalente non è cancerogeno. Per il cromo trivalente l’ATSDR non ha stabilito un MRL e l’IRIS EPA non ha stabilito un RfC; ma solo un RfD (quindi per ingestione) di 1,5/mg/kg/die. 4) Per il Piombo l’ATSDR non stabilisce un MRL; nemmeno l’IRIS-EPA stabilisce un valore di RfC o RfD per il piombo e i composti inorganici del piombo; come valore di confronto si farà riferimento al valore guida delle Air Qualità Guidelines (2000) dell’OMS. 5) Il fattore di conversione per il benzene è 1 ppm = 3.19 mg/m

3. Il CV stato ricavato dalla stima dell’EPA della probabilità

di sviluppare un tumore respirando questa concentrazione per tutta la vita è di 1 su un milione; la stima dell’EPA varia tra 0.13 to 0.45 µg/m

3; è stato scelto il valore più cautelativo.

6) Il fattore di conversione per il toluene è 1 ppm = 3.77 mg/m3.

A) CP1: Cividale del Friuli - abitato di Grupignano B) CP2: Moimacco – abitato di Bottenicco C) CP3: Moimacco – abitato di Moimacco- Via dell’Ancona D) CP4: Zona Industriale Coop Consumatori Nord Est E) Sito RAD1: Moimacco - incrocio Via Cividale – Via Tecco F) Sito RAD2: Moimacco - Rotonda Via Cividale- Via Soravilla G) Sito RAD3: Moimacco - Zona Industriale – Via Soravilla H) MM2: Cividale del Friuli – Zona Industriale Coop Consumatori Nord Est I) MM3: Moimacco – Area scolastica Le concentrazioni riportate sono le medie massime.

Il confronto con i valori di riferimento dei singoli inquinanti non tiene comunque conto delle miscele di inquinanti. Il metodo di risk assessment con approccio tossicologico nel paragrafo successivo tiene conto delle miscele di inquinanti ma nel calcolo dell’indice di rischio del rischio cancerogeno viene considerato solo l’effetto additivo. Confrontando le concentrazioni rilevate nel monitoraggio in zona residenziale con alcuni valori guida ambientali, come previsto nella procedura di screening del Public Health Assessment dell’ATSDR, risulta che alcune concentrazioni superano leggermente i valori di confronto. Va sottolineato che i valori di confronto ambientali (EMEGs) sono solo valori di screening, e non indicatori degli effetti di salute pubblica. I valori di confronto non sono livelli soglia della tossicità. I valori di confronto non vanno utilizzati per prevedere effetti avversi per la salute. Questi valori servono solamente come linee guida per fornire uno screening iniziale della esposizione umana alle sostanze. Se le concentrazioni che sono pari o inferiori al valore di riferimento rilevante possano essere considerate ragionevolmente sicure, da ciò non deriva che ogni concentrazione ambientale che eccede il valore di confronto produca effetti avversi per la salute. Anche i valori (CREGs) per gli effetti cancerogeni vanno considerati valori di screening. I superamenti non riguardano i valori EMEG (cioè di tossicità), ma alcuni CREG (ovvero valori guida dell’ATSDR per effetti cancerogeni); in particolare l’arsenico, il benzene e il cromo; per il cromo va tenuto presente che è stato confrontato con il cromo esavalente mentre è stato misurato nel corso del monitoraggio il cromo totale che in atmosfera è in prevalenza nella forma trivalente; i valori non sono confrontabili, ma assumendo una ipotesi estremamente conservativa, cioè che tutto il cromo fosse esavalente, si è effettuato ugualmente, un confronto. Per le sostanze cancerogene monitorate nell’area (residenziale) è stato effettuata quindi una valutazione quantitativa del rischio cancerogene.

173


Moimacco

4) Valutazione del rischio cancerogeno

Va precisato innanzitutto che i metodi utilizzati danno delle stime del rischio; sono quindi utili per avere delle indicazioni sul rischio determinato da uno specifico inquinamento. Infatti se i passaggi del risk assessment e le formule per calcolare l’esposizione e il rischio sono ben definite, i fattori di esposizione i dati di tossicità ed anche gli algoritmi utilizzati dai vari software non sono altrettanto definite; basta una variazione nei fattori di esposizione che vengono scelti nell’analisi di rischio per modificare di molto i risultati; altrettanto si può dire per i valori tossicologici che non sono univoci nelle diverse banche dati (questi si basano infatti sui NOAEL -ovvero la concentrazione alla quale non si sono mai riscontrati, in ricerche sperimentali di laboratorio anche su animali, o in studi epidemiologici in genere su lavoratori esposti, effetti avversi sulla salute – moltiplicati su fattori di incertezza che variano anche di decine di volte tra una banca dati e l’altra). Da questo deriva che nelle analisi di rischio sui siti contaminati a seconda del software utilizzato i risultati cambiano anche di uno o più ordini di grandezza. Nel nostro studio abbiamo scelto come concentrazioni di esposizione le più elevate rilevate nel corso del monitoraggio; sono state utilizzate le medie già calcolate dall’ARPA non gli upper confidence limits (UCL) che vengono usati quando si hanno dati di monitoraggio nel suolo o nelle acque di falda e i campioni sono relativamente imitati. Abbiamo utilizzato il software RISC4 BP versione demo, con il quale si può scegliere fra le vie di esposizione anche esclusivamente la via di esposizione “inalazione di aria outdoor” (con i software RBCA toolkit, ROME e GIUDITTA la via di esposizione inalazione aria outdoor è la via finale di una contaminazione del sulo o della falda acquifera). Va precisato che il software sopraccitato è concepito per l’analisi di rischio sanitario ambientale dei siti contaminati, e utilizza algoritmi realizzati per tali fini; anche utilizzando la formula e i fattori di esposizione riportati nei capitoli precedenti il risultato non cambia sostanzialmente. Per quanto riguarda gli effetti cancerogeni sulla salute umana, è necessario definire un criterio di tollerabilità del rischio nell’analisi di rischio, dato che il rischio zero non esiste; i risultati dell’analisi sono espressi come rischio incrementale; un rischio di 10-6, significa che il rischio incrementale di contrarre un tumore è per un individuo su un milione. Il rischio di 10-6 è considerato accettabile per una singola sostanza cancerogena (valore di rischio individuale o TR), e il rischio di 10-5 è considerato accettabile per la sommatoria di più sostanze cancerogene (valore di rischio cumulativo o TRCUM). Questo valore è stato definito dagli istituti scientifici che svolgono la attività di supporto al Ministero dell’Ambiente per le procedure di analisi del rischio inerenti i siti di interesse nazionale (APAT, ISS, ISPESL).

174


Moimacco

Dati tossicologici e valori di default dei fattori di esposizione RISC4

Sostanza Inalazione di aria esterna

Arsenico 1,7E-08

Benzene 2,3E-08

Cadmio 4,1E-09

Cromo esavalente104 9,3E-07

Nichel 8,9E-09

Totale 9,9E-07

Rischio cancerogeno negli adulti


Arsenico 1,1E-07

Benzene 1,5E-07

Cadmio 2,5E-08

Cromo esavalente 5,8E-06

Nichel 5,5E-08

Totale 6,1E-06

Rischio cancerogeno nei bambini


Arsenico 1,2E-07

Benzene 1,7E-07

Cadmio 2,9E-08

Cromo esavalente 6,7E-06

Nichel 6,4E-08

Totale 7,1E-06

Rischio cancerogeno adulti e bambini Non si sono rilevati valori di rischio cancerogeno cumulativo superiori ai valori considerati accettabili dall’Istituto Superiore di Sanità. Visti i risultati del monitoraggio (bassi livelli di inquinamento nella aree residenziali) il supplemento di studio in corso potrebbe anche considerarsi non necessario; ma specialmente per i motivi menzionati in precedenza (perdurante allarme della popolazione, nonostante i non elevati livelli di inquinamento nelle zone residenziali misurati dall’ARPA), e in parte perchè un monitoraggio ambientale per quanto completo ed esaustivo come quello effettuato dall’ARPA non può necessariamente per motivi tecnici interessare tutti gli inquinanti e comunque non sono conosciuti i livelli di inquinamento degli anni passati, riteniamo ugualmente utile l’approfondimento dello studio. Nel caso si rilevasse un numero di casi di malattie correlabili con l’inquinamento, significativamente (in base a criteri statistici) maggiore nelle aree più vicine alla ZI, questo non vorrebbe automaticamente dire che le

104

Per inserire i dati del monitoraggio del cromo si è adottato un criterio molto conservativo e cautelativo, consigliato dall’Istituto Superiore di Sanità nelle analisi di rischio: se non si conoscono le percentuali di cromo esavalente (CrVI, tossico e cancerogeno) e di cromo trivalente (CrIII,meno tossico e non cancerogeno) in quanto è stato misurato solo il cromo totale (CrVI e CrIII), si assume nell’analisi di rischio che tutto il cromo totale misurato sia cromo esavalente. In realtà la percentuale di CrVI nel Cr totale potrebbe essere anche molto bassa.

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Moimacco

malattie rilevate in numero maggiore sono correlate con l’inquinamento. Questo perché i livelli di inquinamento rilevati nelle aree residenziali , come già detto, sono relativamente bassi, e i fattori di rischio per una stessa malattia (come le neoplasie) sono molti. In caso di riscontro di un un numero di malattie statisticamente maggiore nelle aree vicino alla Z.I. si dovrà quindi indagare anche su altri fattori di rischio. L’eventualità che non si rilevasse un aumento di malattie correlabili con l’inquinamento maggiore nelle aree vicine alla Zona Industriale invece rafforzerebbe ulteriormente quanto già riscontrato in precedenza (bassi livelli di inquinamento nelle aree residenza e non evidenza statisticamente significativa di aumento di neoplasie nelle aree attorno alla Z.I..

Limiti della valutazione del rischio.

Vanno precisati i limiti della valutazione del rischio presentata nelle pagine precedenti. Innanzitutto le concentrazioni di inquinanti in atmosfera utilizzate nella valutazione hanno riguardato solo alcuni inquinanti e le misurazioni sono state effettuate per periodi di tempo limitati. Non si è presa in considerazione il PM10 in quanto per questo inquinante va effettuata in genere una valutazione del rischio con approccio epidemiologico e non tossicologico; per effettuarla sarebbero stati necessari dati di monitoraggio su più centraline e per periodi continuativi di almeno un anno (il software AirQ realizzato dall’Organizzazione Mondiale della Sanità per questo tipo di indagini è ideato per inquinamento in ambito urbano, e nel programma vanno inseriti tra i dati di più centraline quelli della centralina che registra i dati peggiori – una centralina da traffico – e quella che registra i dati migliori – una centralina per i valori di fondo-). Con l’approccio epidemiologico possono essere stimati gli effetti dell’esposizione (tenendo conto comunque del fatto che gli effetti dell’esposizione a determinate concentrazioni di inquinante si basano su altri studi epidemiologici con risultati non sempre univoci, per la concomitante esposizione a diversi inquinanti, e che i dati di monitoraggio utilizzati sono sempre una approssimazione della reale esposizione). D’altra parte, come è gia stato detto in precedenza, la maggior parte degli inquinanti sono contenuti nel particolato, in diverse percentuali; le percentuali sono differenti secondo il luogo di campionamento del particolato, ma i metalli pesanti e gli Idrocarburi Policiclici Aromatici (non misurati nell’area) sono presenti sia nel particolato campionato in zone industriali, sia in aree urbane o di traffico autoveicolare, sia in aree rurali. Gli effetti sanitari dell’esposizione al PM10 e alle altre frazioni più fini descritti in precedenza includono in generale quindi anche gli effetti delle singole sostanze contenute nel particolato (anche se sono state riscontrate differenze tossicologiche fra PM 10 con diverso contenuto di metalli pesanti). Va inoltre precisato che il software utilizzato per la valutazione del rischio tossicologico (RISC4 BP) è utilizzato abitualmente per l’analisi del rischio sanitario ambientale in aree contaminate da sostanze chimiche con sorgente di inquinamento nel suolo o nelle acque sotterranee (ad esempio sversamenti di idrocarburi o di altri composti chimici) e non sorgente primaria in atmosfera. Con l’approccio tossicologico si utilizzano valori di riferimento ai quali non si prevede alcun effetto sulla salute, valori estremamente cautelativi105i; il superamento di questi valori non implica la possibilità di effetti sulla salute ma solo la necessità di un ulteriore approfondimento. Anche con il calcolo dose risposta non si stimano

105 Sono livelli indicati per la prevenzione a lungo termine degli effetti sulla salute umana o sull’ambiente, per il benessere della popolazione o per costituire parametri di riferimento per l’istituzione di zone specifiche di protezione ambientale Si tratta di riferimenti improntati su criteri di estrema cautela, proposti da Organizzazioni riconosciute in campo internazionale e basati sui risultati dei lavori condotti da gruppi scientifici. per il principio della cautela i valori guida sono significativamente inferiori (100 o più volte) rispetto ai livelli che possono costituire oggetto di disturbi sanitari, anche lievi, nei soggetti esposti. Come il Valore obiettivo non sono norme di qualità ambientale, ossia Valori limite. Ad esempio l’OMS per la definizione del Valore guida per l’esposizione continuativa all’Acido Solfidrico, indicato pari a 150 µg/m

3 come media giornaliera, si è basata sul concetto di LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level,

ossia la più bassa concentrazione di una sostanza in grado di causare effetto sulla salute umana) assunto pari a 15.000 µg/m3

(≡ 15

mg/m3, ossia ∼ 11 ppm ) che provoca l’insorgenza di sintomi iniziali di irritazione della congiuntiva oculare umana. Da questo valore di

LOAEL diviso per un fattore di protezione relativamente elevato (fattore 100) è stato ricavato il Valore guida proposto dalla OMS-WHO.(da Sistema informativo ambientale della Regione Toscana)

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Moimacco

degli effetti sulla salute dovuti all’esposizione ma solo il superamento o meno di un indice di rischio (il cui superamento non implica necessariamente effetti sulla salute, basandosi su valori di riferimento estremamente cautelativi). Va quindi sottolineato che la valutazione del rischio con approccio tossicologico qui effettuata

può avere solo un valore orientativo.

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Moimacco

Metodi diretti

Per lo studio di effetti sanitari nella popolazione residente attorno alla zona industriale correlabili con l’esposizione agli inquinanti, è stata effettuata una revisione di studi analoghi in letteratura scientifica, identificate le fonti di dati disponibili e la popolazione oggetto dello studio. La popolazione oggetto di studio è quella residente in un raggio di 4 Km dalle principali fonti di inquinamento atmosferico dalla zona industriale, dal 2000 al 2005. Come indicatori di esposizione sono stati scelti gli inquinanti monitorati dall’ARPA e la distanza dalla zona industriale. Come indicatori di effetto sono stati individuati la mortalità per neoplasie (considerata la presenza tra gli inquinanti monitorati di sostanze cancerogene: arsenico, cadmio cromo, nichel, benzene, PM10) e per tutte le cause, malattie cardiovascolari e respiratorie (considerata la presenza del PM10). L’area compresa nel raggio di 4 km è stata suddivisa in otto corone circolari concentriche e sono state calcolate le morti attese in ciascuna corona e le morti effettivamente osservate per le cause sopraccitate dal 2000 al 2005. Il rapporto tra i morti osservate e i morti attesi si chiama SMR (Rapporto Standardizzato di Mortalità) ed indica se c’è un eccesso di mortalità rispetto alla popolazione generale di riferimento. Nell’analisi effettuata si è rilevato un eccesso di mortalità statisticamente significativo per cause naturali in maschi, femmine e totale, e per cause cardiovascolari in femmine e totale nella fascia tra 3 e 3,5 km e un eccesso di mortalità per neoplasie totale (maschi e femmine) nella fascia 2-2,5Km e per malattie del sistema circolatorio in femmine nella fascia 3,5-4 km. Sono stati effettuati quindi utilizzati due metodi statistici: uno, il Funnel plot, per distinguere quanti di questi eccessi fossero spiegabili con la variabilità intrinseca (dovuta ad esempio al relativamente basso numero di abitanti in alcune fasce), l’altro, il test di Stone, per verificare se c’è un gradiente ovvero un aumento nella mortalità man mano che ci si avvicina alla fonte di inquinamento. Con l’analisi dei dati mediante Funnel plot la mortalità per cause naturali nelle femmine e totale (maschi e femmine) e per cause cardiovascolari nelle femmine si è confermata fuori controllo statistico, ovvero non spiegabile con la variabilità intrinseca solo nella fascia tra 3 e 3,5 km. Questo eccesso è però spiegabile con la presenza nella fascia tra 3 e 3,5 km di una Casa di Riposo, dove a parità di sesso ed età, la popolazione è più fragile; eliminando dai calcoli sia la popolazione della Casa di Riposo che i decessi avvenuti in questa l’eccesso scompare. Per quanto riguarda il gradiente, con il test di Stone non si è rilevato alcun aumento di mortalità statisticamente significativo correlato con la riduzione della distanza dalla zona industriale.

Per effettuare lo studio epidemiologico sugli effetti dell’inquinamento nella popolazione residente intorno alla zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco dobbiamo 1) esaminare la letteratura scientifica relativa a situazioni di inquinamento simili a quello in esame, 2) individuare degli indicatori di esposizione (inquinanti ai quali è esposta la popolazione nell’area), 3) degli indicatori di effetto (effetti sanitari sulla popolazione correlabili con l’esposizione agli inquinanti individuati), 4) la popolazione esposta, e 5) un metodo di studio degli effetti sanitari sulla popolazione correlabili all’esposizione agli inquinanti (ovvero un eventuale eccesso

di malattie correlabili con l’esposizione agli inquinanti)106.Nelle pagine seguenti si illustreranno le fasi dello studio:

• Revisione studi su effetti sanitari dell’inquinamento da fonti industriali

• Ricerca e valutazione delle fonti di dati disponibili (ambientali, anagrafici, sanitari)

• Individuazione di Indicatori di esposizione

• Individuazione di Indicatori di effetto

• Identificazione dell’area e della popolazione e loro caratteristiche

• Metodii: linkage dati ambientali, anagrafici e sanitari ed elaborazione statistica dei dati

• Risultati

106 Si fa riferimento al documento “Definizione di line guida per studi di epidemiologia ambientale in piccolo aree” Gruppo di lavoro GEA-AIE n.1 – E. Cadum, P. Comba, L. Fazzo, P. Michelozzi. Epidem. Prev;30 (1); 11-12

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Moimacco

Revisione studi su effetti sanitari dell’inquinamento da fonti industriali Su effetti dell’esposizione a inquinanti di origine industriale in popolazione residente vicino a zone industriali o impianti industriali esistono numerosi studi: - Se la popolazione è numerosa e l’area industriale estesa e con molteplici fonti di inquinamento diffuso vengono utilizzati rapporti standardizzati di mortalità corretti con estimatori bayesiani (che controllano la variabilità casuale generata dalla bassa frequenza degli eventi osservati) per calcolare la distribuzione del rischio di sviluppare determinate malattie nelle diverse porzioni dell’area studiata. Questi studi sono stati effettuati ad esempio nelle aree ad elevato rischio di crisi ambientale (aree identificate in base alla Legge 8.7.1986 n. 349, che comprendono decine di comuni, e non sono paragonabili all’area oggetto di studio, sia per popolazione che per entità degli insediamenti industriali) e in numerosi altri casi- Per aree più limitate e con fonti puntiformi in genere si fanno confronti spaziali (creazione di centroidi a partire da fonti puntiformi); si assume che l’esposizione diminuisca con la distanza dalla fonte. Vi sono molti studi su casi simili a quello in esame su varie fonti di inquinamento (industrie,inceneritori, discariche), sia per effetti a breve che a lungo termine. Devono essere note le frequenze di eventi per aree geografiche sufficientemente piccole (ad esempio per sezioni di censimento) e i tassi di riferimento su base nazionale o regionale e relativi alla mortalità per causa o all’incidenza. Per la stima della relazione tra probabilità di malattia o morte e distanza dalla sorgente si utilizzano specifici test statistici (es. test di Stone, Score Test) Relativamente a studi in aree vicine ad acciaierie molti sono stati realizzati da Pope CA e coll. nel 1989 e sviluppati negli anni successivi sulla popolazione esposta all’inquinamento atmosferico, la cui maggiore fonte era costituita da acciaierie nella Utah Valley. Nel caso in questione, le acciaierie rimasero chiuse per un lungo periodo e Pope studiò le variazioni nella popolazione esposta, residente nelle vicinanze, dei ricoveri ospedalieri per cause respiratorie, della mortalità generale e per cause respiratorie e cardiovascolari, dell’incidenza di sintomi respiratori, della funzionalità respiratoria nella popolazione, dell’assenteismo scolastico. Negli studi citati era stata considerata la concentrazione nell’aria del PM10 e non dei singoli metalli pesanti o di altre

sostanze tossiche. In studi successivi tossicologici (su animali e sul liquido di broncolavaggio alveolare) comunque è stata rilevata la tossicità del PM10 raccolto nell’area interessata, confermando i risultati degli

studi epidemiologici effettuati nel decennio precedente107. Anche in Italia sono stati effettuati studi sulla popolazione residente vicino ad acciaierie, ma di entità e con caratteristiche diverse e con emissione di inquinanti diversi rispetto all’acciaieria presente nella zona industriale di Cividale del Friuli e Moimacco. In particolare sono stati condotti studi sulla mortalità per neoplasie dell’apparato emolinfopoietico 108e per tumori polmonari109 nella popolazione residente viciono ad

107

Pope CA 3rd , “Respiratory disease associated with community air pollution and a steel mill, Utah Valley” Am J Public Health, 1989; 79: 623-628.

•Pope Ca 3rd, “Respiratory hospital admission associated with PM10 pollution in Utah, Salt Lake, and Cache Valleys” Arch Environ Health, 1991; 46: 90-97. •Archer VE, “Air pollution and fatal lung disease in threee Utah counties” Arch Environ Health, 1990; 45(6): 325-34.

•Pope CA 3rd , Schwartz J, Ransom MR, „Daily mortality and PM10 pollution in Utah valley” Arch Environ Health, 1992; 47(3): 211-7.

•Ransom MR, Pope CA 3rd “Elementary school absences and PM10 Pollution in Utah Valley” Environ Res, 199; 58: 204-219.

•Pope Ca 3rd , Dockery DW, Spengler JD, Raizenne ME, “Respiratory Health and PM10 pollution. A daily time series analysis” Am Rev Respir Dis,1991; 144: 668-674. •Ghio AJ, Devlin RB, “Inflammatory lung injury after bronchial instillation of air pollution particles” Am J Respir Crit Care Med, 2001; 164: 704-708. •Dye JA, Lehmann JR, McGee JK, Winsett DW, Ledbetter AD, Everitt JI, Ghio AJ, Costa DL “Acute pulmonar toxicity of particulate matter filter extracts in rats: coherence with epidemiologic studies in Utah Valley residents” .Environ Health Perspect, 2001; 109 Suppl. 3 : 395-403. •Lay JC, Zeman KL, Ghio AJ, Bennet WD “Effects of inhaled iron oxide particles on alveolar epithelial permeability in normal subjects” Inhal Toxicol, 2001; 13(12): 1065-78. 108 Parodi S., Vercelli M., Valerio F. , Stella A.,Puppo A., Casella C., Cislaghi .- Incidenza dei Tumori dell’apparato emolinfopoietico attorno ad un’acciaieria. Lo scopo dell’indagine è stato lo studio dell’andamento spaziale dell’incidenza dei tumori dell’apparato

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Moimacco

una acciaieria (cokeria) vicino Genova e su ricoveri ospedalieri prima e dopo la chiusura di un reparto (cokeria) della stessa acciaieria.110

Altri studi sono stati effettuati anche sulla popolazione residente vicino altre acciaierie ( di dimensioni minori e tipologie diverse) in regione Friuli Venezia Giulia, sia molti anni fa a Trieste111, che recentemente ancora in fase preliminare a Udine112. Studi su aree dove sono presenti acciaierie sono stati effettuati anche a Taranto ed in altre città italian

emolinfopoietico attorno ad una cockeria, sorgente di inquinamento da benzene. Si è studiata la popolazione dell’area di Cornigliano (Genova), dove è situata la cockeria di un’acciaieria in attività dal dopoguerra ad oggi ed è stata scelta popolazione dell’area di Rivarolo è stata scelta come controllo sulla base dell’analoga distribuzione di fattori socioeconomici e demografici. I dati di incidenza delle due aree sono forniti dal Registro Tumori Regione Liguria. per il periodo 1986-94. I tassi standardizzati di incidenza per 100000 residenti (TS) nelle due aree sono stati prodotti, utilizzando come standard la popolazione italiana (ISTAT, Cens. 1991). Stime di rischio relativo (RR) tra le due aree sono state ottenute con il modello di regressione di Poisson, mentre l’andamento geografico dell’incidenza all’interno di Cornigliano è stato ottenuto tramite la produzione di SIR (Standardised Incidence Ratios) relativi a 6 fasce concentriche del raggio di 500 metri dall’acciaieria. Nonostante l’assenza di un pattern lineare nell’andamento dei SIR, non si può escludere del tutto un’influenza dei fumi della cockeria sull’incidenza delle neoplasie considerata, che potrebbero ricadere a distanza dall’industria stessa. Risulta evidente la presenza di una disomogenea distribuzione spaziale dei rischi. Il confronto con l’area di controllo evidenzia la presenza di un eccesso di rischio per Cornigliano limitato al sesso maschile: ciò suggerisce la presenza di confondenti legati all’attività occupazionale. Sono in corso approfondimenti per stimare il pattern di distribuzione del benzene nelle due aree e per il recupero della storia occupazionale mediante linkage con l’archivio dell’INPS. Parodi S., Vercelli M., Stella A., Stagnaro E., Valerio F. Lymphohaematopoietic system cancer incidence in an urban area near a coke oven plant: an ecological investigation. Occup Environ Med, 60: 187-194, 2003 (tratto da 109 Vercelli M, StagnaroE. , Casella C., Puppo A., Fontana V. , Valerio F. and Parodi S. Incidenza di tumore maligno del polmone presso una cokeria - Diversi studi epidemiologici hanno evidenziato un eccesso di rischio per tumore maligno del polmone in presenza di esposizioni ad inquinanti aerodiffusi. In generale, viene riportato un rischio relativo (RR) compreso tra 1.4 e 2.0 per soggetti residenti in aree maggiormente inquinate vs popolazioni meno esposte.Rischi più elevati sono stati riportati per aree a livelli estremamente elevati di inquinamento atmosferico. Le cokerie rappresentano un’importante fonte industriale di cancerogeni riconosciuti o sospetti, comprese polveri fini, benzene e idrocarburi policiclici aromatici.Tuttavia il loro impatto sulla popolazione esposta rimane, almeno in parte, ancora da determinare. L’obiettivo dello studio è valutare l’andamento spaziale dell’incidenza di tumore maligno del polmone nel quartiere di Cornigliano a Genova, dove un’acciaieria, comprendente una cokeria, è situata in vicinanza delle abitazioni. Sono state selezionate come controllo, l’intera popolazione genovese e il quartiere di Rivarolo, simile a Cornigliano per distribuzione di fattori socio-demografici. Il rischio relativo tra l’area in studio e le due aree di controllo è stato stimato mediante un modello di regressione di Poisson con overdispersion (Binomiale Negativo). Il trend di incidenza attorno alla cokeria è stato valutato con il metodo di Stone, mentre la mappatura del rischio entro Cornigliano è stata realizzata mediante il modello Bayesiano di Besag, York e Mollié (BYM). Il trend di rischio osservato per il sesso femminile nei pressi della cokeria risulta coerente con le misure di esposizione ambientale e con diverse evidenze nella letteratura scientifica. L’assenza di un analogo pattern di rischio nei maschi potrebbe essere attribuito alla più rilevante presenza di confondimento da esposizioni professionali o da fumo. L’eccesso di rischio osservato in entrambi i sessi presso la fonderia dismessa presenta un andamento simile a quello per Linfoma non-Hodgkin rilevato da una precedente indagine. La natura ecologica dell’indagine non consente di trarre conclusioni certe sull’associazione tra l’ esposizione a inquinanti ambientali e rischio di tumore del polmone.In particolare la mancanza di controllo delle esposizioni professionali e da stile di vita (abitudine al fumo) e il migration bias potrebbero avere influenzato l’esito dell’indagine. Ulteriori approfondimenti sono quindi necessari per verificare l’effetto degli inquinanti della cokeria sulla popolazione di Cornigliano e per risalire alle esposizioni responsabili dell’eccesso di rischio presso l’ex-fonderia . Parodi S., Vercelli M. et. Al. Lymphohaematopoietic system cancer incidence in an urban area near a coke oven plant: an ecological investigation. Occup. Environ. Med., 60: 187-194, 2003 110

Casella C., Stagnaro E., Puppo A., Valerio F., Vercelli M. -Inquinamento ambientale e ricoveri ospedalieri tra i residenti in Cornigliano (Genova), prima e dopo la chiusura del reparto cokeria delle acciaierie. 111 Biggeri,1 Fabio Barbone,23 Lagazio,1 Bovenzi,4 and Giorgio Stanta5Air Pollution and Lung Cancer in Trieste, Italy: Spatial Analysis of Risk as a Function of Distance from Sources – Environ Health Perspect 104: 750-754 (1996). Si tratta di uno studio caso controllo sul rischio di tumore polmonare tra la popolazione residente a diverse distanze da quattro sorgenti di inquinamento: il centro cittadino, un inceneritore, un acciaieria e I cantieri navali. I fattori confondenti specifici dei soggetti sono stati controllati fra I quali abitudine al fumo, attività lavorativa, livelli di particolato atmosferico, Si è rilevato vicino alla sorgente centro cittadino un RR di 2,2 (a distanza zero con lento decremento a distanze maggiori) e vicino all’inceneritore (a distanza zero con rapido decremnto a distanze maggiori) un RR di 6,7. Lo studio ha riguardato decessi dal 1979 al 1981 e dal 1985 al 1986, Nel centro di Frieste negli anni ’70 le polveri totali sospese taggiungevano I 300 µg/m

3 come media giornalera,

112 Si riporta integralmente l’abstract dello studio presentato al 32° Congresso annuale Associazione Italiana di Epidemiologia -

Epidemiologia per la prevenzione - Milano, 15-17 ottobre 2008. Indagine epidemiologica sull’area circostante la Zona Industriale Udinese Castriotta L*, Barbone F*#, Rosolen V#, Deroma L#, Serraino D§, Acchiardi F†, Brianti G†, Lagazio C#, Zamaro G†. *Azienda Ospedaliero-Universitaria “Santa Maria della Misericordia” di Udine;

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Moimacco

Ricerca e valutazione delle fonti di dati disponibili (ambientali, anagrafici, sanitari)

• A) Dati demografici: la fonte dei dati sono gli Uffici Anagrafici dei Comuni di Cividale del Friuli,

Moimacco, Premariacco, Torreano, Remanzacco, Faedis che hanno fornito i dati dal 2000 al 2005

• B) Dati sanitari: la fonte dei dati è principalmente il Sistema Informativo Sanitario Regionale

• C) Dati ambientali: la fonte di dati è l’ARPA-FVG che ha effettuato un monitoraggio degli inquinanti nei diversi comparti ambientali;

• D) Dati geografici: georeferenziazione (implementazione di un sistema geografico informativo al fine di ottenere dati sulle distanze da fonti di inquinamento, distanze tra casi di malattia, cartografie). Nello studio abbiamo utilizzato la georeferenziazione dei numeri civici per i Comuni di Cividale del Friuli e Moimacco fornitaci dall’ U. O. Ecologia del Comune di Cividale e l’Ufficio Tecnico di Moimacco, mentre per gli altri Comuni ci la localizzazione dei numeri civici è stata ricavata dalla carta tecnica regionale e da sopralluoghi.

#Università degli Studi di Udine, †Azienda per i Servizi Sanitari n°4 “Medio Friuli”; §Registro Tumori del Friuli Venezia Giulia – Centro di Riferimento Oncologico di Aviano (PN). Introduzione. Diversi studi hanno descritto lo stato di salute di popolazioni residenti esposte a inquinamento di origine industriale. Per specifici siti industriali sono stati spesso osservati importanti eccessi per specifiche cause di morte o patologie ma le interpretazioni in senso causale degli eccessi di rischio rilevati sono difficili e discordi. Obiettivi. Per valutare le condizioni di salute dei residenti presso l’area industriale situata a sud di Udine e stata condotta in collaborazione con le istituzioni locali un’indagine epidemiologica che ha come scopo, nella sua parte descrittiva, lo studio dei tassi di mortalita, relativamente al decennio 1995-2004, per patologie cardiovascolari, respiratorie e tumorali ed in seconda battuta, lo studio dei tassi di incidenza di patologie tumorali tra il 1995 ed il 2003. In particolare, tramite il test di Stone, si e studiata l’eventuale presenza di un gradiente “rischio-distanza” a partire dalla sorgente puntiforme. Materiali. L’area di interesse e stata identificata costruendo un cerchio, avente raggio di 5 km e come centro, il baricentro del principale insediamento produttivo, un’acciaieria. All’acciaieria e stato assegnato il valore di georeferenziazione, secondo la proiezione di Gauss-Boaga e sono stati individuati comuni e frazioni che insistono all’interno dell’area stessa e la popolazione oggetto di studio. I dati geografici georeferenziati ed anagrafici, del decennio 1995-2004, sono stati forniti dai Comuni. Le schede di morte e i dati di incidenza delle neoplasie, sono stati forniti rispettivamente dall’ASS4 e dal Registro Tumori regionale. Sono stati calcolati i tassi di mortalita, del decennio 1995-2004, per tutte le cause, cause naturali, patologie cardiovascolari, respiratorie, tumorali, neoplasie di trachea-bronchi-polmoni, del sistema linfatico ed ematopoietico, della laringe, della pleura, e della vescica. In seguito, per le stesse neoplasie, sono stati calcolati i tassi di incidenza. L’area oggetto di studio e stata suddivisa in 8 sottoaree concentriche e la popolazione distribuita a seconda delle coordinate di georeferenziazione. I tassi sono stati utilizzati per la standardizzazione interna e la stima dei casi attesi, al fine di applicare il test di Stone. Il test e stato applicato considerando tutta l’area nel complesso e focalizzandosi sul settore di sud-ovest, quello interessato dai venti prevalenti. Risultati. Per i decessi per neoplasie del polmone, nel settore di sud-ovest eseguito sul campione non stratificato per sesso, il test di Stone restituisce valori statisticamente significativi in entrambe le statistiche test: test sul massimo SMR (p=0,03) e rapporto di verosimiglianza (p=0,04). La tabella mostra gli SMR calcolati. Per quanto concerne l’incidenza delle neoplasie del polmone nel periodo 1995-2003, il test di Stone appare sovrapponibile al test sulla mortalita, benche i casi osservati siano inferiori ed il solo test sul massimo SIR presenti un valore prossimo alla significativita (p=0,052). Conclusioni. L’utilizzo della georeferenziazione per l’esatto calcolo della distanza dalla sorgente puntiforme ha fornito risultati suggestivi sull’impatto sulla salute prodotto dall’emissioni inquinanti che derivano dalla Zona Industriale Udinese che saranno approfonditi nelle successive fasi analitiche dell’indagine.

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Moimacco

Individuazione di indicatori di esposizione Per quanto riguarda gli indicatori di esposizione si richiama a quanto già esposto nel capitolo sul Risk Assessment. In generale l’analisi dell’esposizione può essere effettuata con metodi diretti o indiretti; la figura seguente esemplifica i due differenti approcci: i metodi diretti consistono in monitoraggi personali (come è stato fatto in vari casi con i radielli personali per la determinazione dell’esposizione a benzene in studi su benzinai, vigili urbani, o altri studi occupazionali) o ricerca di markers biologici all’esposizione (diffusissimo in campo occupazionale, ma anche utilizzati in campo ambientale specie per lo studio dell’esposizione a specifici inquinanti). Per lo studio indiretto dell’esposizione si possono utilizzare dati di monitoraggio ambientale, modelli di dispersione degli inquinanti, questionari, diari. In assenza di modelli di dispersione degli inquinanti si possono utilizzare altri surrogati della reale esposizione, con un diversi gradi di approssimazione all’esposizione reale.

In una scala che va dalla migliore alla peggiore approssimazione alla reale esposizione possiamo elencare113: 1.Misurazioni personali quantitative ovvero ricerca di markers biologici. Una definizione di biomarcatori è quella proposta dal CDC (Centers for Disease Control) di Atlanta: “… misura diretta dell’esposizione degli individui della popolazione a sostanze tossiche ambientali per mezzo della loro

113

L'utilizzo di informazioni geografiche per lo sviluppo di modelli di valutazione dell’esposizione in area urbana -Andrea Ranzi ARPA EmiliaRomagna,D.T.CTRAmbienteSaluteCorso di formazioneNuove applicazioni dell’informazione geografica per la gestione e l’analisi di fenomeni ambientali e sanitari - 16-19 Novembre 2009, ISS, Roma

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misura in sangue, urine, siero, saliva o tessuti umani”. Come già detto la ricerca di markers biologici viene utilizzata nella sorveglianza sanitaria dei lavoratori Un'altra definizione di monitoraggio biologico è quella formulata nel 1984 UNEP, WHO, EEC e cioè “misurazione e quantificazione di sostanze chimiche o di loro metaboliti in tessuti fluidi, secreti, escreti, aria espirata o in qualsiasi loro combinazione, condotte per valutare esposizioni e rischi per la salute, comparate con un appropriato riferimento”. L’“appropriato riferimento” dovrebbe fornire due tipi di informazione: -orientare rispetto all’esistenza di un’esposizione maggiore di quella della popolazione generale (come il risultato del monitoraggio biologico si colloca rispetto ai valori determinati in popolazioni per le quali è stata esclusa una specifica esposizione lavorativa allo xenobiotico in esame) -orientare rispetto alla probabilità della comparsa di effetti mediante il confronto con valori (valori limite ad esempio) ai quali è stato attribuito (su base scientifica o amministrativa) un determinato significato rispetto alla possibile modificazione dello stato di salute degli esposti. La lettura del continuo esistente tra esposizione e malattia sarebbe notevolmente facilitata dalla disponibilità di un sistema di valori guida. In questo sistema i Valori di Riferimento (V.R.) occupano il primo posto in una sequenza con livelli di azione (L.A.) e valori limite (V.L.).114 In ambito ambientale il monitoraggio biologico è utilizzato principalmente per studiare il grado di esposizione di una popolazione ad inquinanti specifici o in studi epidemiologici di tipo analitico, in cui si studia l’esposizione individuale a determinati inquinanti (ad esempio studi caso controllo). Un esempio del primo tipo di studi può essere l’indagine sulla popolazione residente nella Valle del Sacco in provincia di Frosinone115 Nella zona industriale di Colleferro nella Valle del Sacco è presente una grande zona industriale (di circa 100 ettari, con fino ad 8000 addetti) con produzione di carrozze ferroviarie, esplosivi, sostanze chimiche (fra cui insetticidi organoclorurati, ed esteri fosforici). La zona industriale è presente dai primi del ‘900; nel 1990 è stata individuata in uno stabilimento alcune discariche non controllate di rifiuti industriali; nel 91 sono state rilevate nelle acque sotterranee e nel terreno delle discariche inquinanti organoclorurati e metalli pesanti. Nel 2005 sono state rilevate concentrazioni di beta esaclorocicloesano (ß-HCH) superiori ai valori consentiti, nel corso di una indagine a livello nazionale, in un campione di latte crudo in un allevamento di bovini della valle del Sacco dove si trova la zona industriale in questione. Successivamente anche in altri campioni di latte prelevati in allevamenti bovini della zona si sono rilevati valori di ß-HCH superiori alla norma116. Per un approfondimento sul biomonitoraggio e i biomarcatori si rimanda a “Biomonitoraggio in epidemiologia ambientale”- Fabrizio Bianchi – pagg. 51-67, in “Indagini epidemiologiche nei siti inquinati: basi scientifiche, procedure metodologiche e gestionali, prospettive di equità” - a cura di Fabrizio Bianchi e Pietro Comba, (2006), Rapporti ISTISAN 06/19 Rev. Il ricorso alla dosimetria individuale è stato proposto nel monitoraggio degli idrocarburi alifatici e aromatici e di 7 idrocarburi policiclici aromatici “possibili” o “probabili” cancerogeni117; studi sono stati effettuati ad per mitorare l’esposizione a benzene di vigili urbani e benzinai. Le argomentazioni tecnico-scientifiche a supporto della dosimetria individuale possono essere così sintetizzate: -Il campionamento personale rende di fatto il soggetto una “centralina mobile” e, se il campionamento è protratto per 24 h, riflette sia l’esposizione indoor sia outdoor. Per la popolazione generale residente in aree urbane la valutazione della reale esposizione inalatoria a microinquinanti cancerogeni può essere effettuata

114

P. Apostoli I valori guida necessari all’interpretazione del monitoraggio biologico G Ital Med Lav Erg 2003; 25:1, 22-27 115

“Salute della popolazione nell’area della Valle del Sacco” DOCUP Obiettivo 2 Lazio 2000-2006, Misura I.4. “Azioni di controllo,monitoraggio e informazione ambientale” Dipartimento di Epidemiologia ASL RME, Asl Roma G, ASL Frosinone, Istituto Superiore di Sanità 116

Valeria Fano , Daniela Porta, Valerio Dell’Orco, Francesco Blasetti, Elena De Felip, Alessandro Di Domenico, Fiorella Fantini, Antonio Corbo, Mariangela D’Ovidio, Francesco Forastiere , Carlo A. Perucci - “Esperienza del Lazio sulla valle del fiume Sacco: studi epidemiologici in un’area contaminata da composti organoclorurati persistenti” in “Indagini epidemiologiche nei siti inquinati: basi scientifiche, procedure metodologiche e gestionali, prospettive di equità.” A cura di Fabrizio Bianchi e Pietro Comba Istituto Superiore di Sanità 117

Minoia C., Meroni G., Aprea C., Oppezzo M. C., Magnaghi S., Sciarra G. F., Barisano A., Fiorentino M. L.,Berri A., Bellinzona M., Robustelli Della Cuna S., Frigerio F., Schiavi A., Di Gregorio L.. Environmental and urinary reference values as markers of exposure to hydrocarbons in urban areas. Sci. Tot. Environ., 1996; 192:163-182.

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ricorrendo a tecniche di campionamento personale, in alternativa agli attuali sistemi a postazione fissa (centraline, laboratori mobili, etc.). -Per la validazione dei dati ottenuti è però necessario predisporre una strategia di monitoraggio ambientale che, parallelamente all’individuazione di un gruppo di popolazione rappresentativo dell’area monitorata, definisca i criteri e le modalità di campionamento (durata, frequenza, etc.). Seguendo questi criteri è possibile arrivare a ottenere per l’amianto crisotilo valori della “Concentrazione di Riferimento Ambientale” (CRA), definita in ambito Società Italiana Valori di Riferimento (S.I.V.R.) come “stima della quantità media giornaliera inalata di uno xenobiotico in un gruppo di popolazione selezionato e rappresentativo dell’area oggetto di monitoraggio”118. 2. Misurazioni quantitative dell’area in vicinanza della residenza o luogo dove si svolge l’attività umana o

misurazioni quantitative di surrogati di esposizione

Con il monitoraggio ambientale in vicinanza della residenza si possono misurare le concentrazioni in atmosfera degli inquinanti ai quali sono esposti i singoli individui. A differenza delle misure con dosimetro personale queste concentrazioni in atmosfera non sono rappresentative della reale esposizione individuale che comprende l’esposizione all’esterno e l’esposizione alle concentrazioni di inquinante indoor, presente all’interno dell’abitazione, né del tempo che il singolo individuo trascorre nel luogo di residenza rispetto al tempo che trascorre nel luogo di lavoro (il luogo di lavoro inoltre può essere vicino la residenza o distante da essa). La figura seguente è rappresentativa di queste diverse esposizioni.

118

L’amianto: dall’ambiente di lavoro all’ambiente di vita. Nuovi indicatori per futuri effetti a cura di C. Minoia, G. Scansetti, G. Piolatto, A. Massola - Fondazione Salvatore Maugeri, IRCCS, Pavia 1997 - I Documenti • 12 - Concentrazione di riferimento ambientale dell’amianto crisotilo in aree urbane: l’esperienza della città di Pavia - C. Minoia, A. Massola, R. Turci, G. Toccalini, A. Berri, L. DI Gregorio. Laboratorio di Igiene Ambientale e Tossicologia Industriale, Fondazione Salvatore Maugeri, Clinica del Lavoro e della Riabilitazione, I.R.C.C.S., Centro Medico di Pavia

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Su tali aspetti sono stati effettuate indagini epidemiologiche in Italia: uno studio119, condotto nel 2005, ha riguardato un campione di residenti nell’area di Taranto, Statte, Crispiano e Massafra, area ad elevato inquinamento industriale. Nell’indagine sono stati rilevati i dati socio demografici, fisici e di comportamento della popolazione120, evidenziate le differenze tra gruppi età-sesso per le variabili rilevate e ricostruiti i ratei inalatori per tutti i gruppi. I risultati di questo studio sono confrontati con quelli ottenuti da un’analoga indagine effettuata a Ferrara121. Per la misura della reale esposizione individuale vanno anche considerati i complessi rapporti tra inquinamento outdoor (nell’ambiente esterno), inquinamento indoor (negli ambienti chiusi), e esposizione personale agli inquinanti presenti nell’aria. Sono stati effettuati molti studi anche su questi aspetti: 122negli studi effettuati in alcune grandi città degli Stati Uniti è risultato che l’aria outdoor contribuisce per il 60% alla concentrazione del PM 2,5 indoor (variabile però a seconda della città dal 40% al 70%) Il PM2,5 di origine esterna contribuisce invece molto meno all’esposizione personale (tra il 25 e il 33%). Il grado di correlazione tra concentrazioni indoor e outdoor non ha molto impatto sulla esposizione personale che risulta doppia rispetto alle concentrazioni mediane outdoor e indoor. Anche considerando la residenza come il luogo prevalente di esposizione, le concentrazioni misurate con le centraline sono rappresentative solo dell’esposizione in prossimità delle abitazioni più vicine al punto di rilevazione (anche se in ambito urbano le centraline da traffico sono rappresentative di tutti i punti di traffico). Per stimare le concentrazioni reali presso i punti dove l’inquinante non è misurato si possono usare dei modelli. Sui modelli di dispersione su scala vasta si è già parlato in un capitolo precedente a proposito del Piano regionale di risanamento della qualità dell’aria. Per stimare la dispersione su aree più circoscritte si devono realizzare modelli di dispersione ad hoc, dai quali si può ricavare una mappa con le isoconcentrazioni di un

119 Anna Bastone, Maria Eleonora Soggiu, Caterina Vollono, Giuseppe Viviano, Mascia Masciocchi, Grazia Rago, Cinzia Sellitri, Stefano

Spagnolo, Maria Spartera - Stili di vita e comportamenti delle popolazioni di Taranto, Massafra, Crispiano e Statte ai fini della valutazione dell’esposizione inalatoria ad inquinamento atmosferico.(2006) -Rapporti ISTISAN: 06/36 120

Sono stati rilevati mediante questionari su un campione rappresentativo della popolazione gli ambienti dove si svolgono le più comuni attività giornaliere (casa, luogo di lavoro al chiuso e all’aperto, scuola, lugo per attività sportiva al chiuso o all’aperto, luogo per attività ricreativa al chiuso e all’aperto) e tempi medi trascorsi nei diversi ambienti, mobilità, mezzi di trasporto utilizzati e tempi medi trascorsi sui mezzi di trasporto, attività giornaliere e tempi medi trascorsi in tali attività; le attività sono state classificate in : attività di riposo (dormire), attività sedentarie (leggere, guardare la televisione, ascoltare la musica, giocare a carte), attività leggere (alcuni lavori di casa, la preparazione di cibi, alcuni giochi), attività moderate (alcune attività lavorative, giochi di bambini, alcuni tipi di hobbies), attività pesanti (praticare sport, alcuni lavori quali agricoltore, operaio); sulla base delle attività e delle caratteristiche fisiche dei soggetti (età, sesso) sono stati calcolati i ratei inalatori giornalieri. 121

Bastone A, Soggiu ME, Vollono C, Masciocchi M, Rago G, Sellitri C. Studio di valutazione dell’esposizione inalatoria a contaminazione atmosferica nella città di Ferrara. Prima fase.Roma: Istituto Superiore di Sanità: 2003. (Rapporti ISTISAN 03/19). Soggiu ME, Bastone A, Vollono C, Masciocchi M, Rago G, Sellitri C Studio di valutazione dell’esposizione inalatoria a contaminazione atmosferica nella città di Ferrara. Seconda fase. Roma: Istituto Superiore di Sanità: 2005. (Rapporti ISTISAN 05/19). 122 -HEI (Health Effects Institute) -Statement- Synopsis of RIOPA Research Report Part I-Pollutants in Indoor, Outdoor, and Personal Air: Collection Methods and Descriptive Analyses -HEI (Health Effects Institute) -Statement- Synopsis of RIOPA Research Report Part II Pollutants in Indoor, Outdoor, and Personal Air: Composition of Particulate Matter. -Weisel, Clifford P, Junfeng (Jim) Zhang, Barbara Turpin, Maria T Morandi, Steven Colome, Thomas H Stock, Dalia M Spektor, and Others Relationships of Indoor, Outdoor, and Personal Air (RIOPA). Part I. Collection Methods and Descriptive Analyses HEI (Health Effects Institute) (2005)Report #: 130-I -Meng QY, Turpin BJ, Korn L, Weisel CP, Morandi M, Colome S, Zhang J, Stock T, Spektor D, Winer A, Zhang L, Lee JH, Giovanetti R, Cui W, Kwon J, Alimokhtari S, Shendell D, Jones J, Farrar C, Maberti S. Influence of ambient (outdoor) sources on residential indoor and personal PM2.5 concentrations: analyses of RIOPA data. Journal of Exposure Analysis and Environmental Epidemiology 2005;15(1):17-28. -Reff A, Turpin BJ, Porcja RJ, Giovennetti R, Cui W, Weisel CP, Zhang J, Kwon J, Alimokhtari S, Morandi M, Stock T, Maberti S, Colome S, Winer A, Shendell D, Jones J, Farrar C. Functional group characterization of indoor, outdoor, and personal PM2.5: results from RIOPA. Indoor Air 2005;15(1):53-61. -Turpin BJ, Weisel CP, Morandi M, Colome S, Stock T, Eisenreich S, Buckley B.Relationships of Indoor, Outdoor, and Personal Air (RIOPA): part II. Analyses of concentrations of particulate matter species. Res Rep Health Eff Inst. 2007 Aug;(130 Pt 2):1-77; discussion 79-92. -Meng QY, Turpin BJ, Korn L, Weisel CP, Morandi M, Colome S, Zhang JJ, Stock T, Spektor D, Winer A, Zhang L, Lee JH, Giovanetti R, Cui W, Kwon J, Alimokhtari S, Shendell D, Jones J, Farrar C, Maberti S. Influence of ambient (outdoor) sources on residential indoor and personal PM2.5 concentrations: analyses of RIOPA data. J Expo Anal Environ Epidemiol. 2005 Jan;15(1):17-28.

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determinato inquinante (ovvero le linee alle quali si stima la stessa concentrazione dell’inquinante). I modelli di dispersione utilizzano dati sulle emissioni, dati meteorologici e topografia per stimare le concentrazioni di inquinanti nello spazio. Avendo la mappa con la distribuzione delle abitazioni georeferenziate (e dei residenti in esse) si può sovrapporla alla mappa delle isoconcentrazioni attribuendo ad ogni residenza una concentrazione dell’inquinante. Un esempio di questo metodo è lo studio effettuato in Emilia Romagna sull’esposizione e gli effetti sulla salute nella popolazione residente vicino ad inceneritori, nell’ambito del progetto Moniter (sul sito www.moniter.it). Possono essere attribuiti alle varie residenze anche un indice socio economico, ad esempio un indice di deprivazione, dato che la deprivazione socio economica è uno dei più importanti fattori di rischio per gli stessi effetti sanitari dell’inquinamento atmosferico (mortalità). Questo può essere fatto sovrapponendo una mappa della distribuzione di un indice di deprivazione (in genere con un dettaglio di sezione di censimento).123

123

O’Neill M.S, Jerret M., Kawachi, I., Levy J.I., Cohen A. J., Gouveia N., Wilkinson P., Fletcher T., Cifuentes L., Schwartz J.with input from partecipants of the Workshop of Air Pollution and Socioeconomic Conditions.2003. Health, wealth and air pollution: advancing theory and methods, Environ Health Perspect, 16:1861-1870

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Dato che le concentrazioni misurate con singole centraline da traffico non sono sempre rappresentative dell’esposizione in aree residenziali poste a diversa distanza dalle fonti di emissione è necessario integrare i dati di monitoraggio con modelli di dispersione degli inquinanti. Poiché in ambiente urbano le fonti di emissioni sono molteplici anziché utilizzare modelli di dispersione per avere una stima della reale esposizione ancora più precisa possono essere utilizzati i Land Use Regression Models. Con questi modelli si possono stimare le concentrazioni di determinati inquinanti con pochi dati di monitoraggio e dati riguardanti caratteristiche di utilizzo del territorio. Con questi modelli si predice la concentrazione di un dato inquinante in un dato punto sulla base delle caratteristiche del traffico e del territorio circostante; sono stati realizzati diversi studi condotti in città europee a livello intraurbano124. Le variabili indipendenti più utilizzate sono volume di traffico della strada, altitudine, tipologia dell’area, distanza dalle strade; studi di validazione con l’uso di variabili indipendenti differenti, hanno mostrato la affidabilità del metodo125. La mappatura empirica basata sul modello di regressione permette di adattare il modello alle differenti aree senza necessità di misurazioni addizionali o ricerca di dati. Il vantaggio di questi metodi è il basso costo: bastano poche misure del NO2, con dosimetri passivi o Ogawa badge. In genere vengono stimate solo le concentrazioni di ossidi di azoto ma si può avere la mappatura delle concentrazioni di questi inquinanti su tutto il territorio: il modello non si può applicare però in aree urbane con caratteristiche differenti. Con questo metodo è stato studiato il rischio di ischemia cardiaca in particolare di eventi fatali correlati con l’esposizione a lungo termine a NO2 stimata con un Land Use Regression Model (per gli anni 1995-96); nella popolazione studiata che comprendeva tutti i residenti a roma di età compresa tra 35 e 84 anni nel periodo 1998-200 si è riscontrato un RR di 1,03 (intervallo di confidenza al 95% di 1.00-1.07) per eventi coronarici acuti, ed un associazione ancora più forte per eventi con esito fatale (1.07; 1.02-1.12) e decessi fuori dall’ospedale, ovvero prima del ricovero d’urgenza (1.08; 1.02-1.13)126. 3. Distanza dalle fonti e durata della residenza La distanza dalle fonti di inquinamento e durata della residenza è una metodo molto utilizzato per la valutazione dell’esposizione in studi epidemiologici. Queste sono misure surrogate dell’esposizione e possono dare risultati distorti. Può venire considerata anche solo la distanza (proximity models) o la durata della residenza anziché ambedue con una peggiore approssimazione rispetto alla reale esposizione. Gli studi in cui è stata utilizzata la distanza dalle fonti dell’inquinamento sono innumerevoli e riguardano, inceneritori127, discariche128,129, acciaierie e altri impianti industriali130,131, impianti di trasmissione radiotelevisivi132 e anche sorgenti lineari di inquinamento quali strade ad alto traffico133, linee elettriche134 ad alta tensione, e altre fonti.

124 Rosenlund M, Forastiere F, Stafoggia M, Porta D, Perucci M, Ranzi A, Nussio F, Perucci CA. – “Comparison of regression models with land-use and emissions data to predict the spatial distribution of traffic-related air pollution in Rome"- J Expo Sci Environ Epidemiol. 2007 Apr 11. 125

Patrick H. Ryan and Grace K. LeMaster -A Review of Land-use Regression Models for Characterizing Intraurban Air Pollution Exposure - -Division of Epidemiology and Biostatistics, Department of Environmental Health, University of Cincinnati Medical Center, Cincinnati, Ohio, USA - Inhal Toxicol. 2007 ; 19(Suppl 1): 127–133. 126 Rosenlund, Mats; Picciotto, Sally; Forastiere, Francesco; Stafoggia, Massimo; Perucci, Carlo A. Traffic-Related Air Pollution in Relation to Incidence and Prognosis of Coronary Heart Disease. Epidemiology: January 2008 - Volume 19 - Issue 1 - pp 121-128 127

Chellini E, Cherubini M, Chetoni L, Costantini AS, Biggeri A, Vannucchi G. - Risk of respiratory cancer around a sewage plant in Prato, Italy. Arch Environ Health. 2002; Nov-Dec;57(6):548-53. 128

Valutazione del rischio sanitario e ambientale nello smaltimento di rifiuti urbani e pericolosi. A cura di Loredana Musmeci 2004, 130 p. Rapporti ISTISAN 04/5 129

Minichilli F, Bartolacci S, Buiatti E, Pallante V, Scala D, Bianchi F.Studio di mortalità intorno a sei discariche di rifiuti in Toscana

Epidemiol Prev. 2005 Sep-Dec;29(5-6 Suppl):53-6. 130

E. Chellini, A.M. Pizzo, A. Barbieri, M. Battaglini, A. Biggeri, G. Bardi, A. Seniori Costantini - Studio geografico sulla mortalità per tumore del polmone nei residenti a Piombino attorno alla locale cokeria. Epidemiol Prev. 2005 Sep-Dec;29(5-6 Suppl):50-2. 131

Barbone F., Bovenzi M., Biggeri A., Lagazio C., Cavallieri F., Stanta G. . Confronto di metodi di epidemiologia analitica in uno studio caso–controllo su inquinamento atmosferico e tumore polmonare a Trieste. Epidemiol e Prev.,1995; 19, 193-205. 132

Michelozzi P., Capon A., Kirchmayer U. , Forastiere F.,Biggeri A. ,Barca A. ,Perucci C.A. .Adult and Childhood Leukemia near a High-Power Radio Station in Rome, Italy Am J Epidemiol Vol. 155, No. 12, 2002 http://aje.oxfordjournals.org/cgi/reprint/155/12/1096.pdf. 133

“Traffico veicolare ed incidenza del tumore polmonare in Friuli Venezia Giulia, 1995-2005” - 33° Congresso annuale Associazione Italiana di Epidemiologia - Fare epidemiologia nella clinica, nella prevenzione e nell’organizzazione sanitaria. Le reti italiane di

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La distanza da strade come misura surrogata dell’esposizione è stata utilizzata in numerosi studi per gli effetti a lungo termine:

- In uno studio sulla mortalità per cause cardiopolmonari è stato riscontrato un OR di 1,70 (con limiti di confidenza 1,02-2,81) per i residenti entro 50 metri da strade ad alto traffico (Gehring et al, 2006-studio su donne di età compresa tra 50 e 59 anni in Germania)

- In uno studio sulla mortalità per cause naturali e cardiovascolari per i residenti a diverse distanze da strade ad alto traffico (<50 metri, 50-100 m, 100-150 m, 150-250 m, >250 m) si è rilevato un Rrper mortalità generale di 1,05 (con limiti di confidenza 1,02-1.08) entro i 50 metri, di 1,04 (l.c 1,01-1,07) tra 50 e 100 metri e di 1,04 (l.c. 1,00-1,10) entro i 50 metri per mortalità da cause cardiovascolari. (fra tutti i residenti a Roma di età 45-80 anni nel 2001, follow-up 2001-2005)

Alcuni anni fa è stata effettuata una rassegna di diversi studi epidemiologici nei quail la residenza è stata utilizzata come indicatore dell’esposizione ad inquinanti ambientali (Huang YL, Batterman S (2000) “Residence location as a measure of environmental exposure: a review of air pollution epidemiology studies.” J Expo Anal Environ Epidemiol. 10(1):66-85)135: su 45 studi in 13 (il 29%) I livelli di esposizione sono stati stabiliti esclusivamente sulla base della distanza dalla sorgente di inquinamento; in altri studi sono state utilizzate come indicatori dei livelli di esposizioni aree nelle quali si trovava la residenza e che si presumeva avessero livelli equivalenti di inquinamento; in parecchi studi si combinavano i due approcci. In 27 studi (60%) si quantificava l’esposizione con dati di monitoraggio e in 2 studi (4%) si utilizzavano modelli di dispersione. In 16 studi (36%) non si utilizzava nessun dato ambientale per quantificare l’esposizione. In ogni caso in 31 studi (69%) è stata riportata una associazione significativa tra gli effetti sanitari e l’esposizione rappresentata come residenza; va comunque evidenziato che una stima dell’esposizione basata sulla residenza ha grandi margini di incertezza, per cui nel caso di associazioni non significative tra l’esposizione misurata in questo modo e gli effetti sanitari ricercati, non può sapere se ciò sia dovuto a inesattezza o misclassificazione dell’esposizione anziché su una reale mancanza di effetti sanitari correlati al’esposizione. In generale il periodo di residenza da considerare nello studio è quello in cui l’esposizione ha causato gli effetti sulla salute, per cui si deve tener conto del periodo di latenza delle malattie; quindi è scorretta la definizione di residenza per i casi la residenza al momento del decesso, e per i controlli la residenza più recente136. In caso di effetti a breve termine però sia per

epidemiologia si incontrano - Modena, 22-24 ottobre 2008 - Bidoli E.1, Serraino D.1,2, Collarile P.3, Casetta A.3 ,Vit A.3 , Gregoraci G.3 , Barbone F.3 1 Servizio di Epidemiologia e Biostatistica - Centro di Riferimento Oncologico di Aviano; 2 Registro Tumori del Friuli Venezia Giulia; 3 Cattedra di Cattedra di Igiene, Facoltà di Medicina e Chirurgia, Università degli Studi di Udine. “ Tutti i casi incidenti di tumore al polmone del periodo 1995-2005, divisi per età (quinquenni), sesso e comune di residenza sono stati ricavati dal Registro Tumori del FVG. La popolazione residente, con la stessa disaggregazione dei casi, è stata ricavata dal censimento ISTAT 2001. Le strade ad alto traffico considerate sono state le strade statali 13 e 351 e le autostrade A4, A23 e A28. L’esposizione ambientale è stata surrogata mediante il calcolo della distanza minima tra ogni comune (sede del municipio) e la strada ad alto traffico più vicina. La distanza è stata divisa in 5 fasce in base ai dati di letteratura ed alla presenza di un numero sufficiente di comuni per fascia (fascia 0:<200m,13 comuni; fascia 1:200-599m, 12 comuni; fascia2:600- 999m, 13 comuni; fascia 3:1000-1499m, 6 comuni e fascia 4:1500-1999m, 12 comuni). Per ogni fascia sono stati calcolati dei tassi standardizzati per età (ASR) sulla popolazione Europea assieme all’errore standard (ES) e degli Incidence Rate Ratio (IRR) con il relativo intervallo di confidenza al 95% (IC95%) mediante un modello di Poisson. La categoria di riferimento è la stata la fascia 600-999m. Le covariate considerate nel modello includevano l’età, l’indice di deprivazione ed il gradiente urbano rurale. Gli ASR dell’ADK presentano una U-shape. Sia nei maschi che nelle femmine, il valore più elevato dell’ASR è nella fascia0 (22.8/100,000 e 8.8, rispettivamente). Gli IRR della fascia 0 sono pari a 1.43 e 1.52 nei maschi e nelle femmine, rispettivamente. Gli ASR e gli IRR dello SQC non presentano gradienti rispetto alla distanza. Per quanto preliminari, i risultati di questa analisi sembrano indicare che la residenza in comuni a ridosso (<200m) di strade ad alto traffico possa essere associata ad una maggiore incidenza di ADK del polmone. Al contrario, non sembra presente una associazione con l’istotipo SQC: questo fatto rafforza l’ipotesi di un ruolo negativo dell’inquinamento legato al traffico veicolare. Con un ulteriore approfondimento, usando dati individuali, si procederà al calcolo della quota attribuibile di tumori del polmone a questo fattore di rischio in FVG”. 134 Lucia Fazzo, Mario Grignoli, Ivano Iavarone, Alessandro Polichetti, Marco De Santis, Valeria Fano, Francesco Forastiere, Stefania

Palange, Roberto Pasetto, Nicola Vanacore, Pietro Comba.- Studio preliminare di mortalità per causa di una popolazione con esposizione residenziale a campi magnetici a 50 Hz, in un quartiere del comune di Roma – Epidemiol Prev. 2005 Sep-Dec;29(5-6 ):243-252. 135

Il testo completo è reperibileal sito: http://www.nature.com/jes/journal/v10/n1/pdf/7500074a.pdf 136

A.Biggeri . Effetti sulla salute in vicinanza delle fonti di emissione – La sorveglianza e la valutazione dei rischi ambientali – Ministero della Salute – E.S.A. Napoli, 17 settembre 2003.

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i casi che i controlli il periodo di latenza è breve (da 0 a pochi giorni). Utilizzando come indicatore di esposizione la distanza della residenza dalla sorgente di inquinamento, cosi come anche la residenza o il lavoro entro un’area geografica vicina alla probabile fonte di esposizione, la popolazione dovrebbe comunque essere controllata per i fattori di confondimento legati alle condizioni socioeconomiche (o l’indice di deprivazione di cui si parlera più avant).

4. Residenza o lavoro entro un’area geografica vicina alla probabile fonte di esposizione

Metodi ancora più approssimati per valutare l’esposizione sono quelli che studiano la popolazione che vive in un area vicina alla fonte di esposizione o che include la fonte di esposizione. Questo metodo di valutazione può essere integrato con misure ricavate dal monitoraggio ambientale: negli studi sugli effetti a breve e lungo termine dell’esposizione viene studiata tutta la popolazione residente nelle città che si assume esposta alle concentrazioni di inquinanti misurate in alcune centraline; in questo caso abbiamo delle misurazioni quantitative dell’area in vicinanza della residenza o luogo dove si svolge l’attività umana, di cui si è accennato al punto 2. In alcune aree vicine a grandi insediamenti industriali i residenti possono essere anche lavoratori delle industrie fonti di inquinamento; i rischi ambientali in questo caso si sovrappongono ai rischi occupazionali; studi su questi problemi sono stati condotti vicino alla zona industriale di Taranto. In aree dove sono presenti estesi insediamenti industriali il metodo può essere utilizzato anche senza specifici dati di monitoraggio: è il caso ad esempio delle aree a grande rischio ambientale137 o di altri distretti industriali o con presenza di inceneritori.138 139, 140 . Per una rassegna sugli studi effettuati in Italia sulla popolazione esposta ad inquinamenti ambientali si rimanda al seguente articolo (Fabrizio Bianchi, Annibale Biggeri, Ennio Cadum, Pietro Comba, Francesco Forastiere, Marco Martuzzi, Benedetto Terracini. Epidemiologia ambientale e aree inquinate in Italia. Epidemiologia & Prevenzione; 30 (3) maggio-giugno 2006 reperibile al sito http://www.iss.it/binary/epam/cont/EP3_2006.1158739094.pdf ). Nel caso allo studio abbiamo utilizzato come misura dell’esposizione la distanza dalla fonte maggiore di

inquinamento non avendo modelli di dispersione degli inquinanti su scala locale.

Per l’individuazione degli indicatori di effetto correlabili agli indicatori di esposizione si sono valutati gli

inquinanti monitorati dall’ARPA e correlabili a scenari di inquinamento paragonabili a quello presente

nell’area e riportati nella letteratura scientifica, come illustrato nel paragrafo successivo; per questa

individuazione abbiamo fatto una valutazione qualitativa più che quantitativa delle concentrazioni dei singoli

inquinanti. Riportiamo un brano tratto da “Aree oggetto di bonifica: inquadramento teorico e metodologico” di Benedetto Terracini Centro per la Prevenzione Oncologica della Regione Piemonte, Torino in Indagini epidemiologiche nei siti di interesse nazionale per le bonifiche delle regioni italiane previste dai Fondi strutturali dell’Unione Europea

137

Martuzzi M, Biggeri A, Terracini B, Bertollini R. Ambiente e stato di salute nella popolazione delle aree ad alto rischio di crisi ambientale in Italia. Epidemiol Prev 2002; 26(Suppl): 1-53 138

Bianchi F, Minichilli F. Mortalità per linfomi non Hodgkin nel periodo 1981-2001 in 25 comuni italiani con inceneritori di rifiuti solidi urbani. Epidemiol Prev 2006;30:80-81. 139

Biggeri A, Catelan D. Mortalità per linfomi non Hodgkin nei comuni della Regione Toscana dove sono stati attivi inceneritori di rifiuti solidi urbani nel periodo 1970-1989. Epidemiol Prev 2006;30:14-15. “È stata raccolta la mortalità ISTAT 1981-2001 (vedi Cislaghi et al)

6

per Linfomi non Hodgkin dei residenti nei Comuni dove era sito un impianto di incenerimento di rifiuti solidi urbani attivo tra i primi anni settanta ed il 1989. Lo studio tiene conto di una latenza di circa 15 anni, per cui esposizioni successive al 1990 non hanno ancora dato luogo a decessi per malattie di questo tipo. I decessi osservati sono stati confrontati con i decessi attesi sulla base di un cerchio di 80 km (50 km per Pietrasanta) centrato sul comune che ospita l’impianto. Vi è una forte evidenza empirica di un eccesso nella mortalità per linfomi non Hodgkin nei residenti in aree dove era attivo un inceneritore di rifiuti solidi urbani. Lo studio è comprensivo di tutti i comuni della regione Toscana dove era attivo un impianto negli anni 1970-1989 e tiene conto dei tempi di latenza. Gli eccessi si riferiscono al periodo 1981-2001. Vi è una forte coerenza tra i due sessi. Vi è evidenza di diluizione dell’effetto quando si indagano aree di maggiori dimensioni demografiche”. 140 Franchini M, Rial M, Buiatti E, Bianchi F. Health effects of exposure to waste incinerator emissions: a review of epidemiological studies. Ann Ist Super Sanità 2004;40:101-15.

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Moimacco

A cura di Liliana Cori (a), Manuela Cocchi (b) e Pietro Comba (c) Rapporti ISTISAN 2005/1 in quanto esplicativo delle misure di esposizione utilizzate: ”Idealmente, uno studio epidemiologico intende misurare il rischio di malattia in relazione alla quantità dell’agente nocivo (o di un suo metabolita) che raggiunge l’organo bersaglio nell’organismo, ma tale quantità è raramente misurabile. In studi di epidemiologia ambientale, molto spesso essa viene sostituita da misure di concentrazione dell’agente nel comparto ambientale più rilevante rispetto alla via di ingresso nell’organismo. In studi analitici in aree inquinate relativi ad ipotesi eziologiche di malattie con relativamente lungo periodo di latenza, in cui interessa misurare una esposizione che ha avuto luogo tempo prima, è necessario ricorrere a modelli di varia complessità. Dato che generalmente le persone trascorrono buona parte della loro giornata nella loro abitazione, quando si ipotizza una sorgente puntiforme dell’esposizione, una misura surrogata dell’esposizione è la distanza tra la sorgente e l’abitazione, eventualmente introducendo nel modello qualche indicatore della direzione dei venti. In generale il rilievo di una relazione tra distanza dalla sorgente ed eccesso di rischio suggerisce una relazione causale, mentre la mancanza di tale relazione può esprimere semplicemente l’imperfezione delle stime o la bassa potenza statistica della base di dati. Questo si è potuto verificare, ad esempio, nella zona di Casale Monferrato, per il rischio di mesotelioma in relazione alla distanza tra principale residenza nel corso della vita e localizzazione della Eternit SpA in coloro che non avevano avuto alcuna occasione di esposizione ad amianto in ambiente di lavoro “. Poichè l’obiettivo dello studio è cercare eventuali eccessi di malattie correlabili con l’inquinamento, ed avendo nel nostro caso delle sorgenti potenziali di inquinamento identificate, utilizzeremo però come principale indicatore di esposizione la distanza dalla sorgente di inquinamento (essendo il comparto ambientale principalmente inquinato l’atmosfera). Anziché l’esposizione a definite concentrazioni degli inquinanti (concentrazioni che si ignorano alle diverse distanze, che possono solo essere stimate con modelli diffusionali, e che comunque sarebbero molto influenzate da parametri meteoclimatici – direzione dei venti, inversioni termiche, ecc.- ), utilizziamo una variabile proxy come la distanza dalla sorgente dell’inquinamento (Assumendo che le concentrazioni decrescano con l’allontanarsi dalla sorgente). Nell’area studiate le concentrazioni rilevate nel corso del monitoraggio ARPA al punto della Coop Zona Industriale corrispondono ad una fascia di distanza dalla sorgente di 0-0,5 Km; le concentrazioni rilevate presso le stazioni di monitoraggio di via dell’Ancona, Bottenicco e Grupignano corrispondono alla fascia di distanza (vedasi figura pagina seguente)

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Moimacco

Assumiamo inoltre che la sorgente di inquinamento sia puntiforme; dall’analisi delle attività produttive effettuata dall’ARPA risulta che la principale fonte di emissioni – dato evidenziato anche con l’esame delle autorizzazioni alle emissioni in atmosfera è l’acciaieria. Come già accennato nei paragrafi precedenti In numerosi studi è utilizzato come indicatore di esposizione la distanza dalle residenze.

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Individuazione di indicatori sanitari o di effetto

1) Gli indicatori sanitari che possono essere correlati ad indicatori di esposizione all’inquinamento sono numerosi. Come è ben esemplificato nella tabella qui riportata che rappresenta la piramide degli effetti sanitari dell’inquinamento, vi sono alcuni effetti molto diffusi nella popolazione esposta, quali ad esempio uso di farmaci o visite mediche, che teoricamente sono indicatori molto sensibili anche se non molto specifici, ma di difficile rilevazione

(tratta da Impatto sanitario di PM10 e ozono in 13 grandi citta’ italiane, 2002-04 -Organizzazione Mondiale della Sanità -Ufficio Regionale per l’Europa - Dr. Roberto Bertollini -Direttore Salute e Ambiente)

“La disponibilità di statistiche correnti che quantificano l’occorrenza di malattie in una popolazione consente la conduzione di studi di tipo ecologico , a fini di confronti tra la popolazione del sito inquinato e una popolazione di riferimento. In Italia sono disponibili statistiche di mortalità per causa , di incidenza di alcune patologie e di ricoveri ospedalieri per causa (schede di dimissione ospedaliera, SDO). a) Il vantaggio delle statistiche di mortalità è la loro disponibilità per tutta la popolazione nazionale a livello Comunale, da molti anni. Il principale svantaggio è l’esclusione della patologia non letale e quindi la riduzione dello spettro di effetti sulla salute degli inquinanti ambientali che si possono analizzare in uno studio epidemiologico. La documentazione di base ha una precisione diagnostica inferiore di quella delle statistiche basate su diagnosi cliniche. Se si sospettano conseguenze letali di un inquinamento ambientale, l’analisi delle statistiche di mortalità rappresentano il primo, semplice ed economico approccio ad un rafforzamento del sospetto (non alla sua dimostrazione) e ad una quantificazione – sia pure non definitiva - del possibile rischio” b) “Le patologie la cui incidenza viene misurata in una dimensione di popolazione sono in Italia i tumori maligni e le malformazioni congenite. Rispetto alle statistiche di mortalità, la precisione diagnostica è superiore e il

Mortalità

Malattie cardio-respiratorie

Ricoveri ospedalieri

Asma e bronchiti

Visite al pronto soccorso

Visite mediche

Riduzione delle capacità fisiche

Uso di farmaci

Sintomi

Alterazione della funzionalità polmonare

Effetti subclinici

Gravità

dell’effetto

Proporzione di popolazione affetta

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Moimacco

sistema include alcune patologie poco letali (come molte malformazioni congenite) e i casi di patologia non letale grazie agli standard terapeutici” c) Un altro tipo di statistica corrente sono le SDO (schede di dimissione ospedaliera) “l’affidabilità delle diagnosi per ogni ricovero è via via aumentata negli ultimi anni, in relazione all’esigenza di stimare precisamente i costi per ogni ricovero; un limite di queste schede è che i record individuali non consentono di conoscere la natura della documentazione retrostante ogni diagnosi”141 d) Questionari : un'altra fonte di dati, non ricavabile da statistiche correnti sono i questionari. L’utilizzo dei questionari presenta vantaggi e svantaggi. I principali vantaggi sono i seguenti: con i questionari si possono rilevare malattie minori ma più frequenti (anche acute) che non vengono registrate sulle precedenti banche dati, e anche identificare vari fattori di rischio in comune alle stesse malattie (lavorativi, abitativi, ambientali, legati allo stile di vita) – fattori confondenti in uno studio sulle associazioni tra inquinanti e malattie; sull’esposizione a questi ultimi ( e sullo stato di salute e le patologie riferite dalla popolazione) non esistono statistiche correnti, ma solo alcune indagini campionarie con aggregazione a livello provinciale o regionale e per alcuni anni (indagini multiscopo dell’ISTAT). I principali svantaggi sono i seguenti: i dati registrati possono essere imprecisi sia nel tempo che nel tipo di malattie, dato che si basano sui ricordi degli intervistati. I dati raccolti con un questionario sono difficilmente confrontabili con quelli raccolti con altri questionari ( anche utilizzando questionari identici se le modalità di somministrazione, la formazione degli intervistatori, o altri fattori sono diversi,un confronto non è sempre possibile). I dati raccolti, in genere si basano su un campionamento della popolazione, con conseguenti possibili errori di selezione del campione. La somministrazione dei questionari può richiedere molto tempo e rendere necessario un notevole consumo di risorse.

2) Come indicatori di effetto all’esposizione all’inquinamento della popolazione oggetto di studio è stata pertanto scelta la mortalità per tumori, per malattie dell’apparato circolatorio, dell’apparato respiratorio e per cause naturali. “La mortalità è il più solido degli indicatori epidemiologici e ben si presta a confronti geografici e temporali”142 Si è scelta la mortalità come indicatore di effetto in quanto rispetto all’incidenza sono reperibili i tassi di mortalità nelle diverse classi di età e sesso in una popolazione di riferimento in modo da calcolare i tassi standardizzati di mortalità per sesso e età per malattie cardiovascolari e respiratorie. I tassi di incidenza per i tumori hanno comunque un rapporto fisso con i tassi di mortalità per tumori che varia a seconda del tipo di tumore, dell’epoca nella quale è stato diagnosticato il tumore e dipende principalmente dalla sopravvivenza (tab. 1 Fonte Ass. Registri Tumori). Si presume che questo fattore non vari a livello subcomunale e comunque è sostanzialmente indipendente dall’esposizione agli inquinanti o dalla distanza dalla sorgente dell’inquinamento. La sopravvivenza dipende principalmente dalle 1) terapie messe in atto (che si modificano negli anni),2) dall’accessibilità alle terapie, 3) dal tipo di tumore,4) dal grado di malignità del tumore, 5) dallo stadio in cui il tumore viene diagnosticato (che dipende dalla possibilità di fare una diagnosi precoce, che esiste per certi tumori e per altri no, dall’utilizzo di queste possibilità, dal grado di malignità del tumore), e 6) da caratteristiche dei soggetti che si ammalano fra le quali la comorbidità cioè altre malattie presenti, l’età e altri fattori prognostici. I punti 1, 2 e 5 non dipendono da differenze nell’esposizione a fattori di rischio ma di presenza e/o utilizzo di servizi sanitari, i punti 3, 4 e 6 potrebbero dipendere da diversi fattori di rischio ambientali o genetici; in ogni caso anche ipotizzando che una maggiore esposizione a fattori ambientali sia correlata con insorgenza di tumori che per tipo e grado di malignità hanno prognosi più infausta e con minor durata della sopravvivenza, questo effetto sarebbe più visibile sulla mortalità che sull’incidenza. Tutti questi aspetti comunque vengono analizzati negli studi di sopravvivenza o in studi analitici sull’influenza dei fattori di

141

Materiali per il seminario “Studi di Epidemiologia ambientale nelle aree oggetto di Bonifica”, Roma 29-30 aprile 2004, organizzato da Ministero della Salute, Ministero dell’Ambiente e della Tutela del Territorio, Istituto Superiore di Sanità.- , al paragrafo ”Metodi e strumenti per studi epidemiologici su base geografica in Italia” Marco Martuzzi e Francesco Mitis, Organizzazione Mondiale della Sanità, Centro Europeo Ambiente e Salute, Roma. 142

Per un approfondimento sull’argomento si rimanda al sito di Epicentro: http://www.epicentro.iss.it/problemi/mortalita/morti.asp

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rischio (che tengono conto di tutti i fattori di rischio ipotizzabili – occupazionali, ambientali, alimentari, legati allo stile di vita, all’abitudine al fumo, e talvolta anche genetici - i fattori confondenti e i modificatori d’effetto) e non in studi descrittivi come quello effettuato. La mortalità considerata nel rapporto di cui alla Tabella 1 è quella rilevata dal Registro Tumori FVG che si basa oltre che sulle schede di morte ISTAT su diagnosi citologiche; anche su questo aspetto vale quanto detto sopra: si presume che il rapporto tra mortalità codificata solo in base a schede ISTAT e mortalità codificata oltre che con schede ISTAT con il criterio istologico e citologico non vari a livello subcomunale e comunque sia indipendente dalla distanza dalla sorgente dell’inquinamento. Tabella 1 – Rapporto tra il numero di decessi e il numero di casi incidenti (M/I) nel periodo 98-02 presso

Registro Tumori FVG

Maschi Femmine

Labbro 5,7 Labbro 4,9

Lingua 44,1 Lingua 37,3

Bocca 55,8 Bocca 48,3

Ghiandole Salivari 50 Ghiandole Salivari 46,4

Orofaringe 75 Orofaringe 104,5

Rinofaringe 65,8 Rinofaringe 38,5

Ipofaringe 56 Ipofaringe 76,9

Faringe Nas 28,3 Faringe 31,3

Esofago 84,4 Esofago 93,2

Stomaco 66,9 Stomaco 71,5

Intestino tenue 41 Intestino tenue 39,7

Colon 38,8 Colon 42,1

Retto 46,9 Retto 53,7

Colon e retto 41,1 Colon e retto 45

Fegato 83,2 Fegato 96,9

Vie biliari 84,3 Vie biliari 69

Pancreas 88,9 Pancreas 94

Cavità nasali 19,4 Cavità nasali 30,4

Laringe 41,7 Laringe 35,7

VADS 48,6 VADS 46,1

Polmone 92,3 Polmone 90,2

Altri organi toracici 733,3 Altri organi toracici 385,7

Osso 64 Osso 32,4

Pelle melanomi 25,8 Pelle melanomi 18,3

Pelle non melanomi Pelle non melanomi

Tessuti molli 38,3 Tessuti molli 37,4

Mammella 30,2 Mammella 29,7

Pene 28,6 Utero collo 16,4

Prostata 19,4 Utero corpo 11

Testicolo 5,1 Utero Nas 149,6

Rene, Vie urinarie 30,3 Ovaio 73,5

Vescica 19,8 Altri genitali femminili 23,5

Occhio 38,2 Placenta

Encefalo e altro SNC 70,8 Rene, Vie urinarie 35,9

Tiroide 17,8 Vescica 28,7

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Altre ghiandole endocrine 71,4 Occhio 23,1

Linfoma di Hodgkin 14,9 Encefalo e altro SNC 70,3

Linfoma non Hodgkin 39,9 Tiroide 10,6

Mieloma 57,8 Altre ghiandole endocrine 36,4

Leucemia linfatica 51 Linfoma di Hodgkin 18,5

Leucemia mieloide 57,3 Linfoma non Hodgkin 45,1

Leucemia monocitica 150 Mieloma 64,1

Altre leucemie Leucemia linfatica 42,9

Leucemia Nas 243,8 Leucemia mieloide 50,9

Leucemie 62,3 Leucemia monocitica 66,7

Mal definite e metastasi 128,5 Altre leucemie

Tutte le sedi 42,1 Leucemia Nas 490

Tutte le sedi escluso cute 49,9 Leucemie 57,8

Mal definite e metastasi 141,8

Tutte le sedi 39,6

Tutte le sedi escluso cute 45,3

Fonte: Tumori in Italia - Rapporto 2006 - I dati di incidenza e mortalità dei Registri Tumori generali, 1998-2002

Lo stato di salute delle popolazioni residenti è quindi descritto utilizzando la mortalità per varie cause, i cui vantaggi e svantaggi sono discussi in letteratura: malgrado le limitazioni dei dati di mortalità, quali il diverso lasso di tempo di latenza fra l’esposizione a fattori di rischio e l’insorgere di diverse patologie, nonché la diversa sopravvivenza e la diversa qualità della certificazione di morte, il dato di mortalità fornisce informazioni di rilievo nello studio del legame tra ambiente e salute.143 Come dimostrato da numerosi studi epidemiologici italiani ed esteri, l’analisi della mortalità condotta su periodi pluriennali ed interpretata alla luce delle conoscenze disponibili consente di verificare la presenza di differenze rilevanti nello stato di salute rispetto ad aree non a rischio ed eventualmente evidenziare situazioni di particolare gravità. Simili indicazioni possono sia suggerire l’opportunità di condurre studi analitici più mirati, sia fornire elementi utili in campo di sanità pubblica o ambientale, aiutando l’identificazione di eventuali priorità di intervento. Va sottolineato il fatto che non è di norma agevole distinguere fra effetti sulla salute dovuti ad esposizioni di carattere professionale ed ambientale in senso stretto, sebbene il confronto fra uomini e donne e gli andamenti temporali possano fornire utili indicazioni in tal senso. 3) Sulla base di queste considerazioni è possibile identificare gli esiti sanitari di maggior interesse, quelli cioè atti a fornire indicazioni sullo stato di salute della popolazione in studio, in riferimento al possibile impatto di esposizioni ad agenti inquinanti presenti nell’ambiente di vita o di lavoro. Nello studio sulle Aree a Rischio in Italia144,145, ad esempio, sono state utilizzate una trentina di cause di morte, elencate in Tabella 2 . Sono comprese tra le cause di morte la mortalità generale (tutte le cause), cause tumorali e non. Sono incluse cause frequenti come, ad esempio, le cosiddette grandi cause, per le quali differenze anche piccole dai valori attesi comportano un numero sostanziale di casi in eccesso o difetto, e cause molto rare, come tumori di alcune sedi

143

Rapporto ISTISAN 05/1 – Istituto Superiore di Sanità 1 “Indagini epidemiologiche nei siti di interesse nazionale per le bonifiche delle regioni italiane previste dai Fondi strutturali dell’Unione Europea” a cura di Liliana Cori (a), Manuela Cocchi (b) e Pietro Comba (c) (a) Direzione per la Ricerca Ambientale e lo Sviluppo, Ministero dell’Ambiente e della Tutela del Territorio, Roma (b) Direzione della Programmazione Sanitaria e dei Livelli di Assistenza e dei Principi Etici di Sistema, Ministero della Salute, Roma (c) Dipartimento di Ambiente e Connessa Prevenzione Primaria, Istituto Superiore di Sanità, Roma 144 Bertollini R, Faberi M, Di Tanno N. eds. Ambiente e Salute in Italia Il Pensiero Scientifico Editore ed. Roma: Organizzazione Mondiale della Sanità, Centro Europeo Ambiente e Salute. Divisione di Roma (1997). 145 Martuzzi M, Biggeri A, Terracini B, Bertollini R. Ambiente e stato di salute nella popolazione delle aree ad alto rischio di crisi ambientale in Italia. Epidemiol Prev 2002; 26(Suppl): 1-53

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Moimacco

specifiche, per le quali anche pochi casi in eccesso possono essere un utile segnale di esposizioni ambientali e non potenzialmente di rilievo. Queste aree identificate in base alla Legge 8.7.1986 n. 349, non sono paragonabili all’area oggetto di studio, sia per popolazione ( interessano molte decine di Comuni) che per entità degli insediamenti industriali presenti, tuttavia, per avere un quadro generale della stato di salute della popolazione, e per avere un termine di paragone con studi simili, abbiamo ritenuto opportuno utilizzare alcune di queste (evidenziate in grassetto nella tabella 2). Oltre ai problemi interpretativi, legati alle difficoltà di attribuire eventuali eccessi a cause specifiche, esiste anche il problema di stimare l’occorrenza e le dimensioni di eccessi non conseguenza di sole fluttuazioni casuali. Specialmente in campo di epidemiologia geografica, è stata ampiamente discussa la problematica dell’analisi di aggregazioni spazio-temporali di eventi sanitari (o cluster) e la stima della loro intensità, in termini di scostamento dall’atteso, e della loro significatività statistica. In generale, è opportuno che l’elaborazione delle statistiche sanitarie ottenute da fonti di dati correnti segua metodi consolidati, anche in modo da favorire la confrontabilità con altre simili esperienze e molti studi descrittivi che valutano gli effetti sanitari dell’inquinamento in rapporto a delle sorgenti puntiformi o comunque piuttosto localizzate, come industrie o zone industriali, discariche, inceneritori, utilizza come indicatore di effetto la mortalità. Tabella 2. Patologie oggetto di studio

- Mortalità totale - Tumori totali

- Tumori totali 0-64 anni - Malattie infettive - Malattie del sistema circolatorio

- Malattie del sistema circolatorio 0-64 anni - Malattie apparato respiratorio

- Malattie apparato respiratorio 0-64 anni - Malattie croniche app. respiratorio

(bronchite cronica, enfisema e asma) 0-64 anni

- Malattie app. genito-urinario - Malattie app. genito-urinario 0-64 anni - Cause maldefinite - Incidenti, avvelenamenti e traumi - Cirrosi epatica - Cirrosi epatica 0-64 anni - Diabete - Diabete 0-64 anni - Tumore mammella

- Tumore utero - Tumore prostata - Tumore stomaco - Tumore colon retto - Tumore fegato e dotti - Tumore laringe - Tumore trachea, bronchi e polmoni - Tumore maligno pleura - Tumore vescica - Tumore sistema nervoso centrale - Tumore sistema nervoso centrale 0-14

anni - Linfomi non hodgkin - Morbo di Hodgkin - Mieloma multiplo - Leucemie - Leucemie 0-14 anni

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4) Le cause di morte individuate come indicatori di effetto ed indicate in grassetto nella tabella 2 sono state scelte in quanto teoricamente correlabili all’esposizione ai principali inquinanti rilevati nel corso del monitoraggio (indipendentemente da una valutazione delle basse concentrazioni rilevate) in particolare PM10 e alcuni metalli pesanti cancerogeni (cadmio, arsenico, nichel, cromo esavalente), Anche se, come si è evidenziato nel capitolo sul risk assessment, le concentrazioni rilevate nel corso del monitoraggio sarebbero troppo basse per permettere la rilevazione di questi effetti su una popolazione di piccole dimensioni, sono stati scelti gli indicatori di effetto soprariportati, per vari motivi: anche se le concentrazioni degli inquinanti ora sono relativamente basse.si ignora la concentrazione in ani passati, anche se si è tenuto conto dell’effetto additivo dei vari inquinanti,non si può tener conto dell’effetto sinergico, e di eventuali inquinanti non monitorati, ed infine perché questi sono gli indicatori sanitari generalmente utilizzati in letteratura in studi geografici sugli effetti sanitari dell’inquinamento. Con lo studio della mortalità cardiovascolare, respiratoria e per cause naturali si considerano sia gli effetti a breve che a lungo termine dell’inquinamento da PM10; i due effetti sono concatenati fra loro in quanto l’esposizione all’inquinamento favorisce l’insorgenza di patologie croniche come effetto a lungo termine e costituisce il fattore che diminuisce la sopravvivenza e porta al decesso persone in genere anziane già affette da queste patologie come effetto a breve termine (fenomeno dell’harvesting); il meccanismo con il quale sono correllati gli effetti a breve e a lungo termine è illustrato graficamente nella Fig. 1 Figura 1 Grafico della mortalità correlata all’inquinamento atmosferico, comprendente i casi correlati sia ad esposizione a breve termine che a lungo termine. Adattato da un rapporto dell’ UK Department of Health .UK Department of Health, Committee on the Medical Effects of Air Pollution. “Quantification of the effects of air pollution on health in the United Kingdom”. London, United Kingdom: The Stationary Office, 1998. Tratto da “Assessment of Deaths Attributable to Air Pollution: Should We Use Risk Estimates based on Time Series or on Cohort Studies?” N. Künzli, S. Medina, R. Kaiser , P. Quénel, F. Horak, Jr. and M. Studnicka

- American Journal of

Epidemiology Vol. 153, No. 11 : 1050-1055 - 2001

D’altra parte vista la rarità dei decessi la mortalità non può essere studiata esclusivamente come effetto a breve termine ( la popolazione studiata negli studi MISA 1 e 2, APHEIS, NMMAPS II è di alcuni milioni di abitanti e non poche migliaia) Per quanto riguarda lo studio dell’incidenza per altre malattie questo non è possibile perchè non abbiamo tranne che per i tumori e le malformazioni dei registri dai quali ricavare tassi di incidenza per sesso ed età con i quali confrontare e standardizzare i tassi registrati nell’area, perché i tassi registrati nell’area sarebbero tassi di ricoveri ospedalieri e non di incidenza vera e propria (per alcune patologie non si viene ricoverati).

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Moimacco

5) Vanno infine evidenziati alcuni limiti dello studio ed alcune assunzioni conseguenti. a) Viene stimato un eventuale eccesso di determinate malattie che hanno causato la morte nella popolazione residente nella zona studiata in un determinato arco di tempo (2000-2005) Un eventuale eccesso non è necessariamente associato ad una esposizione all’inquinamento, in particolare a quello rilevato con il monitoraggio Le neoplasie hanno un lungo periodo di latenza, anche 20 anni, per cui non sono necessariamente associate all’esposizioni alle concentrazioni di inquinanti rilevate nel corso del monitoraggio ( come abbiamo detto nel capitolo, le concentrazioni rilevate in atmosfera - ad esempio per il cadmio, il nichel, il cromo esavalente, l’arsenico e il benzene - sia per le Air Quality Guidelines WHO che con la stima effettuata nell’analisi di rischio, non giustificherebbero effetti rilevabili) Assumiamo che in passato vi siano state concentrazioni non conosciute, e anche di inquinanti non misurati (ad esempio IPA) e cercheremo direttamente eventuali effetti sanitari correlabili con esposizioni ignote. b) Le neoplasie hanno numerosi fattori di rischio, per lo più correlati agli stili di vita,(abitudini al fumo, alimentazione, tipo di residenza - con presenza ad esempio di inquinamento indoor da riscaldamento a legna e scarsa ventilazione e/o mobili con emissioni di formaldeide, e/o presenza di radon - ) oltre che genetiche, individuali e di popolazione, e in piccola parte ad esposizione da inquinanti ambientali e solo per alcuni tipi di neoplasie. Esistono almeno 300 tipi di tumore e non sono un'unica malattia ma tutte malattie diverse ciascuno con diversi fattori di rischio e con diverso peso. Ad esempio il tumore della mammella non ha come fattore di rischio l’inquinamento, anche se alcuni inquinanti influenzano il sistema endocrino, il tumore del fegato ha come principale fattore di rischio l’alcool, e l’infezione da virus dell’epatite B e C, anche se vi sono sostanze chimiche come i monomeri del PVC che possono a determinate dosi essere agenti cancerogeni per il fegato., Anche i tumori polmonari che potrebbero essere più intuitivamente associati all’inquinamento atmosferico, sono per l’80% correlati al fumo e come seconda causa all’esposizione abitativa al radon vedi esempio proporzioni c) Assumiamo che questi fattori di rischio legati allo stile di vita e a fattori genetici non varino all’interno della popolazione studiata e sceglieremo come indicatore di effetto le neoplasie nel loro complesso. Questo anche perché i casi attesi, per singole tipologie di tumori, in popolazioni piccole come quelle presenti nelle aree esaminate sarebbero talmente pochi, da rendere difficile un confronto statistico con i casi osservati. Va comunque tenuto presente, che come evidenziato nella figura qui riportatata, la distribuzione spaziale del rischio, oltre che dalla distribuzione spaziale dell’esposizione dipende dalla distribuzione della diversa suscettibilità della popolazione,e questa è stata controllata solo per quanto riguarda il fattore età e sesso, ma non per gli altri fattori confondenti o modificatori di effetto.

da Jerrett M. and Finkelstein M.‘Geographies of Risk in Studies Linking Chronic Air Pollution Exposure to Health Outcomes',Journal of Toxicology and Environmental Health, Part A, 68:13,1207-1242

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d) La mortalità generale e quella per grandi gruppi di cause (neoplastiche, cardiovascolari, respiratorie) sono correlate con alcune caratteristiche socio economiche della popolazione, riassunte nell’indice di deprivazione. In conclusione sono stati scelti come indicatori sanitari di effetto le morti per le seguenti cause (secondo la classificazione ICD-9): - mortalità per tutte le cause non accidentali “cause naturali” ICD.9 1-799

- mortalità per tumori ICD.9 140-239

- mortalità per tutte le patologie cardiovascolari ICD.9 390-459

- mortalità per tutte le cause respiratorie ICD.9 460-519

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Identificazione dell’area e della popolazione e loro caratteristiche

1.Popolazione

La popolazione che si è scelto di studiare è quella residente dal 2000 al 2005 in un raggio di 4 km dalla principale sorgente di inquinamento atmosferico della zona industriale, e residente nei Comuni di Moimacco, Cividale del Friuli, Premariacco, Torreano, Faedis e Remanzacco. Riportiamo nelle pagine seguenti i principali dati demografici ricavati dalla banca dati dell’ISTAT DEMO Cividale del Friuli 2002-2005

2002 2003 2004 2005

Popolazione al 1° Gennaio 11369 11371 11436 11541

Nati 101 113 102 100

Morti 164 167 123 147

Saldo Naturale -63 -54 -21 -47

Iscritti da altri comuni 246 264 307 311

Iscritti dall'estero 79 107 72 91

Altri iscritti 1 5 88 4

Cancellati per altri comuni 250 250 280 328

Cancellati per l'estero 11 7 15 20

Altri cancellati 0 0 46 15

Saldo Migratorio 65 119 126 43

Popolazione al 31 Dicembre 11371 11436 11541 11537

Cividale del Friuli 1991-2001

Popolazione

Inizio periodo Nati Morti

Saldo migratorio

interno Saldo residuo

Popolazione

fine periodo

1991 11215 11 35 -19 6 11178

1992 11178 91 156 4 3 11120

1993 11120 86 165 77 18 11136

1994 11136 83 157 24 -12 11074

1995 11074 86 133 1 14 11042

1996 11042 84 154 27 19 11018

1997 11018 88 132 63 6 11043

1998 11043 97 145 18 6 11019

1999 11019 101 155 35 11 11011

2000 11011 88 137 465 34 11461

2001 11461 69 121 -50 14 11373

200


Moimacco

Moimacco 2002-2005

2002 2003 2004 2005


Nati 13 14 21 6

Morti 8 14 17 14

Saldo Naturale 5 0 4 -8







Saldo Migratorio 21 -6 32 -11


Moimacco 1991-2001

Premariacco 2002-2004

2002 2003 2004 2005


Nati 31 41 33 33

Morti 28 46 38 37

Saldo Naturale 3 -5 -5 -4







Saldo Migratorio 37 47 -17 8


Popolazione

inizio periodo Nati Morti

Saldo migratorio


Popolazione

fine periodo

1991 1408 1 4 0 9 1414

1992 1414 12 12 -3 -10 1401

1993 1401 10 12 -2 8 1405

1994 1405 13 10 13 10 1431

1995 1431 12 10 7 5 1445

1996 1445 14 16 -1 -3 1439

1997 1439 19 9 40 6 1495

1998 1495 8 15 41 -1 1528

1999 1528 18 15 -3 -7 1521

2000 1521 21 12 18 -2 1546

2001 1546 16 20 15 0 1557

201


Moimacco

Premariacco 1991-2001

Popolazione


Saldo migratorio


Popolazione

fine periodo

1991 3784 8 8 8 -7 3785

1992 3785 53 28 18 9 3837

1993 3837 42 43 15 0 3851

1994 3851 50 50 4 4 3859

1995 3859 32 38 55 11 3919

1996 3919 34 37 5 3 3924

1997 3924 39 41 -3 5 3924

1998 3924 30 30 30 2 3956

1999 3956 30 31 -2 3 3956

2000 3956 36 46 39 -3 3982

2001 3982 28 29 21 -1 4001

Faedis 2002-2005

2002 2003 2004 2005


Nati 29 28 19 13

Morti 40 42 28 43








Saldo Migratorio 3 26 23 -14


Faedis 1991-2001

Popolazione


Saldo migratorio


Popolazione

fine periodo

1991 3013 5 6 7 3 3022

1992 3022 31 44 20 5 3034

1993 3034 24 42 -4 1 3013

1994 3013 30 45 41 10 3049

1995 3049 15 35 11 3 3043

1996 3043 15 29 1 -2 3028

1997 3028 27 40 18 -11 3022

1998 3022 29 53 6 -22 2982

1999 2982 22 35 12 -1 2980

2000 2980 26 29 100 2 3079

2001 3079 28 27 -8 -2 3070

202


Moimacco

Remanzacco 2002-2005

2002 2003 2004 2005


Nati 67 65 57 63

Morti 58 50 46 44

Saldo Naturale 9 15 11 19







Saldo Migratorio 40 49 83 78


Remanzacco 1991-2001

Popolazione


Saldo migratorio


Popolazione

fine periodo

1991 5051 4 4 0 7 5058

1992 5058 48 48 21 9 5088

1993 5088 45 64 40 3 5112

1994 5112 50 37 43 15 5183

1995 5183 45 53 33 1 5209

1996 5209 48 62 45 8 5248

1997 5248 38 47 29 3 5271

1998 5271 57 53 44 18 5337

1999 5337 49 52 38 7 5379

2000 5379 52 49 60 28 5470

2001 5470 40 32 57 12 5547

Torreano 2002-2005

2002 2003 2004 2005


Nati 18 15 24 20

Morti 24 29 29 23








Saldo Migratorio 37 20 8 -2


203


Moimacco

Torreano 1991-2001

Popolazione


Saldo migratorio


Popolazione

fine periodo

1991 2259 1 7 6 -1 2258

1992 2258 20 30 17 -6 2259

1993 2259 11 22 19 7 2274

1994 2274 15 28 15 0 2276

1995 2276 23 27 -3 11 2280

1996 2280 19 30 -4 6 2271

1997 2271 20 28 20 9 2292

1998 2292 15 20 4 6 2297

1999 2297 25 26 -12 1 2285

2000 2285 12 22 -58 23 2240

2001 2240 21 17 26 -4 2266

Nella figura presente è rappresentata l’area di studio che comprende tutta la popolazione di Moimacco, una parte di quella di Cividale e Premariacco, una parte minore di Torreano e una piccola parte di Faedis e Remanzacco.

204


Moimacco

2. Indice di deprivazione

Le condizioni sociali ed economiche sono un fattore che influisce molto sulla mortalità di una popolazione. Condizioni socioeconomiche disagiate possono essere coesistenti con altri fattori di rischio quali quelli legati alla dieta, al consumo di alcool, all’abitudine al fumo, a determinate attività lavorative e condizioni abitative, oltre a diverse modalità di accesso ai servizi sanitari. Studi effettuati in Italia già alcuni anni fa hanno registrato un aumento del rischio di ammalarsi di neoplasie delle vie respiratori e dell’apparato digerente correlate con condizioni socioeconomiche disagiate, e il fenomeno è stato parzialmente spiegato con alcuni fattori di rischio più frequenti in questo settore della popolazione (fattori dietetici, consumo di alcool, abitudine al fumo)146. Negli studi epidemiologici nei quali si studia l’influenza dell’ambiente sulla salute il fattore socioeconomico, specialmente gli studi ecologici, andrebbe controllato (possibilmente i tassi di mortalità dovrebbero essere standardizzati per questo fattore, come viene standardizzata per sesso ed età)147. Per poter misurare il fattore socioeconomico devono essere creati degli indici, che vengono chiamati indici di deprivazione. “Esistono diversi indici di deprivazione (Barman 1983, Townend 1988, Carstairs 1991, MATDEP 1993, SOCDEP 1993, Cadum et al 1998, Michelozzi et al 1999, Valerio Vitello 2000) che utilizzando molte variabili associate tra loro in vari modi definiscono un tipo di deprivazione materiale e/o sociale. Fra le variabili considerate abbiamo ad esempio: numero di famiglie monoparentali, lavoro manuale del capofamiglia, disoccupazione, sovraffollamento, cambio di residenza, minoranze etniche , proprietà/affitto della casa, mancanza di servizi igienici/riscaldamento, famiglie con invalidi, livello di istruzione, numero di componenti famiglia148.

146 Faggiano F., Zanetti R., Costa G., 1994 “Cancer risk and social inequalities in Italy”, Journal of Epidemiology and Community Health; 48:447-452 147 Grisotto L., Catelan D, Lagazio C, Biggeri A., 2007 “Uso dell’indice di deprivazione materiale in epidemiologia descrittiva”, Rapporti ISTISAN 07/50 148 Costa G,. Spadea T., Cardano M., 2004, “Disuguaglianze di Salute in Italia”, Epidemiologia e Prevenzione, anno 28 (3) maggio-giugno

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Moimacco

I dati utilizzati sono stati forniti dall’ISTAT149 e derivano dal questionario del Censimento della popolazione e delle abitazioni (ISTAT 2001); i dati sono relativi all’intera popolazione italiana residente e censita, composta di 56.995.744 suddivisa in 352.205 sezioni di censimento; sono frequenze assolute su:

• popolazione (struttura demografica, condizione professionale, spostamenti quotidiani)

• abitazioni ed edifici

• famiglie (tipologia, ampiezza, condizione professionale del capo-famiglia)

• stranieri (provenienza). Sono state identificate 280 variabili che riassumono le caratteristiche contenute nei 4 temi sopraelencati.. Gli indicatori selezionati dal dott. Nicola Caranci dell’Agenzia Sanitaria e Sociale Regionale _ Emilia-Romagna per comporre l’indice sintetico sono: x1: % di popolazione con istruzione pari o inferiore alla licenza elementare (mancato raggiungimento

obbligo scolastico) x2: % di popolazione attiva disoccupata o in cerca di prima occupazione x3: % di abitazioni occupate in affitto x4: % di famiglie monogenitoriali con figli dipendenti conviventi x5: densità abitativa (numero di occupanti per 100m2). L’indice sintetico è una variabile continua e rappresenta lo scarto rispetto alla media nazionale delle caratteristiche di deprivazione; nella nota riportiamo in maggior dettaglio le caratteristiche dell’indice (tratto, come le precedenti spiegazioni dalla nota esplicativa fornitaci dal dott. Nicola Caranci150. L’indice di deprivazione del Friuli Venezia Giulia è risultato basso rispetto alle altre regioni italiane (nelle note riportiamo il confronto tra le regioni). Il Friuli ha l’indice di deprivazione più basso; significativamente sotto la media sono anche il Veneto, l’Umbria, le Marche, l’Emilia Romagna, la Lombardia, il Trentino alto Adige. L’indice è stato ricalcolato dal dott Nicola Caranci a livello regionale, con una ricalibrazione mediante standardizzazione con media e deviazione standard regionali e suddivisione in quintili relativi alla popolazione della regione.

149 Dati acquisiti all’interno del progetto ex art. 12: “valorizzazione dei dati del censimento 2001 per il monitoraggio e l’analisi delle diseguaglianze sociali nella salute in Italia”. 150

L'indice è una variabile continua e rappresenta lo scarto rispetto alla media nazionale di caratteristiche di deprivazione:

∑=

=5

1iizID

i

i

x

xi

i s

xz

µ−=

L’indice è classificato in modo da diventare una variabile ordinale con 5 categorie. La scomposizione in classi si basa sui quintili di popolazione per tutta l'Italia (l'etichetta "molto ricco" identifica così il 20% di popolazione con i valori dell'indice più bassi). Il criterio adottato consente di ricavare una variabile poco influenzata nella sua definizione dalle unità statistiche che contengono pochi residenti. Si ottiene una ponderazione che traduce l’importanza di una sezione in base agli abitanti che la compongono. Per applicazioni su contesti locali si possono costruire le appropriate categorie di deprivazione in base allo stesso criterio applicato all'area considerata. In tal caso, è opportuno l’uso di una standardizzazione differente: con media e deviazione standard specifiche del contesto in esame, e non dell’intera nazione.

206


Moimacco

Nella figura è rappresentata la mappa degli indici di deprivazione dei Comuni della provincia di Udine realizzata con EpiMap. L’indice di deprivazione più alto si trova nelle zone di montagna in Carnia e Canal del Ferro e in alcuni Comuni delle valli del Natisone e dell’Alto Torre, oltre a qualche Comune della Bassa Friulana, specie vicino al Veneto.

Nella figure precedenti è riportata la distribuzione dell’indice in Provincia di Udine e nei Comuni vicini alla zona industriale (indicata con un punto rosso): l’azzurro scuro è il quintile con indice di deprivazione più alto – più poveri – il celeste più chiaro il più basso. I Comuni dell’area sono inoltre nel primo quintile (con basso indice di deprivazione- molto ricco) tranne Cividale del Friuli che è nel terzo (medio) e Faedis che è nel secondo (ricco). A livello comunale i comuni oggetto di studio sono fra i meno deprivati della regione, ed essendo il Friuli Venezia Giulia la regione meno deprivata d’Italia, si può affermare che sono fra i meno deprivati d’Italia. A livello comunale nell’area oggetto di studio la deprivazione sociale e materiale dovrebbe quindi avere poca influenza su eventuali tassi di mortalità più elevati rispetto ad altre aree.

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Moimacco

Nella figura è riportata la distribuzione delle sezioni di censimento nei comuni interessati dallo studio (Cividale del Friuli, Moimacco, Premariacco, Torreano, Faedis, Remanzacco). Alcune sezioni sono in bianco o rosa perché mancano i dati. Gli indici dal celeste chiaro al blu vanno dal più ricco al più deprivato (1: molto ricco; 2: ricco; 3: medio; 4: deprivato; 5: molto deprivato) Non è possibile sovrapporre questa mappa alle corone circolari costruite per lo studio, ma comunque è evidente una certa eterogeneità nella distribuzione. Gli indici di deprivazione alti non sono sembrano essere concentrati vicino alla zona industriale (come talvolta capita) né il contrario. Non è comunque stato possibile effettuare una standardizzazione per l’indice di deprivazione principalmente in quanto in non tutti i Comuni i numeri civici sono georeferenziati.

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Moimacco

Metodi di studio: linkage dei dati ambientali, anagrafici e sanitari ed elaborazione

statistica dei dati

Premessa

Per studiare lo stato di salute di una popolazione residente aree dove sono presenti definite fonti di inquinamento si effettuano generalmente in prima battuta studi descrittivi o geografici o ecologici; nel caso con questi studi si evidenziassero eccessi correlabili con l’esposizione all’inquinamento si possono effettuare studi analitici, come ad esempio studi caso controllo, con i quali si può controllare maggiormente la presenza di fattori confondenti ovvero fattori di rischio ai quali può essere esposta la popolazione e che hanno in comune con il fattore di rischio dell’esposizione all’inquinamento gli stessi effetti sanitari (morti per cause specifiche e malattie). Negli studi geografici o ecologici il mancato controllo di questi fattori confondenti può causare una distorsione dei risultati definita come fallacia ecologica. Con gli studi geografici si studia la distribuzione nello spazio di morti per cause specifiche o malattie o si ricercano eventuali aggregazioni spaziali e/o temporali (o cluster ). Gli studi geografici a piccola scala possono essere distinti151 in: 1) mappatura delle malattie (o disease mapping) o atlanti di mortalità; 2) studi di correlazione geografica il cui l’obiettivo è esaminare variazioni geografiche tra l’esposizione di gruppi di popolazione a variabili ambientali (che possono essere misurate in aria, acqua o suolo), variabili socioeconomiche e demografiche, variabili legate allo stile di vita (come abitudine al fumo, dieta) e determinati effetti sanitari correlati a queste variabili e misurati su scala geografica; 3) ricerche di aggregazioni spaziali (e temporali) o cluster vicino a sorgenti puntiformi152 o comunque localizzate e sorveglianza dei cluster I cluster sono aggregazioni nello spazio e/o nel tempo di eventi sanitari (casi di malattie, decessi). Va distinto il caso in cui vi sia una segnalazione di un cluster e si deve accertarne la presenza e cercare di individuarne le cause, e il caso in cui si conosca già l’esistenza di problematiche ambientali o inquinamenti che potrebbero causare cluster di malattie, e si deve cercare l’eventuale presenza di cluster. In questo caso, come è stato fatto effettivamente nel nostro studio, prima va fatta una analisi preliminare dei dati ambientali e delle esposizioni agli inquinanti alle quali può essere soggetta la popolazione. In questo caso va quindi preliminarmente effettuata una “valutazione di salute pubblica” come definita dall’ATSDR (1992b)153. In base all’esito di questa valutazione si prevedono diversi interventi154; nel nostro caso, in base alle

151 Elliott P, Wartenberg D. Spatial epidemiology: current approaches and future challenges. Environ Health Perspect. 2004 June; 112(9): 998–1006. 152 Biggeri, A., Lagazio, C. (1999) Case-control analysis of risk around putative sources. In: Lawson, A.B., Biggeri, A., Böhning, D., Lesaffre, E., Viel, J.F., Bertolini, R. (eds) Disease Mapping and Risk Assessment for Public Health. Wiley: New York. 153

“L’ATSDR definisce una valutazione di salute pubblica come una valutazione di dati e informazioni in relazione a sostanze pericolose nell’ambiente, impegnandosi a: - valutare ogni impatto attuale o futuro sulla salute pubblica; - sviluppare consigli sulla salute o altre raccomandazioni; - identificare studi o attività necessari per valutare e mitigare o prevenire effetti dannosi per la salute umana. Per ATSDR, una valutazione dell’igiene pubblica rappresenta lo sforzo iniziale per catalogare un sito inquinato pericoloso (ATSDR, 1992b), ma più generalmente una valutazione della salute pubblica può essere il primo di una sequenza di eventi che portano a una indagine epidemiologica di sito . Le valutazioni della salute pubblica di ATSDR sono attualmente basate su tre fonti chiave di informazione: - dati di contaminazione ambientale (es. dati sui livelli di contaminanti nell’acqua di falda o nell’aria); - dati degli esiti sulla salute (es. tumori o tassi di incidenza di malformazioni alla nascita); - informazioni su preoccupazioni per la salute che emergono della comunità (es. informazioni provenienti dagli operatori della sanità locale riguardo inusuali aspetti di morbosità).” Tratto da 10.4 Indagini specifiche sull’impatto sanitario dell’inquinamento locale. Pag 256-259 in “Epidemiologia ambientale: Metodi di studio e applicazioni in sanità pubblica” (2004) – a cura di: Dean Baker, Fabio Barbone, Rebecca Calderon, Tord Kjellstrom, Harris Pastides In collaborazione con: USEPA (United States Environmental Protection Agency) - traduzione in lingua italiana di: “Environmental Epidemiology: A Textbook on Study Methods and Public Health Applications” Edizione preliminare - WHO/SDE/OEH/99.7 - http://www.arpat.toscana.it/pubblicazioni/epidemiologia-ambientale/attachment_download/pubblicazione 154

“Nella sua valutazione della salute pubblica, ATSDR classifica la minaccia posta da un particolare sito inquinato pericoloso in base alle seguenti cinque categorie di pericolo (ATSDR 1992b): 1. Pericolo urgente per la salute pubblica - sito per il quale anche un breve periodo di esposizione rappresenterebbe un serio pericolo per la salute. 2. Pericolo per la salute pubblica - sito per il quale un’esposizione per un lungo periodo rappresenterebbe un pericolo per la salute.

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Moimacco

considerazioni fatte nella parte della presente relazione riguardante la valutazione del rischio, si è deciso di effettuare un approfondimento e una ricerca di cluster.155 In tutti i casi per studiare l’incidenza di malattie (ovvero il numero di casi di malattia che insorgono in un determinato periodo, ad esempio un anno in una determinata popolazione, espresso (ovvero il numeo come tasso ovvero numero di casi su popolazione di) 1000, 10000 o 100000 ad esempio) o la mortalità (il numero di morti che si verificano in un determinato arco di tempo ad esempio un anno in una determinata popolazione, espressa come tasso ovvero numero di casi su popolazione di 1000, 10000 o 100000 ad esempio) si utilizzano misure di frequenza come: - SMR (Rapporti standardizzati di mortalità) e SIR (Rapporti standardizzati di incidenza) Gli SMR (e i SIR) sono i rapporti tra i casi osservati (rispettivamente di morte per causa specifica o di malattia in un determinato arco di tempo) e i casi attesi (attesi se la popolazione allo studio avesse gli stessi tassi di una popolazione generale di riferimento, mantenendo però la proprie caratteristiche di distribuzione di fasce d’età e sesso; questo è il metodo della standardizzazione indiretta, con il quale si correggono le distorsioni dovute ad esempio ad una maggiore percentuale di popolazione anziana nella popolazione studiata, con conseguente maggiore numero di morti e malattie, dovute esclusivamente a fattori anagrafici). Degli SMR si parlerà ancora quando verranno illustrati i risultati dell’indagine epidemiologica. Altre misure di frequenza utili sono i SMR standardizzati, oltre che per età, anche per indice comunale di deprivazione socio-economica (Cadum, Costa et al., 1999), costruito sulla base di diverse variabili di censimento (proporzione della popolazione di più di sei anni di età con sola licenza elementare o senza, proporzione di disoccupati tra la popolazione attiva, proporzione della popolazione abitante in case non di proprietà, proporzione di famiglie di genitori soli con figli e superficie media delle abitazioni); - SPMR (rapporti standardizzati proporzionali di mortalità) per residenti stabili, utilizzato allo scopo di evidenziare eventuali differenze tra la mortalità di tutti i residenti e dei “nativi”, in modo da riconoscere la presenza di effetti legati a flussi migratori. SPMR è in questo caso l’acronimo della denominazione inglese Standardized Proportional Morbidity (o Mortality) Ratio (Rapporto Standardizzato di Morbilità Proporzionale) e la sua interpretazione è simile all’SMR: esprime il rapporto tra il numero di eventi osservato in un’area ed il numero di eventi atteso se la proporzione di eventi per una specifica diagnosi rispetto al totale degli eventi fosse la stessa osservata nell’intera area considerata. La formulazione algebrica del SPMR è identica a quella del SMR.156 (da SALUTE ed AMBIENTE Atlante delle patologie ambientali del Piemonte), “I valori dei rapporti standardizzati proporzionali di mortalità (SPMR) non differiscono molto dai valori dei rapporti tra tassi (SMR) a condizione che la mortalità generale non abbia variazioni eccessive e che la causa analizzata sia relativamente rara: per quest'ultima ragione è bene calcolare gli SMR per la mortalità generale e per i grandi settori nosologici, e gli SPMR per le singole cause di decesso”.157 - Rischio cumulativo per classi di età inferiori a 64 anni, interpretabile direttamente come la probabilità di morte per la causa in questione fino al compimento di 65 anni di età. 1) Mappe di malattia e Atlanti di mortalità. Con gli atlanti di mortalità si evidenzia la distribuzione della mortalità in aree geografiche, ed eventuali gradienti o zone dove vi sono eccessi; il grado di dettaglio in genere è elevato e varia secondo le unità amministrative degli stati in cui l’analisi viene effettuata: in Italia in genere sono su base comunale. I principali esempi di atlanti realizzati in Italia sono:

3. Pericolo per la salute pubblica indeterminato - siti per i quali l’informazione è incompleta. 4. Pericolo per la salute pubblica non evidente - siti per i quali l’esposizione umana alle matrici ambientali contaminate sta avvenendo o è avvenuta nel passato, ma a livelli che non rappresentano un pericolo per la salute. 5. Nessun pericolo per la salute pubblica - siti che non pongono pericoli per la salute pubblica. Un sito è posto in una di queste categorie sulla base di un giudizio da parte di un gruppo di esperti di sanità ambientale, usando criteri di peso-della-prova. Come tale, la determinazione non è basata su una metodologia formale, quantitativa, di valutazione del rischio (ATSDR,1992b). Classificando i siti in base al pericolo per la salute umana essi consentono a un’agenzia o a un team investigativo di indirizzare risorse e sforzi di programma dove essi sono più necessari.” Tratto dal sopraccitato “Epidemiologia ambientale: Metodi di studio e applicazioni in sanità pubblica” (2004) 156

Salute ed ambiente: atlante delle patologie ambientali del Piemonte” a cura di Demaria M., Cadum E., - ARPA Piemonte – dicembre 2006 157 Cesare Cislaghi, Maura Dal Cason, Maurizio Camnasio, Claudia Montalbetti - Atlante italiano di mortalità Bollettino CILEA n. 64 Settembre 1998

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Moimacco

-L’Atlante italiano di mortalità di C. Cislaghi158 nel quale è rappresentata la distribuzione della mortalità per tutte la cause (classificate con i codici ICD-IX) a livello comunale in tutta Italia ed è possibile effettuare elaborazioni statistiche dei dati ( stime di densità: stime kernel, trend surfaces, indicatori bayesiani empirici; analisi della struttura con test di autocorrelazione I di Moran, test di Stone; rischi relativi per l’età); gli indicatori utilizzati sono gli SMR, e gli SPMR (con standardizzazione indiretta). Vi sono inoltre numerosi atlanti regionali (ad es. in Piemonte : “Salute ed ambiente: atlante delle patologie ambientali del Piemonte” a cura di Demaria M., Cadum E., - ARPA Piemonte – dicembre 2006”, in Toscana: “Atlante della mortalità in Toscana dal 1971 al 1994 - Vigotti M. A., Biggeri A., Dreassi E., Protti M.A., Cislaghi C. – Edizioni Plus – Università di Pisa- settembre 2001 – e “La mortalità in Toscana – Anno 2000 - Chellini E., Giovanetti L., Fornai M.G., Martini A.,Querci A., Sorso B.e Seniori Costantini A., CSPO, Registro di Mortalità Regionale -U.O. Epidemiologia Ambientale-Occupazionale- CSPO – Istituto Scientifico della Regione Toscana159, in Veneto “La mortalità nel Veneto dal 2000 al 2007 – a cura del Servizio epidemiologico Regione Veneto - Alba N., Avossa F.,Bassani M., Brocco S., Fedeli U., Lisiero M., Maria Marchesan, Milan G., Schievano E., Visentin C., Zambon F., Spolaore P.. Settembre 2009160, in Emilia Romagna: Atlante della mortalità in Emilia-Romagna 1998-2004 – Agenzia sanitaria e sociale regionale – Regione Emilia Romagna- Dossier 156/2007161, in Sicilia: “Atlante della mortalità per causa – 1985-2000 – Dipartimento Osservatorio epidemiologico Regione Siciliana- a cura di Cernigliaro A., Dardanoni G., De Sario M., D’Ovidio M., Fantaci G., Miceli P., Michelozzi P., Nano M., Peducci C.A., Pollina Addario S., Scondotto S.162 (a livello di ASL e Distretti), e Atlante Sanitario della Sicilia -Aggiornamento 1997-2002 Analisi della mortalità evitabile, per livello socioeconomico e rappresentazione comunale Registro Nominativo delle Cause di Morte (ReNCaM) 2004-2005 (con mappe a dettaglio comunale)163, in Liguria Registro di mortalità164(al grado di disaggregazione di di ASL , Distretti e circoscrizioni di Genova165 ). Anche a livello provinciale sono stati realizzati diverse pubblicazioni (ad es. Bergamo166) Infine vanno ricordati gli atlanti pubblicati dai diversi registri di malattia, in particolare i registri tumori, i registri mesoteliomi, i registri malformazioni e registri malattie cardiovascolari. Altre importanti fonti di dati di mortalità a livello nazionale sono le banche dati dell’ISTAT: Health for All Italia (http://www.istat.it/sanita/Health/%2520) che è una raccolta di indicatori ( tra cui tassi di mortalità per alcuni gruppi di cause ) confrontabili a livello europeo (esiste anche la banca dati europea per i 53 paesi membri di OMS Europa: http://www.euro.who.int/hfadb) e altre banche dati o Tavole di mortalità della popolazione italiana per provincia e regione di residenza anni 1974-2006 a cura dell'ISTAT (http://demo.istat.it/ ). Un importante atlante della mortalità evitabile ( evitabile con la prevenzione primaria, secondaria e terziaria) è l’atlante ERA (Epidemiologia e Ricerca Applicate): http://new.atlantesanitario.it/. Anche

158 Cislaghi C. GIS 8 - Atlante italiano di mortalità 1981-2001. Versione 8.0 beta-test. ATI ESA 2005. 159

http://ius.regione.toscana.it/cif/infbreve/infbreve33.pdf 160 http://www.serveneto.it/public/File/documents/rapporti/rapportomortalita0007/rapportomortalita20002007.html 161 http://asr.regione.emilia-romagna.it/wcm/asr/collana_dossier/doss156/link_1/doss156-1.pdf http://asr.regione.emilia-romagna.it/wcm/asr/collana_dossier/doss156/link_2/doss156-2.pdf 162 http://www.doesicilia.it/media/ATLANTE%20DI%20MORTALITAtesto.pdf 163 http://www.doesicilia.it/atlante/ATLANTE%20SANITARIO%20della%20SICILIA.htm 164 http://registri.istge.it/index.htm 165 In alcune aree è stata effettuata la mappatura, classificazione e valutazione del rischio oncogeno ambientale nell'area di Genova Multedo e del ponente genovese (Voltri, Prà, Pegli, Sestri). E’ stata effettuata un'analisi dei trend di mortalità 1992-2004 per causa di morte (Garrone e coll RMRL) e un'analisi dei trend di incidenza 1986-2000 per sede di tumore (Casella e coll RTRL) entrambe con valutazione su piccola area (12 Unità Urbanistiche) tramite metodologia bayesiana e una analisi dei trend di incidenza e mortalità in aree specifiche di Ge-Pegli-Multedo individuate tramite mappatura della diffusione di composi organici volatili (VOC). Si è quindi approfondita l'analisi valutando l'effetto della deprivazione sulla variazione degli indici tramite utilizzo dell'Indice di Deprivazione Nazionale (2001). M.Vercelli, C.Casella, E.Garrone, A.Puppo, E.Marani, M.A.Orengo e Registro Mortalità e Tumori Regione Liguria. Valutazione oncologica rapida dell'associazione fra rischio di malattia (mortalità/incidenza neoplasie) e rischi ambientali. Esempio di valutazione dei rischi ambientali in piccole aree del Comune di Genova. Acts:XXXIIe Reùnion du Groupe pour l'Epidèmiologie et L'Enregistrement du Cancer des Pays de Langue Latine, Montreal, 16-18/5/2007. Queste sono già da considerarsi studi di correlazione geografica e ricerche di cluster vicino a sorgenti puntiformi (nell’area è presente una grande acciaieria – cokeria sorgente di inquinamento da benzene, acciaieria con caratteristiche e tipo di inquinanti diversi da quella presente nell’area di Cividale del Friuli e Moimacco). 166 http://www.bronzone.it/IT/territorio/documenti/agenda_21/atlante_epidemiologia_geografica.pdf

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nell’Azienda Sanitaria n°4 “Medio Friuli” è stato realizzato uno studio della mortalità nel “Profilo di salute della popolazione”167 In tutti questi casi il livello di dettaglio comunque è a livello di regione, provincia, ASL o Distretto Sanitario. Quando si studia la distribuzione geografica di malattie o della mortalità per cause specifiche con un elevato grado di dettaglio (come ad esempio su base comunale) si deve tener conto che le variazioni evidenziate sono spesso semplicemente dovute al caso e non ad effettivi eccessi rispetto ai valori di fondo. Ovvero: “Gli studi per piccola area introducono difficoltà di analisi dovute al fatto che fluttuazioni casuali nel numero dei casi o dei decessi (il “rumore di fondo”) diventano preponderanti rispetto alla variabilità della frequenza di malattia o di mortalità” Devono quindi essere effettuate analisi spaziali di eterogeneità. “L’area studiata è suddivisa nei comuni che la compongono e collocata nel proprio contesto spaziale. L’obiettivo è quello di mettere in luce eventuali irregolarità nella distribuzione spaziale della mortalità (ad esempio a causa della presenza di eccessi localizzati) che possano fornire indicazioni circa la presenza di fattori di rischio particolari”.168Il modello per stimare l’etrogeneità fra comuni si basa sull’assunzione che i rischi per comune siano distribuiti in modo regolare. Nel caso si evidenziasse un eterogeneità spaziale del rischio si deve effettuare una mappatura del rischio utilizzando gli SMR (che però sono generalmente instabili se si basano su un piccolo numero di casi osservati; la stima del rischio può quindi essere particolarmente inaffidabile a causa di variazioni casuali nella distribuzione degli eventi) e gli stimatori

bayesiani empirici (EBR) che forniscono stime di rischio più corrette (specie per cause di morte rare e se i casi osservati sono pochi). Applicando modelli bayesiani, il rischio relativo delle zone statistiche è modellato come dipendente da due componenti di variabilità: l’eterogeneità generale dei rischi tra i comuni e l’eterogeneità dei rischi dei comuni prossime all’area in esame. L’effetto di questo modello di stima è di “lisciare” (smoothing) il valore del rischio del comune o della zona verso i valori medi locali, rendendo l’interpretazione della mappa più agevole. Gli stimatori di rischio di tipo bayesiano (metodo di Besag, York e Molliè - BYM) valutano i casi in ogni area tenendo conto della variabilità del rischio nelle aree adiacenti e in tutta la regione. Un rischio elevato ma basato su un numero esiguo di casi, tende così ad essere ridotto in relazione a quanto osservato nelle aree adiacenti. Si ottiene complessivamente uno smorzamento delle oscillazioni dei rischi. Gli stimatori bayesiani assumono che i parametri di associazione siano spazialmente correlati ovverosia che valori relativi ad aree vicine non varino troppo drasticamente; si assume inoltre che alcune covariate possano avere un effetto sulla distribuzione di tali parametri e che possa manifestarsi una sovradispersione spazialmente non strutturata. Sotto tali assunzioni il modello proposto comprende una parte di effetti fissi dovuti al contributo delle covariate, con una componente casuale spazialmente strutturata (clustering) e una componente casuale non strutturata (eterogeneità). Le rappresentazioni grafiche dei rischi, ottenute con il metodo descritto, eliminano le fluttuazioni casuali dei rischi in comuni piccoli portando alla luce le strutture spaziali di rischio più robuste e autocorrelate e fornendo un’immagine più chiara delle aree a maggiore rischio. Gli stimatori bayesiani empirici vengono utilizzati sia negli atlanti di mortalità sia negli studi sulla distribuzione spaziale della mortalità in aree inquinate169. - Come già detto nel paragrafo sulla revisione degli studi su effetti sanitari dell’inquinamento da fonti industriali quando vengono studiate aree estese come le “aree ad elevato rischio di crisi ambientale” identificate in base alla Legge 8.7.1986 n. 349, che interessano molti Comuni e nelle quali gli insediamenti industriali presenti sono di grande entità ed estensione non si può considerare le fonti di inquinamento come puntiformi. Anche nei casi in cui si cerca un eccesso di patologie o di mortalità localizzato nello spazio e/o nel tempo senza avere ipotesi sulle cause o sulle specifiche fonti di inquinamento si ricercano quindi eventuali cluster in tutta l’area che può avere un raggio di molti chilometri.

167 http://www.ass4.sanita.fvg.it/ass4/informa/profilo.asp?style 168 Marco Martuzzi e Francesco Mitis Organizzazione Mondiale della Sanità, Centro Europeo Ambiente e Salute, Roma in “Metodi e strumenti per studi epidemiologici su base geografica in Italia” in Indagini epidemiologiche nei siti di interesse nazionale per le bonifiche delle regioni italiane previste dai Fondi strutturali dell’Unione Europea A cura di Liliana Cori, Manuela Cocchi e Pietro Comba Rapporti ISTISAN 2005/1 169 Salute ed ambiente: atlante delle patologie ambientali del Piemonte” a cura di Demaria M., Cadum E., - ARPA Piemonte – dicembre 2006

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Le “aree ad elevato rischio di crisi ambientale” sono state oggetto di importanti studi (Bertollini R, Fabbri M, Di Tanno N. Ambiente e salute in Italia. Organizzazione Mondiale della Sanita. Casa Editrice: Il Pensiero Scientifico. Roma, 1997 e il successivo Martuzzi M, Biggeri A, Terracini B, Bertollini R. Ambiente e stato di salute nella popolazione delle aree ad alto rischio di crisi ambientale in Italia. Epidemiol Prev 2002; 26(Suppl): 1-53). Una sintesi della bibliografia disponibile (fino al 2003) sugli studi effettuati in queste aree con la sintesi di alcuni risultati si trova nel documento “Le indagini epidemiologiche relative ai 17 siti di interesse nazionale per le bonifiche delle Regioni Obiettivo 1: bibliografia ragionata” Lucia Fazzo -Reparto Epidemiologia Ambientale - Dipartimento Ambiente e connessa Prevenzione Primaria Istituto Superiore di Sanità 170. Le aree nello studio del 2002 sono state distinte in aree complesse: Lambro-Olona-Seveso (381 comuni, 4.850.987 abitanti), Po di Polesine, Po di Volano, Conoidi (un area di 71 comuni delle provincie di Modena, Parma, Reggio Emilia e 3 della provincia di Bologna), Val Bormida (39 comuni, 55.365 abitanti), Napoli (92 comuni, 3.005.320 abitanti), Sarno (22 comuni, 394.000 abitanti) e aree puntiformi: Massa Carrara (2 comuni, 132.931 abitanti, Manfredonia (3 comuni, 97.210 abitanti), Brindisi (4 comuni, 130.298 abitanti), Taranto (4 comuni, 279.141 abitanti), Crotone (1 comune, 58.854 abitanti; area esclusa dall’elenco fino al 1996, ma considerata nello studio) , Portoscuso (5 comuni, 54.616 abitanti), Augusta-Priolo (6 comuni, 209.371 abitanti), Gela (3 comuni, 104.876 abitanti). Successivamente sono state dichiarate aree ad elevato rischio di crisi ambientale altre zone: Porto Marghera, Livorno, Piombino, Falconara, Monfalcone, Orbetello, Milazzo, Va subito precisato che per l’entità delle fonti di inquinamento industriale (o di altra origine), in molti casi l’eterogeneità delle stesse e la numerosità della popolazione interessata queste aree sono difficilmente confrontabili con l’area oggetto di studio. Anche se le aree sono definite puntuali la popolazione di riferimento nelle analisi spaziali e nelle mappe (nelle quali si utilizzano gli stimatori bayesiani empirici) sulle quali si evidenziano eventuali gradienti di rischio o cluster è quella di tutti i comuni della provincia o regione attorno ai comuni definiti come “area ad elevato rischio”. In seguito al Decreto Ministeriale 471/1999 (ora 152/06 e s.m.i) che definisce le procedure di valutazione del rischio ambientale e sanitario per i siti contaminati, sono stati individuati i siti di interesse nazionale: sono stati effettuati studi epidemiologici e approfondimenti anche sulla popolazione residente nelle vicinanze di questi siti, raccolte nel rapporto ISTISAN 05/1 (Indagini epidemiologiche nei siti di interesse nazionale per le bonifiche delle regioni italiane previste dai Fondi strutturali dell'Unione Europea.a cura di Liliana Cori, Manuela Cocchi e Pietro Comba- Rapporti ISTISAN 05/1171 ).Successivamente sono stati

effettuati ulteriori studi ed approfondimenti nelle aree della Sicilia172,173 e Sardegna.174 Anche nelle aree con numerose discariche non autorizzate e di rifiuti pericolosi in Campania sono state fatte diverse indagini epidemiologiche.175

170 http://www.salute.gov.it/investimenti/resources/documenti/fondi_europei/ISS_bibliografia_completa.doc 171

http://www.iss.it/binary/publ/publi/05-1.1114595447.pdf 172

Fano V, Cernigliaro A, Scondotto S, Pollina Addario S, Caruso S, Mira A, forestiere F, Peducci C.A. Stato di salute della

popolazione residente nelle aree ad elevato rischio ambientalee nei siti di interesse nazionale della Sicilia. Notiziario O.E. Dip. Osservatorio Epidemiologico, Assessorato Sanita, Regione Siciliana. Roma: Casa editrice Rirea;2005 173

Ambiente e salute a Gela: stato delle conoscenze e prospettive di studio - a cura di: Loredana Musmeci, fabrizio Bianchi, Mario carere, Liliana Cori - Epidemiol Prev 2009; 33(3) Suppl 1: 1-160 174

Ambiente e salute nelle aree a rischio della Sardegna - a cura di: Annibale Biggeri, Corrado Lagazio, Dolores Catelan, Roberta Pirastu, Felice Casson, Benedetto Terracini - Epidemiol Prev 2008; 30(1) Suppl 1: 1-96 175

-P. Comba, F. Bianchi, L. Fazzo, L. Martina, M. Menegozzo, F. Minichilli, F. Mitis, L. Musmeci, R. Pizzuti, M. Santoro, S. Trinca, M. Martuzzi, Health Impact of waste management Campania Working Group, “Cancer Mortality in an Area of Campania (Italy) Characterized by Multiple Toxic Dumping Sites”. In: Ann NY Acad Sci 2006; 1076:449-461. - Fazzo, S. Belli, F. Minichilli, F. Mitis, M. Santoro, L. Martina, R. Pizzuti, P. Comba, M. Martuzzi, F. Bianchi, theWorking Group, “Cluster analysis of mortality and malformations in the Provinces of Naples and Caserta (Campania Region)” In: Ann Ist Super Sanità 2008; 44(1): 99-111. -M. Martuzzi, F. Bianchi, P. Comba, L. Fazzo, F. Minichilli, F. Mitis, “Trattamento dei rifiuti in Campania: impatto sulla salute umana. Studio di correlazione tra rischio ambientale da rifiuti, mortalità e malformazioni congenite. 2007”. In questo studio I Comuni sono stati classificati calcolando un “indice di rischio da rifiuti” sulla base del grado di pericolosità dei rifiuti abbandonati in discariche incontrollate e della numerosità della popolazione presente nel raggio di 1km dalla discarica. Dei 106 comuni considerati 8 sono stati classificati nella classe V, ovvero al massimo grado di pericolosità.,24 nella classe II, 25 nella classe III e 35 nella classe IV. L’analisi ha evidenziato un trend crescente, passando da una classe inferiore di “rischio da rifiuti” a quella successiva di rischio di mortalità totale e per tutti i tumori (in entrambi i generi) e per alcune patologie neoplastiche (tumore del fegato e dei dotti biliari, in entrambi i generi; tumore polmonare e gastrico nei soli uomini) e di prevalenza alla nascita di alcune tipologie di malformazioni congenite (del sistema nervoso e dell’apparato urogenitale) (come media dei comuni per ogni classe).

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- Quando come nel nostro caso abbiamo delle sorgenti di inquinamento approssimativamente puntiformi (o almeno possiamo individuare un centro nella maggiore fonte di emissioni atmosferiche, che è anche abbastanza baricentrica nella zona industriale) e con estensione abbastanza limitata (se paragonata alle precedentemente citate aree a rischio industriale identificate in base alla Legge 8.7.1986 n. 349) dobbiamo utilizzare altri metodi di approfondimento a livello subcomunale. Una metodologia è quella indicata da Marco Martuzzi e Francesco Mitis Organizzazione Mondiale della Sanità, Centro Europeo Ambiente e Salute, Roma in “Metodi e strumenti per studi epidemiologici su base geografica in Italia” in Indagini epidemiologiche nei siti di interesse nazionale per le bonifiche delle regioni italiane previste dai Fondi strutturali dell’Unione Europea. A cura di Liliana Cori, Manuela Cocchi e Pietro Comba. Rapporti ISTISAN 2005/1, da cui sono tratti molti brani di questo paragrafo riportati in corsivo. “Vengono esaminate le relazioni fra mortalità per alcune cause di morte e residenza con particolare riferimento alla distanza (intesa come misura indiretta dell’esposizione) dagli ipotetici siti inquinanti. Le analisi, una per ogni causa di morte presa in considerazione, sono effettuate separatamente per uomini e per donne. Obiettivo di ogni singolo studio microgeografico, effettuato tramite un modello di regressione di Poisson, senza far ricorso a questionari individuali, è quello di studiare l’ipotesi di rischio decrescente, all’aumentare della distanza dai siti inquinanti, per la popolazione residente nelle vicinanze. Per la valutazione di un eventuale rischio ambientale è necessario conoscere la sezione di censimento della residenza più rilevante per la patologia in esame. Le coordinate del centroide della sezione censuale sono usate per la descrizione del rischio di malattia, di per sé ed in funzione della distanza dalla sorgente ipotetica di inquinamento, con e senza aggiustamento per indice di deprivazione socio-economica. Sono considerati tutti i deceduti per le cause di morte considerate residenti nelle sezioni di censimento entro un cerchio con centro nel sito e raggio di 5 km: il tempo di esposizione varia a seconda della patologia analizzata. Il calcolo degli attesi e’ effettuato utilizzando i dati disponibili per sezione di censimento e i tassi di mortalità di una regione di riferimento176. Per ogni cerchio concentrico attorno all’ipotetica fonte inquinante sono riportati il numero di casi (sotto l’assunzione che seguano una distribuzione di Poisson con media proporzionale ai corrispondenti valori attesi), di attesi, l’SMR corredato di significatività statistica (IC 95%) e i rischi relativi calcolati con la regressione isotonica.” Questo metodo è stato utilizzato in numerosi studi, già citati in precedenza, sulla popolazione residente vicino a discariche, inceneritori, stazioni trasmittenti radiotelevisive. Nel nostro caso dato che i dati anagrafici e sanitari raccolti erano georeferenziati non abbiamo utilizzato i dati per sezione di censimento ma per la precisa area geografica delimitata dai cerchi. Inoltre è stato utilizzato il test di Stone verificare la significatività del gradiente rischio in funzione della distanza da una sorgente puntiforme di inquinamento177 Comunque oltre ai casi anche tutta la di popolazione a rischio è contenuta nella corona circolare e non attribuita alle coordinate dove ricadono i centri delle sezioni di censimento, dato che i dati anagrafici sono georeferenziati.

-Oms Europa, “Population health and waste management: scientific data and policy options. Report of a Who Workshop, Rome, Italy, 29-30 March 2007” 176 Gli attesi considerati nell’analisi sono standardizzati per età, istruzione e provenienza geografica. Alla funzione distanza-rischio risultante sono applicati due diversi metodi di regressione locale, i metodi “spline” e “loess” (Chambers and Hastie, 1993), per smussare l’influenza nel trend di eventuali unità statistiche anomale. Il test di Stone (Stone, 1988) è inoltre applicato a tutte le analisi effettuate per verificare l’esistenza di una relazione decrescente tra distanza dalla fonte inquinante e rischio e il corrispondente livello di significatività statistica. 177 Non sono stati usati altri metodi utilizzati in questo genere di studi quali i metodi di regressione locale “spline” e “loess” (Chambers and Hastie, 1993), per smussare l’influenza nel trend di eventuali unità statistiche anomale. E’ stato utilizzato solo il test di Stone e non altri test indicati quali il test di Walller e il test di Besag Newell nella versione per point source.

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Collegamento dei dati ambientali, anagrafici e sanitari ed elaborazione statistica dei dati

L’area oggetto dello studio è stata suddivisa sulla carta tecnica regionale i 8 fasce concentriche a 500 m di distanza l’una dall’altra a partire da un centro identificato all’interno della Zona Industriale, rappresentativo in quanto vicino a dove è stata posizionata la centralina dell’ARPA all’interno della Z.I., e ad una delle maggiori sorgenti di inquinamento atmosferico dell’area (Fig 1)

Fig 1

Sono stati identificati i numeri civici presenti all’interno di ciascuna fascia; la prima fascia (tra 0 e 0,5 km) è suddivisa tra il territorio comunale di Cividale del Friuli e Moimacco. Le fasce tra 0,5-1Km, 1-1,5Km sono tutte nel territorio di Cividale e Moimacco; la fascia 1,5-2Km comprende anche parte del territorio comunale di Premariacco; nelle fasce più lontane è compreso anche il territorio comunale di Torreano e fra 3,5 e 4 Km è compresa una piccola parte del Comune di Remanzacco e Faedis. L’identificazione dei numeri civici all’interno di ciascuna fascia, per i Comuni di Cividale del Friuli e Remanzacco, dove i numeri civici erano georeferenziati, è stata effettuata con il software GIS Geomedia o START2; per i Comuni dove i numeri civici non erano georeferenziati è stata effettuata con controlli sulla cartografia e sopralluoghi. Sono stati raccolti i dati anagrafici per i territori comunali compresi nell’area oggetto di studio per gli anni 2000, 2001,2002, 2003, 2004 e 2005: nome, cognome, sesso, data di nascita, di immigrazione, data di decesso, di emigrazione, via e numero civico di residenza. Altri dati presenti nei data base anagrafici (occupazione, ramo di attività, ecc.) in quanto i dati raccolti non sono molto rappresentativi. I dati anagrafici raccolti sono stati trasformati dal formato Ascot o file di testo (formato nel quale sono presenti in quasi tutti gli uffici anagrafici comunali – tranne Remanzacco) in formato Excel o Access per poter essere collegati al database dei numeri civici identificati in ciascuna fascia.

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E’ stata calcolata la distribuzione per sesso e classi d’età della popolazione residente in ciascuna fascia in ciascun anno considerato (dal 2000 al 2005). Come indicatori di effetto dell’esposizione all’inquinamento atmosferico sono stati scelti la mortalità per tumori (ICD9 140-239), per malattie del sistema circolatorio (ICD9 390-459), per malattie respiratorie (ICD9 460-519) e mortalità per cause naturali esclusi traumatismi e avvelenamenti (ICD9 1-799). Come già detto in precedenza sono stati individuati questi indicatori in quanto correlabili all’esposizione ad inquinamento atmosferico secondo i principali studi epidemiologici. In particolare per l’esposizione al PM10 vi sono studi epidemiologici che analizzano fra gli effetti a breve e/o lungo termine la mortalità per malattie cardiovascolari e respiratorie (MISA I e II, APHEA, ecc.). Per quanto riguarda le neoplasie alcuni metalli pesanti (cromo esavalente, cadmio, nichel, arsenico) presenti nelle emissioni sono cancerogeni; nell’area in esame va comunque ribadito quanto già precisato nell’analisi dei dati ambientali misurati dall’ARPA, e cioè che le concentrazioni di questi metalli pesanti in atmosfera è a concentrazioni troppo basse per poter prevedere teoricamente degli effetti rilevabili. E’ stata effettuata la standardizzazione per età e sesso dei tassi di mortalità per le cause sopraccitate, con il metodo indiretto, il metodo più adatto per un numero di eventi osservati relativamente basso come nella popolazione studiata, che è poco numerosa nelle singole fasce. I tassi di specifici di mortalità per sesso, classe di età, grandi gruppi di cause presi come riferimento sono quelli calcolati dall’ISTAT per l’anno 2002 nella ripartizione geografica Nord-Est, reperibili nella banca dati Indicatori Socio Sanitari Regionali. Sono stati quindi calcolati il numero di morti attese per maschi, femmine e complessive, per le cause scelte (neoplasiche, cardiovascolari, respiratorie e naturali) in ciascuna fascia e in ciascun anno. Dalla banca dati del Sistema Informativo Sanitario Regionale sono stati individuati i decessi nell’arco di tempo considerato nei Comuni di Cividale del Friuli, Moimacco, Premariacco, Torreano, Faedis e Remanzacco. Di questi sono stati individuati tramite l’indirizzo di residenza, i deceduti in ogni singola fascia. Sono stati esclusi i domiciliati non residenti, in quanto i tassi standardizzati sui quali si è ricavato il numero dei decessi attesi si riferiscono alla popolazione residente e non alla popolazione domiciliata.I deceduti all’interno di ciascuna fascia sono stati suddivisi per sesso e causa di morte ISTAT, ed è stato calcolato il numero di casi osservati all’interno di ciascuna fascia per ciascun anno. Infine sono stati calcolati gli SMR’s (Standardized Mortality Ratios) per ciascuna fascia , cioè il rapporto tra i casi osservati e i casi attesi, e i rispettivi limiti di confidenza inferiori e superiori, con un livello di confidenza del 95%. I risultati si interpretano nel seguente modo: se sia il limite di confidenza inferiore che il superiore sono maggiori di 1 c’è il 95 per cento di probabilità che l’SMR sia superiore a 1. Per aumentare la significatività si è calcolato l’SMR cumulativo per tutti gli anni.

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Risultati

SMR

Per misurare la mortalità vengono utilizzate diverse misure di frequenza quali tassi grezzi di mortalità, tassi specifici di mortalità e tassi standardizzati di mortalità. I tassi grezzi di mortalità sono la misura più elementare e consistono nel numero di morti (per una determinata causa o tutte le cause) in una popolazione determinata in un arco di tempo (ad esempio un anno); rappresentano l’esperienza reale della popolazione e possono essere utili per la pianificazione sanitaria e per definire l’allocazione delle risorse ma non per rilevare se nella popolazione c’è un effettivo rischio maggiore di morire per determinate cause. I tassi grezzi di diverse popolazioni non sono paragonabili in quanto le popolazioni sono differenti per la distribuzione di caratteristiche che influiscono sulla mortalità (ad esempio in una popolazione in cui prevalgono le classi d’età più anziane i tassi grezzi risulteranno più alti di quelli rilevati in una popolazione con un’alta percentuale di giovani, semplicemente perché il rischio di morire è maggiore negli anziani rispetto ai giovani). I tassi grezzi dovranno essere corretti per l’effetto dovuto a queste caratteristiche, (l’età , il sesso ma anche altre come ad esempio l’indice di deprivazione) mediante la standardizzazione. I tassi specifici di mortalità sono il rapporto tra i morti in un sottogruppo (o strato) della popolazione con le stesse caratteristiche (ad es. classe d’età da 50 a 59 anni, da 60 a 64, ecc.) e il numero di persone che appartengono al sottogruppo. Un confronto di tutti i tassi specifici (per età ad esempio) crea problemi di comprensione dato che questi sono troppo numerosi, e quindi è utile avere degli indici sintetici che tengano conto della distribuzione della caratteristiche della popolazione. Il metodo più diffuso è la standardizzazione dei tassi; questo metodo ha lo scopo di eliminare o ridurre l’influenza di una o più variabili che si ritiene possano deformare i tassi a confronto o che possano essere dei fattori di confondimento (è infatti uno dei metodi per il controllo dei fattori di confondi mento, che possono essere oltre all’età e al sesso, anche la classe sociale, le abitudini di vita, l’occupazione, ecc.). I metodi più usati sono la standardizzazione indiretta e la standardizzazione diretta. I tassi standardizzati sono medie ponderate dei tassi specifici: nella standardizzazione diretta i pesi sono forniti dalla popolazione standard di riferimento (e i tassi spesici di mortalità sono quelli della popolazione allo studio), nella standardizzazione indiretta i pesi sono quelli della popolazione allo studio ( e i tassi specifici sono quelli della popolazione di riferimento).Con il metodo della standardizzazione diretta bisogna conoscere i tassi specifici (per classe d’età, sesso o altre caratteristiche) della popolazione allo studio e la distribuzione delle caratteristiche (classi d’età, sesso o altro) in una popolazione standard. Con il metodo della standardizzazione indiretta si ottengono gli SMR. Gli SMR (Standardiized Mortalità Ratio) o Rapporti standardizzati di mortalità sono i rapporti tra il numero di morti per una determinata malattia che si sono osservati nella popolazione allo studio (casi osservati - O -) e i casi che si verificherebbero nella popolazione se i tassi fossero quelli standard di una popolazione di riferimento (casi attesi - A -) . per calcolare i casi attesi bisogna conoscere i tassi specifici di mortalità nella popolazione di riferimento, specifici per determinate classi d’età, sesso, (o eventualmente per altre caratteristiche definite, come l’indice di deprivazione) e il numero di persone nella popolazione allo studio che appartengono alle stesse classi d’età, sesso (o ad altre caratteristiche definite ) Per ottenere i casi attesi si sommano i casi attesi per singola fascia d’età (o sesso o altra definita caratteristica) ottenuti moltiplicando i tassi specifici standard per singola classe d’età per il numero di appartenenti alla singola classe d’età nella popolazione allo studio. Il metodo sopradescritto è definito standardizzazione indiretta e viene utilizzato per correggere i tassi grezzi di mortalità dalle distorsioni determinate dalla diversa distribuzione dell’età (o di sesso o di altre caratteristiche) nella popolazione allo studio. Gli SMR vengono utilizzati anche negli studi di coorte ed è una misura analoga al rischio relativo (RR) o all’odds ratio (OR) utilizzato negli studi caso controllo. Se un SMR è superiore ad 1 significa che c’è un eccesso di mortalità Per valutare un SMR dobbiamo però conoscere anche l’intervallo di confidenza in quanto l’SMR è una stima. Se sia il limite di confidenza (al 95%) inferiore che il superiore sono superiori all’unità significa che c’è il 95% di probabilità che l’SMR sia

217


Moimacco

compreso nell’intervallo tra i due limiti e sia quindi superiore all’unità, e quindi ci sia un eccesso di mortalità rispetto alla popolazione di riferimento.178

SMR anni 2000 – 2005

Nell’analisi effettuata si è rilevato un eccesso di mortalità per cause naturali in maschi, femmine e totale, e per cause cardiovascolari in femmine e totale nella fascia tra 3 e 3,5 km. Si è rilevato inoltre un eccesso di mortalità per neoplasie totale nella fascia 2-2,5Km e per malattie del sistema circolatorio in femmine nella fascia 3,5-4 km. Per queste cause di morte i rapporti standardizzati di mortalità (SMR) sono risultati superiori all’unità in maniera statisticamente significativa (anche il limite di confidenza inferiore era superiore all’unità). Per valutare quanto di questi eccessi sia dovuto a variabilità intrinseca si è quindi utilizzata una tecnica di controllo statistico dei processi, i tunnel Plot; i risultati di questa analisi verranno illustrati nel paragrafo successivo. Per quanto riguarda l’eccesso nella fascia 3-3,5km, questo fatto può essere spiegabile con la presenza in tale area della Casa di Riposo; infatti nonostante la standardizzazione per età della popolazione, è probabile che nella Casa di Riposo siano residenti persone che a parità di età dei residenti all’esterno siano più frequentemente affetti da patologie gravi; questo effetto è stato riscontrato anche in altri studi fra i quali uno riguardava un piccolo comune toscano dove era presente una grande Casa di Riposo179 e uno in un piccolo comune rurale in Gran Bretagna180.

178

Per il calcolo dei SMR e dei limiti di confidenza è stato utilizzato il programma open source Open Epi Version 2.2.1. I limiti di confidenza sono stati calcolati al 95% con il Mid-P exact test che è il metodo consigliato dai realizzatori del software,(l’altro exact test , il Fisher exact test non è il test di default) in particolare se il numero di morti osservate è minore o uguale a 5 (come si verifica in alcune fasce per la mortalità respiratoria), e anche se le morti osservate sono più numerose. In questo caso possono essere adoperati anche altri metodi (Byar approximation, Rothman/Greenland method, Ury and Wiggins method, Vaderbroucke method). I limiti di confidenza sono comunque stati calcolati anche con questi metodi ma la significatività dei risultati comunque non variava "Mid-P exact test" using Miettinen's (1974d) modification, as described in Epidemiologic Analysis with a Programmable Calculator, 1979. "Fisher exact test" based on the formula (Armitage,1971; Snedecor & Cochran,1967), as described in Epidemiologic Analysis with a Programmable Calculator, 1979. "Byar approx. Poisson Method" as described in Rothman and Boice, Epidemiologic Analysis with a Programmable Calculator, 1979. "Rothman/Greenland" as described in Rothman and Greenland, Modern Epidemiology (2nd Ed). Ury HK, Wiggins AD. Another shortcut method for calculating the confidence interval of a poisson variable (or of a standardized mortality ratio). Am J Epidemiol 1985; 122; 197-8. Vandenbroucke JP. A shortcut method for calculating the 95 percent confidence interval of the standardized mortality ratio (Letter). Am J Epidemiol 1982; 115; 303-4.

179

Chellini A, Lo Presti E, Mazzoni G. Biggeri A .Un insolito eccesso di mortalità in un piccolo comune toscano e l’”effetto casa di riposo”. Epidemiologia & Prevenzione 2004; 2: 83-86. 180

Gardner MJ, Winter PD. Mapping small area cancer mortalità: a residential coding story. J Epidemiol Community Health 1984; 38: 81-84

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Moimacco

SMR per neoplasie in maschi nel periodo 2000-2005

Fasce osservati attesi SMR Limite confidenza

inferiore

Limite confidenza.

superiore

0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 2 0,881 2,267 0,380 7,492

1-1,5 km 8 8,096 0,459 0,803 1,876

1,5-2 km 11 15,335 0,717 0,377 1,246

2-2,5 km 20 15,467 1,293 0,812 1,961

2,5-3 km 32 38,041 0,841 0,585 1,173

3-3,5 km 39 51,664 0,755 0,544 1,022

3,5-4 km 21 18,584 1,130 0,718 1,697

SMR per neoplasie in femmine nel periodo 2000-2005


inferiore

Limite confidenza.

superiore

0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 1 0,757 1,321 0,066 6,515

1-1,5 km 4 4,891 0,818 0,260 1,973

1,5-2 km 11 9,533 1,153 0,606 2,005

2-2,5 km 17 11,123 1,528 0,920 2,397

2,5-3 km 27 27,872 0,968 0,651 1,389

3-3,5 km 47 46,772 1,005 0,747 1,326

3,5-4 km 15 11,786 1,272 0,739 2,052

SMR per neoplasie totale (maschi e femmine) nel periodo 2000-2005


inferiore

Limite confidenza.

superiore

0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 3 1,925 1.558 0.3964 4.241

1-1,5 km 12 12,672 0.947 0.5131 1.61

1,5-2 km 22 24,130 0.912 0.586 1.358

2-2,5 km 37 26,355 1.404 1.003 1.915

2,5-3 km 59 65,704 0.898 0.6898 1.15

3-3,5 km 86 100,790 0.853 0.687 1.049

3,5-4 km 36 32,116 1.121 0.797 1.535

SMR per cause naturali in maschi nel periodo 2000-2005


inferiore

Limite confidenza.

superiore

0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 3 2,85 1.053 0.268 2.865

1-1,5 km 18 21,78 0.826 0.505 1.281

1,5-2 km 31 41,58 0.746 0.516 1.045

2-2,5 km 41 40,12 1,022 0,743 1,373

2,5-3 km 99 102,98 0.961 0.786 1.165

3-3,5 km 165 136,14 1.212 1.037 1.408

3,5-4 km 39 44,99 0.867 0.625 1.173

219


Moimacco

SMR per cause naturali in femmine nel periodo 2000-2005


inferiore

Limite confidenza.

superiore

0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 4 3,22 1.242 0.395 2.996

1-1,5 km 11 16,66 0.660 0.347 1.148

1,5-2 km 28 29,62 0.945 0.640 1.348

2-2,5 km 40 38,64 1.035 0.750 1.396

2,5-3 km 89 95,92 0.928 0.750 1.136

3-3,5 km 250 188,93 1.323 1.167 1.495

3,5-4 km 51 45,69 1.116 0.840 1.456

SMR per cause naturali totali (maschi e femmine) nel periodo 2000-2005


inferiore

Limite confidenza.

superiore

0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 7 6,248 1.167 0.510 2.308

1-1,5 km 29 37,575 0.779 0.527 1.094

1,5-2 km 59 69,699 0.846 0.650 1.084

2-2,5 km 81 78,496 1.032 0.825 1.276

2,5-3 km 188 198,846 0.9455 0.817 1.088

3-3,5 km 415 331,054 1.254 1.137 1.379

3,5-4 km 90 91,088 0.988 0.799 1.209

SMR per malattie dell’apparato respiratorio in maschi nel periodo 2000-2005


inferiore

Limite confidenza.

superiore

0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 0 0,20 0 0 0

1-1,5 km 1 1,69 0,592 0.030 2,918

1,5-2 km 3 4,90 0.612 0.156 1.666

2-2,5 km 2 3,01 0.664 0.111 2.195

2,5-3 km 5 8,13 0.615 0.225 1.363

3-3,5 km 15 10,43 1.438 0.836 2.319

3,5-4 km 3 3,03 0.9901 0.252 2.695

SMR per malattie dell’apparato respiratorio in femmine nel periodo 2000-2005


inferiore

Limite confidenza.

superiore

0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 1 0,16 6.25 0.313 30.82

1-1,5 km 1 0,79 1.266 0.063 6.243

1,5-2 km 2 1,68 1.19 0.1996 3.933

2-2,5 km 2 2,35 0.851 0.1427 2.812

2,5-3 km 4 5,83 0.686 0.218 1.655

3-3,5 km 15 12,41 1.209 0.702 1.949

3,5-4 km 0 2,73 0 0 0

220


Moimacco

SMR per malattie dell’apparato respiratorio totale (maschi e femmine)nel periodo 2000-2005


inferiore

Limite confidenza.

superiore

0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 1 0,449 2.227 0.111 10.98

1-1,5 km 2 2,531 0.7902 0.132 2.611

1,5-2 km 5 4,583 1.091 0.400 2.418

2-2,5 km 4 5,327 0.7509 0.239 1.811

2,5-3 km 9 13,635 0.6601 0.322 1.211

3-3,5 km 30 23,947 1.253 0.861 1.766

3,5-4 km 3 5,921 0.5067 0.1289 1.379

SMR per malattie del sistema circolatorio in maschi nel periodo 2000-2005

Fasce osservati attesi SMR Limite

confidenza

inferiore

Limite

confidenza.

superiore

0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 0 1,01 0 0 0

1-1,5 km 7 8,07 0.867 0.379 1.716

1,5-2 km 15 15,37 0.976 0.567 1.574

2-2,5 km 13 15,42 0.843 0.469 1.405

2,5-3 km 39 38 1.026 0.740 1.389

3-3,5 km 65 51,46 1.263 0.983 1.600

3,5-4 km 11 18,55 0.593 0.312 1.031

SMR per malattie del sistema circolatorio in femmine nel periodo 2000-2005


inferiore

Limite confidenza.

superiore

0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 2 0,82 2.439 0.409 8.058

1-1,5 km 4 4,86 0.823 0.261 1.985

1,5-2 km 12 9,5 1.263 0.684 2.147

2-2,5 km 16 11,09 1.443 0.854 2.293

2,5-3 km 38 27,84 1.365 0.9797 1.854

3-3,5 km 117 46,7 2.505 2.081 2.991

3,5-4 km 26 13,55 1.919 1.280 2.771

SMR per malattie del sistema circolatorio totale (maschi e femmine) nel periodo 2000-2005


inferiore

Limite confidenza.

superiore

0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 2 2,915 0.686 0.115 2.267

1-1,5 km 11 16,504 0.666 0.350 1.158

1,5-2 km 27 30,031 0.899 0.605 1.29

2-2,5 km 29 34,767 0.834 0.570 1.182

2,5-3 km 77 88,895 0.866 0.688 1.077

3-3,5 km 182 154,687 1.177 1.015 1.357

3,5-4 km 37 39,057 0.9473 0.677 1.292

221


Moimacco

Controllo statistico dei processi

Funnel Plot

Il controllo statistico dei processi è un metodo utilizzato già da molti decenni nel controllo dei processi produttivi industriali, per individuare anomalie. Attraverso questo metodo si cerca di individuare unità produttive o singole fasi in un processo industriale fuori controllo statistico. Con il termine "fuori controllo statistico" sui intende unità produttive o fasi di un processo produttivo le cui differenze non possono essere spiegate dalla variabilità statistica intrinseca a qualunque processo, ma ad una variabilità estrinseca della quale vanno cercate le cause (per risolvere l'anomalia del processo produttivo, o riparare il guasto). Questo controllo statistico può essere fatto nello spazio (ovvero si confrontano diverse unità produttive) o nel tempo (si confrontano le variazioni della stessa unità produttiva in un arco di tempo) o entrambe. Per il confronto nello spazio il metodo più utilizzato è il Funnel Plot (o diagramma ad imbuto), per il controllo nel tempo vengono utilizzate le Control Chart (o Shewart Chart, dal nome dell'ideatore) o altre tecniche (S-Chart, Cusum Chart, ecc.). Da alcuni anni questi metodi vengono utilizzati anche in medicina, principalmente per il confronto delle performance di strutture sanitarie (ad esempio i tassi di mortalità in diversi reparti di cardiochirurgia per determinati interventi, o nello stesso reparto in un determinato arco di tempo, oppure il tasso di complicanze del diabete in differenti aziende sanitarie). II metodo è utilizzato anche in studi di metanalisi, ovvero quella tecnica epidemiologica nella quale vengono analizzati più studi epidemiologici diversi per pervenire a conclusioni più generali (avendo una casistica più ampia); con gli studi di metanalisi si sono studiati ad esempio gli effetti sanitari dell'esposizione al PM10 e all'ozono (MI5A 1, MI5A 2, APHEA). Il controllo statistico dei processi è stato infine recentemente proposto anche per il confronto tra i rapporti standardizzati di mortalità in diverse aree geografiche (specificata mente con la tecnica del Funnel Plot). Con l'analisi dei dati mediante funnel plot la mortalità per cause naturali nelle femmine e totale e per cause cardiovascolari nelle femmine si è confermata fuori controllo statistico, ovvero non spiegabile con la variabilità intrinseca. Alcuni riferimenti bibliografici sull'argomento sono i seguenti: (1) Association of Public Health Observatories (APHO) network of 12 public health observatories (PHOs) working across the five nations of England, Scotland, Wales, Northern Ireland and the Republic of Ireland. Technical Briefing December 2007 - Issue 2 Statistical process control methods in public health intelligence (2) Mohammed MA, Cheng KK, Rouse A, Marshall T. Bristol, Shipman, and clinical governance: Shewhart’s forgotten lessons. Lancet 2001 Feb 10;357(9254): 463-7. (3) Mohammed MA, Cheng KK, Rouse A, Marshall T, Duffy J. Was Bristol an outlier? Lancet 2001 Dec 15;358(9298):2083-4 (4)Spiegelhalter D. Funnel plots for institutional comparison. Qual Saf Health Care 2002 Dec;11(4): 390-1.

222


Moimacco

Funnel plot SMR neoplasie maschi

0

50

100

150

200

0 10 20 30 40 50

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits

Source: Anni 2000-2005

Funnel Plot SMR neoplasie femmine

0

50

100

150

200

0 10 20 30 40 50

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


223


Moimacco

Funnel Plot SMR neoplasie totale (maschi e femmine)

80

90

100

110

120

130

140

150

160

0 20 40 60 80 100

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


Funnel Plot SMR naturali maschi

70

80

90

100

110

120

130

0 20 40 60 80 100 120 140

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


224


Moimacco

Funnel Plot naturale femmine

60

70

80

90

100

110

120

130

140

0 50 100 150 200

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


Funnel Plot naturale totale (maschi e femmine)

70

80

90

100

110

120

130

0 50 100 150 200 250 300 350

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


225


Moimacco

Funnel Plot SMR respiratorio maschi

50

60

70

80

90

100

110

120

130

140

150

0 2 4 6 8 10

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


Funnel Plot SMR respiratorio femmine

60

70

80

90

100

110

120

130

0 2 4 6 8 10 12 14

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


226


Moimacco

Funnel Plot SMR respiratorio totale (maschi e femmine)

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

0 5 10 15 20 25

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


Funnel Plot SMR cardiocircolatorio maschi

50

60

70

80

90

100

110

120

130

0 10 20 30 40 50

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


227


Moimacco

Funnel Plot SMR cardiocircolatorio femmine

80

100

120

140

160

180

200

220

240

260

0 10 20 30 40 50

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


Funnel Plot SMR cardiocircolatorio totale (maschi e femmine)

60

70

80

90

100

110

120

130

0 20 40 60 80 100 120 140 160

Enter X-axis Label Here (Expected Events)

En

ter

Y-a

xis

Lab

el H

ere

(In

dir

ectl

y S

tan

dar

dis

ed

Rat

io)

Data

Average

2SD limits

3SD limits

Source: Enter Source Here

228


Moimacco

Stone test

Il test di Stone è un test non parametrico per verificare la significatività del gradiente rischio in funzione della distanza da una sorgente puntiforme di inquinamento. L’ipotesi nulla è che l’esposizione non cresce al crescere della distanza ma rimane costante o decresce (Stone R A, Investigation of excess environmental risk around putative sources: statistical problems and a proposed test. Stat Med, 1988: 7: 649-60). Il metodo di applicazione del test consiste :

• Nella costruzione di aree circolari concentriche, incentrate sulla sorgente puntiforme; • Nel calcolo del rapporto tra osservati e attesi e redistribuzione (con simulazione Monte Carlo) dei

casi osservati in base agli attesi; • Nella esecuzione di due diverse statistiche con standardizzazione interna:

- Poisson maximum test: basato sul massimo valore (cumulativo) di SMRcalcolato sulle corone circolari. - Rapporto di verosimiglianza che considera tutti gli SMR

(Lagazio C. Assesment of disease risk in proximity of source of environmental pollution: a review. Epidemiol Prev,1995 Jun; 19 (63): 168-74) Il test di Stone è stato applicato a tutte le analisi effettuate per verificare l’esistenza di una relazione decrescente tra distanza dalla fonte inquinante e rischio e il corrispondente livello di significatività statistica. Per ogni cerchio concentrico attorno all’ipotetica fonte inquinante sono stati riportati il numero di casi (sotto l’assunzione che seguano una distribuzione di Poisson con media proporzionale ai corrispondenti valori attesi), di attesi, l’SMR corredato di significatività statistica (IC 95%). I test danno valori del massimo valore cumulativo di SMR corrispondente ad un raggio di 1 km per le neoplasie nei maschi e per malattie dell’apparato respiratorio nelle femmine statisticamente significativi, ma il trend (il Monte Carlo p-level) non è statisticamente significativo (è maggiore di 0,05) in entrambi i casi (p = 0,318932 per le neoplasie in maschi e p = 0.210721 per le malattie dell’apparato respiratorio in femmine). Dopo avere eliminato la popolazione residente nella Casa di Riposo il test di Stone da il massimo valore cumulativo di SMR corrispondente ad un raggio di 1 km anche per malattie dell’apparato respiratorio totali statisticamente significativo, ma in tutti i casi ma il trend non è statisticamente significativo.

Maschi neoplasie

STONE TEST Areas were aggregated Test based on the maximum relative risk The value of the test statistic is 2.2701 corresponding to a radius of 1.0 The Monte Carlo p-level is equal to 0.042904 The circle with maximum SMR includes the following areas Area1 Likelihood ratio test Null hypothesis H0: SMR= 0.89824 The Monte Carlo p-level is equal to 0.318932 SMR obtained with isotonic regression | SINGLE BANDS | CUMULATED VALUES

Ord. Bands SMR | OBS EXP SMR | OBS EXP SMR

1 0.0 - 1.0 2.2701 | 2 0.881 2.2701 | 2 0.881 2.2701

2 1.0 - 1.5 1.0026 | 8 8.096 0.9881 | 10 8.977 1.1140

3 1.5 - 2.0 1.0026 | 11 15.335 0.7173 | 21 24.312 0.8638

4 2.0 - 2.5 1.0026 | 20 15.467 1.2931 | 41 39.779 1.0307

5 2.5 - 3.0 0.8496 | 32 38.041 0.8412 | 73 77.820 0.9381

6 3.0 - 3.5 0.8496 | 39 51.664 0.7549 | 112 129.484 0.8650

7 3.5 -***** 0.8496 | 21 18.584 1.1300 | 133 148.068 0.8982

229


Moimacco

Femmine neoplasie



1 0.0 - 1.0 1.3210 | 1 0.757 1.3210 | 1 0.757 1.3210

2 1.0 - 1.5 1.2526 | 4 4.891 0.8178 | 5 5.648 0.8853

3 1.5 - 2.0 1.2526 | 11 9.533 1.1539 | 16 15.181 1.0539

4 2.0 - 2.5 1.2526 | 17 11.123 1.5284 | 33 26.304 1.2546

5 2.5 - 3.0 1.0297 | 27 27.872 0.9687 | 60 54.176 1.1075

6 3.0 - 3.5 1.0297 | 47 46.772 1.0049 | 107 100.948 1.0600

7 3.5 -***** 1.0297 | 15 11.786 1.2727 | 122 112.734 1.0822

Totale Neoplasie



1 0.0 - 1.0 1.5584 | 3 1.925 1.5584 | 3 1.925 1.5584

2 1.0 - 1.5 1.1242 | 12 12.672 0.9470 | 15 14.597 1.0276

3 1.5 - 2.0 1.1242 | 22 24.130 0.9117 | 37 38.727 0.9554

4 2.0 - 2.5 1.1242 | 37 26.355 1.4039 | 74 65.082 1.1370

5 2.5 - 3.0 0.9113 | 59 65.704 0.8980 | 133 130.786 1.0169

6 3.0 - 3.5 0.9113 | 86 100.790 0.8533 | 219 231.576 0.9457

7 3.5 -***** 0.9113 | 36 32.116 1.1209 | 255 263.692 0.9670

230


Moimacco

Naturale maschi



1 0.0 - 1.0 1.0526 | 3 2.850 1.0526 | 3 2.850 1.0526

2 1.0 - 1.5 1.0333 | 18 21.780 0.8264 | 21 24.630 0.8526

3 1.5 - 2.0 1.0333 | 31 41.580 0.7456 | 52 66.210 0.7854

4 2.0 - 2.5 1.0333 | 41 40.120 1.0219 | 93 106.330 0.8746

5 2.5 - 3.0 1.0333 | 99 102.980 0.9614 | 192 209.310 0.9173

6 3.0 - 3.5 1.0333 | 165 136.140 1.2120 | 357 345.450 1.0334

7 3.5 -***** 0.8669 | 39 44.990 0.8669 | 396 390.440 1.0142

Naturale femmine



1 0.0 - 1.0 1.2422 | 4 3.220 1.2422 | 4 3.220 1.2422

2 1.0 - 1.5 1.1304 | 11 16.660 0.6603 | 15 19.880 0.7545

3 1.5 - 2.0 1.1304 | 28 29.620 0.9453 | 43 49.500 0.8687

4 2.0 - 2.5 1.1304 | 40 38.640 1.0352 | 83 88.140 0.9417

5 2.5 - 3.0 1.1304 | 89 95.920 0.9279 | 172 184.060 0.9345

6 3.0 - 3.5 1.1304 | 250 188.930 1.3232 | 422 372.990 1.1314

7 3.5 -***** 1.1162 | 51 45.690 1.1162 | 473 418.680 1.1297

231


Moimacco

Totale natural



1 0.0 - 1.0 1.1204 | 7 6.248 1.1204 | 7 6.248 1.1204

2 1.0 - 1.5 1.0787 | 29 37.575 0.7718 | 36 43.822 0.8215

3 1.5 - 2.0 1.0787 | 59 69.699 0.8465 | 95 113.521 0.8368

4 2.0 - 2.5 1.0787 | 81 78.496 1.0319 | 176 192.017 0.9166

5 2.5 - 3.0 1.0787 | 188 198.846 0.9455 | 364 390.863 0.9313

6 3.0 - 3.5 1.0787 | 415 331.054 1.2536 | 779 721.917 1.0791

7 3.5 -***** 0.9881 | 90 91.088 0.9881 | 869 813.005 1.0689

Cardiocircolatorio maschi

STONE TEST Areas were aggregated Test based on the maximum relative risk The value of the test statistic is 1.0748 corresponding to a radius of 3.5 The Monte Carlo p-level is equal to 0.705171 The circle with maximum SMR includes the following areas Area1 , Area2 , Area3, Area4, Area5, Area6 Likelihood ratio test Null hypothesis H0: SMR= 1.01434 The Monte Carlo p-level is equal to 0.126013 SMR obtained with isotonic regression | SINGLE BANDS | CUMULATED VALUES


1 0.0 - 1.0 1.0748 | 0 1.010 0.0000 | 0 1.010 0.0000

2 1.0 - 1.5 1.0748 | 7 8.070 0.8674 | 7 9.080 0.7709

3 1.5 - 2.0 1.0748 | 15 15.370 0.9759 | 22 24.450 0.8998

4 2.0 - 2.5 1.0748 | 13 15.420 0.8431 | 35 39.870 0.8779

5 2.5 - 3.0 1.0748 | 39 38.000 1.0263 | 74 77.870 0.9503

6 3.0 - 3.5 1.0748 | 65 51.460 1.2631 | 139 129.330 1.0748

7 3.5 -***** 0.5930 | 11 18.550 0.5930 | 150 147.880 1.0143

232


Moimacco

Cardiocircolatorio femmine



1 0.0 - 1.0 2.4390 | 2 0.820 2.4390 | 2 0.820 2.4390

2 1.0 - 1.5 1.8760 | 4 4.860 0.8230 | 6 5.680 1.0563

3 1.5 - 2.0 1.8760 | 12 9.500 1.2632 | 18 15.180 1.1858

4 2.0 - 2.5 1.8760 | 16 11.090 1.4427 | 34 26.270 1.2943

5 2.5 - 3.0 1.8760 | 38 27.840 1.3649 | 72 54.110 1.3306

6 3.0 - 3.5 1.8760 | 117 46.700 2.5054 | 189 100.810 1.8748

7 3.5 -***** 1.8760 | 26 13.550 1.9188 | 215 114.360 1.8800

Cardiocircolatorio totale

STONE TEST Areas were aggregated Test based on the maximum relative risk The value of the test statistic is 1.0006 corresponding to a radius of 3.5 The Monte Carlo p-level is equal to 0.900490 The circle with maximum SMR includes the following areas Area1 , Area2 , Area3 , Area4, Area5, Area6 Likelihood ratio test Null hypothesis H0: SMR= 0.99494 The Monte Carlo p-level is equal to 0.822282 SMR obtained with isotonic regression | SINGLE BANDS | CUMULATED VALUES


1 0.0 - 1.0 1.0006 | 2 2.915 0.6862 | 2 2.915 0.6862

2 1.0 - 1.5 1.0006 | 11 16.504 0.6665 | 13 19.419 0.6694

3 1.5 - 2.0 1.0006 | 27 30.031 0.8991 | 40 49.450 0.8089

4 2.0 - 2.5 1.0006 | 29 34.767 0.8341 | 69 84.217 0.8193

5 2.5 - 3.0 1.0006 | 77 88.895 0.8662 | 146 173.112 0.8434

6 3.0 - 3.5 1.0006 | 182 154.687 1.1766 | 328 327.800 1.0006

7 3.5 -***** 0.9473 | 37 39.057 0.9473 | 365 366.856 0.9949

233


Moimacco

Respiratorio maschi

STONE TEST Areas were aggregated Test based on the maximum relative risk The value of the test statistic is 0.9239 corresponding to a radius of ***** The Monte Carlo p-level is equal to 0.866187 The circle with maximum SMR includes the following areas. Area 1,2,3,4,5,6,7 Likelihood ratio test Null hypothesis H0: SMR= 0.92386 The Monte Carlo p-level is equal to 0.866187 SMR obtained with isotonic regression | SINGLE BANDS | CUMULATED VALUES


1 0.0 - 1.0 0.9239 | 0 0.200 0.0000 | 0 0.200 0.0000

2 1.0 - 1.5 0.9239 | 1 1.690 0.5917 | 1 1.890 0.5291

3 1.5 - 2.0 0.9239 | 3 4.900 0.6122 | 4 6.790 0.5891

4 2.0 - 2.5 0.9239 | 2 3.010 0.6645 | 6 9.800 0.6122

5 2.5 - 3.0 0.9239 | 5 8.130 0.6150 | 11 17.930 0.6135

6 3.0 - 3.5 0.9239 | 15 10.430 1.4382 | 26 28.360 0.9168

7 3.5 -***** 0.9239 | 3 3.030 0.9901 | 29 31.390 0.9239

Respiratorio femmine


Ord. Bands SMR OBS EXP SMR | OBS EXP SMR

1 0.0 - 1.0 6.2500 | 1 0.160 6.2500 | 1 0.160 6.2500

2 1.0 - 1.5 1.2658 | 1 0.790 1.2658 | 2 0.950 2.1053

3 1.5 - 2.0 1.1905 | 2 1.680 1.1905 | 4 2.630 1.5209

4 2.0 - 2.5 0.9005 | 2 2.350 0.8511 | 6 4.980 1.2048

5 2.5 - 3.0 0.9005 | 4 5.830 0.6861 | 10 10.810 0.9251

6 3.0 -***** 0.9005 | 15 15.140 0.9908 | 25 25.950 0.9634

234


Moimacco

Respiratorio totale


Ord. Bands SMR |OBS EXP SMR | OBS EXP SMR

1 0.0 - 1.0 2.2272 | 1 0.449 2.2272 | 1 0.449 2.2272

2 1.0 - 1.5 0.9995 | 2 2.531 0.7902 | 3 2.980 1.0067

3 1.5 - 2.0 0.9995 | 5 4.583 1.0910 | 8 7.563 1.0578

4 2.0 - 2.5 0.9995 | 4 5.327 0.7509 | 12 12.890 0.9310

5 2.5 - 3.0 0.9995 | 9 13.635 0.6601 | 21 26.525 0.7917

6 3.0 - 3.5 0.9995 | 30 23.947 1.2528 | 51 50.472 1.0105

7 3.5 -***** 0.5067 | 3 5.921 0.5067 | 54 56.393 0.9576

235


Moimacco

Conclusioni

In conclusione lo studio diretto degli effetti sanitari correlabili (mortalità per cause naturali, neoplasie, malattie cardiovascolari e respiratorie negli anni dal 2000 al 2005) con l’esposizione all’inquinamento della popolazione residente nelle vicinanze della zona industriale (fino a 4 km da questa,nei comuni di Cividale del Friuli, Moimacco, Premariacco, Torreano, Remanzacco e Faedis) non ha evidenziato eccessi di mortalità statisticamente significativi o aumenti della stessa con l’avvicinarsi alla zona industriale. Questi risultati sono in linea con l’analisi dei dati ambientali, che hanno evidenziato livelli di inquinamento atmosferico nelle zone residenziali, non particolarmente elevati. Sono anche in linea con la valutazione del rischio o risk assessment dalla quale non è emerso un rischio significativo nella popolazione esposta alle concentrazioni rilevate nel corso del monitoraggio effettuato dall’ARPA, pur con i limiti insiti in tale stima basata oltretutto su una serie di dati limitata nel tempo. Il fatto che gli inquinanti emessi nella zona industriale

probabilmente non producano concentrazioni particolarmente elevate nelle zone residenziali circostanti

e verosimilmente non causino direttamente effetti sanitari evidenti nella popolazione residente nelle

aree residenziali limitrofe, non significa che queste emissioni non contribuiscano in maniera significativa

all’inquinamento di un area più vasta, ed ai conseguenti effetti sanitari di questo e vadano pertanto

ridotti il più possibile.

1) Dall’esame dei rapporti tra casi attesi e casi osservati nelle diverse fasce non si rilevano rapporti statisticamente significativi superiori nelle aree più vicine alla sorgente dell’inquinamento atmosferico rispetto alle aree più lontane per tutti gli indicatori di effetto prescelti (mortalità per tumori, per malattie cardiocircolatorie, respiratorie e mortalità generale per cause non accidentali). Ciò, d’altronde, confermerebbe la valutazione dei risultati del monitoraggio effettuato dall’ARPA e degli effetti sanitari stimabili dei livelli di inquinanti rilevati dalle centraline dell’ARPA nelle zone residenziali, che, come detto in precedenza, erano bassi. L’unica fascia dove sono stati riscontrati rapporti tra casi attesi e osservati le4ggermente superiori in alcuni anni nella mortalità per tutte le cause naturali è quella tra 3 e 3,5 km dove si trova la casa di riposo. Questo fatto può essere spiegabile con la presenza in tale area della Casa di Riposo; infatti nonostante la standardizzazione per età della popolazione, è probabile che nella Casa di Riposo siano residenti persone che a parità di età dei residenti all’esterno siano più frequentemente affetti da patologie gravi; questo effetto è stato riscontrato anche in altri studi fra i quali uno riguardava un piccolo comune toscano dove era presente una grande Casa di Riposo181 e uno in un piccolo comune rurale in Gran Bretagna182. Nonostante questi risultati, comunque, è sempre opportuno che nelle sorgenti industriali dell’inquinamento atmosferico presenti nella Zona Industriale vengano utilizzate le migliori tecniche per ridurre ed abbattere il più possibile le emissioni in modo da abbassare i livelli di inquinamento rilevati all’interno della Z.I.. Come gia detto in precedenza, va precisato che per i lavoratori valgono limiti diversi rispetto a quelli considerati all’esterno delle industrie ( quali i TLW, TLW-STEL, TLW-C) e per valutare il rispetto di tali limiti le concentrazioni devono essere misurate all’interno delle industrie. Gli inquinanti misurati sono in genere diversi da quelli misurati nell’ambiente esterno e specifici per ogni diversa attività industriale e talvolta per le diverse mansioni all’interno dell’attività industriale. I valori di tali limiti sono in genere significativamente più elevati di quelli stabiliti dalla normativa, dalle Organizzazioni sanitarie o dalla letteratura scientifica per la popolazione generale, in quanto si considera una esposizione per un periodo di tempo più limitato ((8 ore al dì per 5 giorni la settimana) una popolazione esposta adulta e sana. Comunque all’interno della Z.I. non risulta esserci popolazione stabilmente residente . In sintesi da questa indagine sulla popolazione residente nelle vicinanze della Z.I. non sono emersi aumenti della mortalità, generale e per le cause specifiche individuate, correlabili con l’inquinamento. Consideriamo comunque la presente indagine come parte di un insieme di azioni di sorveglianza sanitaria

181

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Gardner MJ, Winter PD. Mapping small area cancer mortalità: a residential coding story. J Epidemiol Community Health 1984; 38: 81-84

236


Moimacco

che dovrà continuare nel tempo, parallelamente al monitoraggio ambientale e sarà suscettibile di ulteriori affinamenti. 2) Con l’applicazione delle migliori tecniche disponibile per la riduzione delle emissioni diffuse e a camino nell’ambito delle autorizzazioni ambientali integrate a cui sono sottoposte le maggiori industrie della zona anche l’inquinamento atmosferico e i fumi (legati principalmente a emissioni diffuse che si verificano in determinate fasi dei cicli produttivi) dovrebbero ridursi. Nel caso dovessero persistere segnalazioni di disturbi, anche dopo l’applicazione di tali tecniche, si potrebbe effettuare un ulteriore indagine, sentito il parere dell’Osservatorio Epidemiologico Ambientale Regionale, di recente istituzione, in merito alla fattibilità dello stesso. 3) Qualunque ampliamento dell’indagine effettuata (ad esempio ampliamento dell’arco di tempo analizzato a più anni) ha, a nostro parere, come prerequisiti l’estensione della georeferenziazione dei numeri civici a tutti i Comuni, il collegamento dei numeri civici georeferenziati con i data base anagrafici, la stima delle concentrazioni in tutta l’area da studiare mediante modelli di dispersione.

237


Moimacco

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Riassunto

Titolo indagine e breve descrizione

Indagine epidemiologica sulla popolazione residente nelle vicinanze della Zona Industriale di Cividale del

Friuli e Moimacco.

Premessa ed obiettivi

Nell’ambito del gruppo di lavoro costituito dal Servizio di Igiene Ambientale del Dipartimento di Prevenzione dell’A.S.S. n. 4 “Medio Friuli”, Agenzia per la Protezione Ambientale del Friuli Venezia Giulia – Dipartimento di Udine, Amministrazioni Comunali di Cividale del Friuli e Moimacco per lo studio degli impatti ambientali e sanitari della Zona Industriale di Cividale del Friuli e Moimacco, è stata richiesta all’A.S.S. una valutazione dell’impatto sanitario della sopradetta Zona Industriale. Lo studio è complementare al “Programma di gestione ambientale” gia realizzato dall’ARPA e i cui risultati sono disponibili sul sito del Comune di Cividale del Friuli (http://www.cividale.net/amministrazione/ambiente); nel programma di monitoraggio dell’ARPA è stata effettuata una analisi delle attività produttive e dell’inquinamento di acue superficiali e sotterranee, suolo, aria e misure del rumore; campagne di monitoraggio della qualità dell’aria continuano. Gruppo di lavoro A.S.S. 4 “Medio Friuli” Dr. Francesco Acchiardi, coordinatore del progetto (Servizio di Igiene Ambientale del Dipartimento di Prevenzione) A.T. Emanuele Polato (Servizio di Igiene Ambientale del Dipartimento di Prevenzione) Comune di Cividale del Friuli Ing. Sara Massera dell’ U.O. Ambiente, Ecologia, Sanità, Patrimonio Francesco Bucovaz dell’ U.O. Ambiente, Ecologia, Sanità, Patrimonio Ufficio anagrafe Comune di Moimacco: Ufficio Tecnico e Ufficio Anagrafe Comune di Premariacco: Ufficio Tecnico e Ufficio Anagrafe Comune di Torreano: Ufficio Tecnico e Ufficio Anagrafe Comune di Faedis: Ufficio Tecnico e Ufficio Anagrafe Comune di Remanzacco: Ufficio Tecnico e Ufficio Anagrafe ARPA – FVG Attività svolte

1) Analisi dati ambientali:

Preliminarmente si è effettuata una analisi dei dati ambientali. Si sono analizzate le condizioni ambientali dell’area attorno alla zona industriale mediante i dati degli inventari delle emissioni, del monitoraggio ambientale e dei modelli di dispersione degli inquinanti; sono stati utilizzati dati del “Programma di gestione ambientale” effettuato dall’ARPA- FVG nell’area e dati ricavati da altre fonti. L’analisi ha riguardato esclusivamente l’aria, in quanto gli altri comparti ambientali (acque superficiali e sotterranee, suolo) non sono risultati inquinati. Dai dati del catasto delle emissioni è emerso che le fonti del PM 10 emesso nell’area sono molteplici, e quantitativamente le maggiori sono da combustione non industriale (riscaldamento) e trasporto su strada (traffico), mentre le fonti principali dei metalli pesanti (arsenico, cadmio, nichel, piombo, manganese) sono la combustione industriale e le attività produttive. Le concentrazioni del PM 10 e dei metalli pesanti rilevate nel corso del monitoraggio effettuato dall’ARPA nelle zone residenziali, sono risultate un poco più basse o simili se confrontate con le concentrazioni rilevate dalle centraline dell’ARPA nello stesso periodo in altri siti della regione; per molti metalli pesanti sono risultate simili ai valori tipici di aree rurali secondo le Air Quality Guidelines 2000 dell’Organizzazione Mondiale della Sanità. Le concentrazioni di PM 10 (e in parte dei metalli pesanti) rilevate dalla centralina in zona industriale sono risultate simili a quelle di altre centraline presenti in altre zone industriali della regione (con differenze legate alla localizzazione delle stesse). Questi risultati sono in linea con i modelli di dispersione degli inquinanti, secondo i quali il PM10 si disperde rapidamente in un area molto vasta, raggiungendo, se le condizioni meteoclimatiche sono omogenee, concentrazioni abbastanza omogenee in tutta la pianura. Nelle aree urbane, invece le concentrazioni sono sempre più elevate, a causa delle

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condizioni orografiche (barriere costituite dagli edifici) che ostacolano la dispersione delle polveri e della numerosità delle fonti; concentrazioni più elevate del fondo urbano e del fondo regionale si riscontrano in genere nelle immediate vicinanze di fonti localizzate (strade ad alto traffico, emissioni industriali). Anche i modelli di dispersione degli inquinanti realizzati dal Centro Regionale Modellistica Ambientale dell’ARPA – FVG riferiti all’area studiata e a tutta la regione, per il PM 10 e il biossido di azoto, pur con differenze dovute alle peculiari condizioni meteoclimatiche dell’area sembrano essere abbastanza in linea con questi modelli di dispersione generali. Per studiare gli effetti dell’inquinamento sulla salute della popolazione si possono utilizzare metodi indiretti o metodi diretti. Con i metodi indiretti si stima il numero di malattie (incidenza di determinate malattie e mortalità per determinate cause correlabili con gli inquinanti presenti) o la presenza od assenza di rischi (risk assessment o valutazione del rischio) prevedibili teoricamente nella popolazione esposta ai livelli di inquinamento misurati. Con i metodi diretti si misurano le variazioni del numero di malattie (incidenza di determinate malattie e mortalità per determinate cause correlabili con gli inquinanti presenti) nella popolazione in base al diverso grado di esposizione all’inquinamento della stessa; il diverso grado di inquinamento può essere misurato o stimato in base alla distanza dalla fonte dell’inquinamento.

2) Metodi indiretti: Con i metodi indiretti si è stimato il rischio ( o l’assenza di rischio) a cui è esposta la popolazione residente nell’area attorno alla zona industriale, ai livelli di inquinamento rilevati dall’ARPA-FVG con il “Programma di gestione ambientale”. Questa stima viene generalmente effettuata con il Risk Assessment o valutazione del rischio che comporta diverse fasi: l’identificazione del rischio, la definizione dell’esposizione, la valutazione dose-risposta e la caratterizzazione del rischio. Per quanto riguarda l’identificazione del rischio sono stati scelti tutti gli inquinanti misurati dall’ARPA-FVG nel corso del monitoraggio. La via di esposizione degli inquinanti attraverso le acque sotterranee non è stata considerata completa (cioè capace di raggiungere bersagli umani) non essendoci nell’area pozzi di acquedotto o per uso potabile. La via attraverso il suolo potrebbe essere completa, ma essendo le concentrazioni misurate dall’ARPA sempre inferiori alle concentrazioni soglia di contaminazione (tranne in un punto su suolo ad uso industriale dove la concentrazione di zinco ha superato la soglia più bassa per uso residenziale), anche questa via di esposizione non è stata considerata. Si è quindi effettuata una valutazione di tossicità e una valutazione dose risposta con approccio tossicologico per gli inquinanti monitorati in atmosfera. Avendo presente i limiti del calcolo che ha riguardato solo i metalli pesanti (arsenico, cadmio, nichel, cromo, piombo, zinco) e il benzene, etilbenzene, toluene e xileni, e che da comunque stime basate su un periodo limitato di misure (la stima considera che l’esposizione misurata sia costante per tutta la vita della popolazione esposta), per questi inquinanti non si è rilevato un superamento dei livelli di rischio cumulativo tossicologico e di rischio cancerogeno cumulativo come indicato dall’Istituto Superiore di Sanità. In ogni caso per essere ancora più cautelativi nella stima si sono considerate sempre le medie di concentrazioni più elevate, e il cromo è stato considerato tutto come esavalente (la forma cancerogena) mentre è stato misurato come cromo totale e in atmosfera è in buona parte in forma trivalente (non cancerogeno e meno tossico). Per il PM10 la valutazione del rischio può essere fatta solo con approccio epidemiologico, impossibile con dati di monitoraggio per un periodo così limitato. Va comunque tenuto presente che per il PM10 i livelli stabiliti come valore guida dall’Organizzazione Mondiale della Sanità nel 2005 sono 20 µg/m3 come media annua. E’ stato effettuato un risk assessment sulla base dei risultati del monitoraggio dell’ARPA utilizzando il software BP-RISC4.

3) Metodi diretti: L’area oggetto dello studio è stata suddivisa sulla carta tecnica regionale i 8 fasce concentriche a 500 m di distanza l’una dall’altra a partire da un centro identificato all’interno della Zona Industriale, rappresentativo in quanto vicino a dove è stata posizionata la centralina dell’ARPA all’interno della Z.I., e ad una delle maggiori sorgenti di inquinamento atmosferico dell’area (Fig. 1)

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Fig 1

Sono stati identificati i numeri civici presenti all’interno di ciascuna fascia; la prima fascia(tra 0 e 0,5 km) è suddivisa tra il territorio comunale di Cividale del Friuli e Moimacco. Le fasce tra 0,5-1Km, 1-1,5Km sono tutte nel territorio di Cividale e Moimacco; la fascia 1,5-2Km comprende anche parte del territorio comunale di Premariacco; nelle fasce più lontane è compreso anche il territorio comunale di Torreano e fra 3,5 e 4 Km è compresa una piccola parte del Comune di Remanzacco e Faedis. L’identificazione dei numeri civici all’interno di ciascuna fascia, per i Comuni di Cividale del Friuli e Remanzacco, dove i numeri civici erano georeferenziati, è stata effettuata con il software GIS Geomedia o START2; per i Comuni dove i numeri civici non erano georeferenziati è stata effettuata con controlli sulla cartografia e sopralluoghi. Sono stati raccolti i dati anagrafici per i territori comunali compresi nell’area oggetto di studio per gli anni 2000, 2001,2002, 2003, 2004 e 2005: nome, cognome, sesso, data di nascita, di immigrazione, data di decesso, di emigrazione, via e numero civico di residenza. I dati anagrafici raccolti sono stati trasformati dal formato Ascot o file di testo (formato nel quale sono presenti in quasi tutti gli uffici anagrafici comunali – tranne Remanzacco) in formato Excel o Access per poter essere collegati al database dei numeri civici identificati in ciascuna fascia. - E’ stata calcolata la distribuzione per sesso e classi d’età della popolazione residente in ciascuna fascia in ciascun anno considerato (dal 2000 al 2005). - Come indicatori di effetto dell’esposizione all’inquinamento atmosferico sono stati scelti la mortalità per tumori (ICD9 140-239), per malattie del sistema circolatorio (ICD9 390-459), per malattie respiratorie (ICD9 460-519) e per cause naturali esclusi traumatismi e avvelenamenti (ICD9 1-799). Sono stati individuati questi indicatori in quanto correlabili all’esposizione ad inquinamento atmosferico secondo i principali studi epidemiologici . In particolare per l’esposizione al PM10 vi sono studi epidemiologici che analizzano fra gli effetti a breve e/o lungo termine, per malattie cardiovascolari e respiratorie (MISA I e II, APHEA, ecc.). Importanti studi di epidemiologia ambientale sono stati realizzati da Pope CA 1989 proprio sulla

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popolazione esposta, residente nelle vicinanze della acciaieria, della mortalità generale e per cause respiratorie e cardiovascolari, (oltre che dell’incidenza di sintomi respiratori, della funzionalità respiratoria nella popolazione, dell’assenteismo scolastico). Per quanto riguarda le neoplasie alcuni metalli pesanti (cromo esavalente, cadmio, nichel, arsenico) e il benzene presente nelle emissioni sono cancerogeni; nell’area in esame; (va comunque precisato che le concentrazioni misurate dall’ARPA atmosfera sono piuttosto basse e stimare teoricamente degli effetti rilevabili - come casi di neoplasia in eccesso - in un arco di tempo di pochi anni - 5-10 anni - su una popolazione così piccola è difficile.

- E’ stata effettuata la standardizzazione per età e sesso dei tassi di mortalità per le cause sopraccitate, con il metodo indiretto, il metodo più adatto per un numero di eventi osservati relativamente basso come nella popolazione studiata, che è poco numerosa nelle singole fasce. I tassi di specifici di mortalità per sesso, classe di età, grandi gruppi di cause presi come riferimento sono quelli calcolati dall’ISTAT per l’anno 2002 nella ripartizione geografica Nord-Est, reperibili nella banca dati Indicatori Socio Sanitari Regionali. Sono stati quindi calcolati il numero di morti attese per maschi, femmine e complessive, per le cause scelte (neoplasiche, cardiovascolari, respiratorie e naturali) in ciascuna fascia e in ciascun anno. - Sono stati esaminati gli indici di deprivazione per Comune e per sezione di censimento per la regione Friuli Venezia Giuli realizzati dal dott. Nicola Caranci dell’Agenzia Sociale Sanitaria della Regione Emilia Romagna. Al momento non è stata possibile effettuare una standardizzazione della popolazione presente nelle fasce, in quanto la stessa popolazione è stata calcolata per dati georeferenziati e non per sezioni di censimento, la cui area non combacia con i limiti delle fasce. I dati sono utili ugualmente a livello conoscitivo in quanto gli indici di deprivazione sono correlati alla mortalità e sono importanti fattori confondenti in studi geografici di epidemiologia ambientale (sono a loro volta correlati indirettamente a fattori di rischio legati a stili di vita come alimentazione e abitudine al fumo e/o occupazionali) - Dalla banca dati del Sistema Informativo Sanitario Regionale sono stati individuati i decessi nell’arco di tempo considerato nei Comuni di Cividale del Friuli, Moimacco, Premariacco, Torreano, Faedis e Remanzacco. Di questi sono stati individuati tramite l’indirizzo di residenza, i deceduti in ogni singola fascia. Sono stati esclusi i domiciliati non residenti, in quanto i tassi standardizzati sui quali si è ricavato il numero dei decessi attesi si riferiscono alla popolazione residente e non alla popolazione domiciliata. I deceduti all’interno di ciascuna fascia sono stati suddivisi per sesso e causa di morte ISTAT, ed è stato calcolato il numero di casi osservati all’interno di ciascuna fascia per ciascun anno. - Infine sono stati calcolati gli SMR (Standardized Mortality Ratios) per ciascuna fascia , cioè il rapporto tra i casi osservati e i casi attesi, e i rispettivi limiti di confidenza inferiori e superiori, con un livello di confidenza del 95%. per ogni anno (dal 2000 al 2005) e cumulativi per maschi, femmine e totale. Gli SMR sono stati analizzati con strumenti per il Controllo Statistico dei Processi, in particolare il Funnel Plot per identificare eventuali fasce in cui gli SMR fossero fuori controllo statistico ovvero con valori non dovuti alla variabilità intrinseca. - Tramite il test di Stone si è studiata l’eventuale presenza di un gradiente “rischio-distanza”. Il test di Stone è un test non parametrico per verificare la significatività del gradiente rischio in funzione della distanza da una sorgente puntiforme di inquinamento (Stone R A, Investigation of excess environmental risk around putative sources: statistical problems and a proposed test. Stat Med, 1988: 7: 649-60). L’ipotesi nulla è che l’esposizione non cresce al crescere della distanza ma rimane costante o decresce. Abbiamo utilizzato un software fornitoci dal prof C. Lagazio, del Dipartimento di Scienze Statistiche dell’Università di Udine (Lagazio C. Assessment of disease risk in proximity of source of environmental pollution: a review. Epidemiol Prev,1995 Jun; 19 (63): 168-74). Il metodo di applicazione del test consiste :

- Nella costruzione di aree circolari concentriche, incentrate sulla sorgente puntiforme; - Nel calcolo del rapporto tra osservati e attesi e redistribuzione (con simulazione Monte Carlo) dei

casi osservati in base agli attesi; - Nella esecuzione di due diverse statistiche con standardizzazione interna: - Poisson maximum test: basato sul massimo valore (cumulativo) di SMR calcolato sulle corone

circolari - Rapporto di verosimiglianza che considera tutti gli SMR

Applicando il test alla mortalità per le cause sopraelencate per maschi, femmine e totale non si è rilevato un gradiente statisticamente significativo.

245


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- Nell’analisi effettuata si è rilevato un eccesso di mortalità per cause naturali in maschi, femmine e totale, e per cause cardiovascolari in femmine e totale nella fascia tra 3 e 3,5 km. Per queste cause di morte i rapporti standardizzati di mortalità (SMR) sono risultati superiori all’unità in maniera statisticamente significativa (anche il limite di confidenza inferiore era superiore all’unità). Con l’analisi dei dati mediante funnel plot la mortalità per cause naturali nelle femmine e totale e per cause cardiovascolari nelle femmine si è confermata fuori controllo statistico, ovvero non spiegabile con la variabilità intrinseca. Come già accennato, è stata ipotizzata la spiegazione di tale eccesso di mortalità con la presenza della Casa di Riposo di Cividale del Friuli nella fascia 3-3,5 km; pur essendo gli SMR standardizzati per sesso ed età. Questo fatto può essere spiegabile con la presenza in tale area della Casa di Riposo; infatti nonostante la standardizzazione per età della popolazione, è probabile che nella Casa di Riposo siano residenti persone che a parità di età dei residenti all’esterno siano più frequentemente affetti da patologie gravi; questo effetto è stato riscontrato anche in altri studi fra i quali uno riguardava un piccolo comune toscano dove era presente una grande Casa di Riposo (Chellini A, Lo Presti E, Mazzoni G. Biggeri A .Un insolito eccesso di mortalità in un piccolo comune toscano e l’”effetto casa di riposo”. Epidemiologia & Prevenzione 2004; 2: 83-86) e uno in un piccolo comune rurale in Gran Bretagna (Gardner MJ, Winter PD. Mapping small area cancer mortalità: a residential coding story. J Epidemiol Community Health 1984; 38: 81-84). Come nello studio sopraccitato sono stati quindi esclusi dall’analisi degli anni 2000-2005 gli ospiti della casa di riposo; i risultati, che si riportano per esteso nelle pagine successive, sembrano confermare l’ipotesi che l’eccesso di mortalità sia attribuibile alla presenza della casa di riposo: no si evidenziano eccessi di mortalità negli SMR e i Funnel plot risultano tutti entro i limiti di variabilità intrinseca. Anche i risultati del test di Stone non si discostano da quelli calcolati in precedenza. Anche se non si è evidenziato un gradiente statisticamente significativo di eccesso di mortalità per cause specifiche in rapporto con la distanza dalla Zona Industriale, è comunque utile effettuare ulteriori approfondimenti, specialmente se i dati di georeferenziazione dei numeri civici e di linkage con i dati anagrafici si potessero estendere a più Comuni e ad un arco di tempo più lungo.

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Appendice 1

Mortalità per Neoplasie

Maschi Anno 2000

fascia Attesi Osservati SMR l.c. inf l.c. sup

0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,21 0 0 0 0

1-1,5 km 1,21 4 3,3 1,05 7,97

1,5-2 km 2,51 2 0,79 0,13 2,63

2-2,5 km 2,41 6 2,48 1 5,17

2,5-3 km 5,96 6 1 0,4 2,09

3-3,5 km 8,58 10 1,16 0,59 2,07

3,5-4 km 2,7 0 0 0 0

Anno 2001


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,16 1 6,25 0,31 30,82

1-1,5 km 1,21 1 0,82 0,04 4,07

1,5-2 km 2,59 3 1,15 0,29 3,15

2-2,5 km 2,52 3 1,19 0,3 3,23

2,5-3 km 6,1 3 0,49 0,12 1,33

3-3,5 km 8,88 5 0,56 0,2 1,24

3,5-4 km 2,75 7 1,11 2,54 5,03

Anno 2002


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,15 1 6,66 0,33 32,87

1-1,5 km 1,37 1 0,72 0,03 3,59

1,5-2 km 2,57 0 0 0 0

2-2,5 km 2,52 0 0 0 0

2,5-3 km 6,37 8 1,25 0,58 2,38

3-3,5 km 8,49 7 0,82 0,36 1,63

3,5-4 km 3,1 1 0,32 0,01 1,59

Anno 2003


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,15 0 0 0 0

1-1,5 km 1,43 3 2,09 0,53 5,7

1,5-2 km 2,49 2 0,8 0,13 2,65

2-2,5 km 2,63 7 2,66 1,16 5,26

2,5-3 km 6,36 6 0,94 0,38 1,96

3-3,5 km 8,46 5 0,59 0,21 1,31

3,5-4 km 3,25 5 1,53 0,56 3,41

247


Moimacco

Anno 2004


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,16 0 0 0 0

1-1,5 km 1,42 2 1,4 0,23 4,65

1,5-2 km 2,56 3 1,17 0,29 3,18

2-2,5 km 2,65 2 0,75 0,12 2,49

2,5-3 km 6,53 5 0,76 0,28 1,69

3-3,5 km 8,58 7 0,81 0,35 1,61

3,5-4 km 3,35 5 1,49 0,54 3,3

Anno 2005


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,18 0 0 0 0

1-1,5 km 1,43 1 0,69 0,03 3,44

1,5-2 km 2,65 1 0,37 0,01 1,86

2-2,5 km 2,69 2 0,74 0,12 2,45

2,5-3 km 6,68 4 0,59 0,19 1,44

3-3,5 km 8,65 15 1,73 1 2,79

3,5-4 km 3,4 3 0,88 0,22 2,4

Femmine Anno 2000


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,12 0 0 0 0

1-1,5 km 0,56 2 3,57 0,59 11,79

1,5-2 km 1,45 2 1,37 0,23 4,55

2-2,5 km 1,78 2 1,12 0,18 3,71

2,5-3 km 4,29 6 1,39 0,56 2,9

3-3,5 km 7,94 10 1,35 0,63 2,24

3,5-4 km 2,07 4 1,93 0,61 4,66

Anno 2001


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,14 0 0 0 0

1-1,5 km 0,7 1 1,42 0,07 7,04

1,5-2 km 1,49 3 2,01 0,51 5,47

2-2,5 km 1,87 4 2,13 0,67 5,15

2,5-3 km 4,34 7 1,61 0,7 3,19

3-3,5 km 7,94 3 0,37 0,09 1,02

3,5-4 km 2,09 2 0,95 0,16 3,16

248


Moimacco

Anno 2002


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,11 0 0 0 0

1-1,5 km 0,86 0 0 0 0

1,5-2 km 1,6 1 0,62 0,03 3,08

2-2,5 km 1,8 2 1,11 0,18 3,67

2,5-3 km 4,71 5 1,06 0,38 2,35

3-3,5 km 7,68 10 1,3 0,66 2,32

3,5-4 km 2,31 1 0,43 0,02 2,13

Anno 2003


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,15 0 0 0 0

1-1,5 km 0,88 1 1,13 0,05 5,6

1,5-2 km 1,64 1 0,6 0,03 3

2-2,5 km 1,83 2 1,09 0,18 3,61

2,5-3 km 4,73 4 0,84 0,26 2,03

3-3,5 km 7,59 7 0,92 0,4 1,82

3,5-4 km 2,28 3 1,31 0,33 3,58

Anno 2004


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,17 1 5,88 0,29 29,01

1-1,5 km 0,93 0 0 0 0

1,5-2 km 1,64 2 1,21 0,2 4,02

2-2,5 km 1,87 4 2,13 0,67 5,15

2,5-3 km 4,86 3 0,61 0,15 1,67

3-3,5 km 7,68 8 1,04 0,48 1,97

3,5-4 km 2,34 1 0,42 0,02 2,1

Anno 2005


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,13 0 0 0 0

1-1,5 km 0,93 2 2,15 0,36 7,1

1,5-2 km 1,68 2 1,19 0,19 3,93

2-2,5 km 1,94 3 1,54 0,39 4,2

2,5-3 km 4,91 2 0,4 0,06 1,34

3-3,5 km 7,87 9 1,14 0,55 1,09

3,5-4 km 2,46 4 1,62 0,51 3,92

249


Moimacco

Mortalità per Malattie del sistema circolatorio

Maschi Anno 2000


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,3 0 0 0 0

1-1,5 km 1,17 0 0 0 0

1,5-2 km 2,71 1 0,36 0,01 1,81

2-2,5 km 2,37 1 0,42 0,02 2,08

2,5-3 km 6,52 10 1,53 0,77 2,73

3-3,5 km 8,99 9 1 0,48 1,33

3,5-4 km 2,46 2 0,81 0,13 2,68

Anno 2001


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,18 0 0 0 0

1-1,5 km 1,18 1 0,84 0,04 4,17

1,5-2 km 2,8 5 1,78 0,65 3,95

2-2,5 km 2,5 1 0,4 0,02 1,97

2,5-3 km 7 4 0,57 0,18 1,37

3-3,5 km 9,34 15 1,6 0,93 2,58

3,5-4 km 2,5 3 1,2 0,3 3,26

Anno 2002


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,17 0 0 0 0

1-1,5 km 1,44 0 0 0 0

1,5-2 km 2,71 2 0,73 0,12 2,43

2-2,5 km 2,53 3 1,18 0,3 3,22

2,5-3 km 6,89 8 1,16 0,53 2,2

3-3,5 km 8,92 13 1,45 0,81 2,42

3,5-4 km 2,73 4 1,46 0,46 3,53

Anno 2003


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,15 0 0 0 0

1-1,5 km 1,57 2 1,27 0,21 4,2

1,5-2 km 2,56 2 0,78 0,13 2,58

2-2,5 km 2,69 3 1,11 0,28 3,03

2,5-3 km 6,72 8 1,19 0,55 2,26

3-3,5 km 8,84 12 1,35 0,73 2,3

3,5-4 km 2,94 1 0,34 0,01 1,67

250


Moimacco

Anno 2004


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,16 0 0 0 0

1-1,5 km 1,69 0 0 0 0

1,5-2 km 2,71 4 1,47 0,46 3,56

2-2,5 km 2,74 3 1,09 0,27 2,97

2,5-3 km 6,88 7 1,01 0,44 2,01

3-3,5 km 8,82 10 1,13 0,57 2,02

3,5-4 km 2,95 2 0,67 0,11 2,23

Anno 2005


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,16 0 0 0 0

1-1,5 km 1,61 0 0 0 0

1,5-2 km 3,05 1 0,32 0,01 1,61

2-2,5 km 2,84 3 1,05 0,26 2,87

2,5-3 km 7,26 3 0,41 0,1 1,12

3-3,5 km 8,64 9 1,04 0,5 1,91

3,5-4 km 3,1 1 0,32 0,01 1,59

Femmine Anno 2000


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,14 0 0 0 0

1-1,5 km 1 0 0 0 0

1,5-2 km 1,78 1 0,56 0,02 2,77

2-2,5 km 2,95 1 0,33 0,01 1,67

2,5-3 km 6,98 9 1,28 0,62 2,36

3-3,5 km 16,36 18 1,1 0,67 1,7

3,5-4 km 3,17 4 1,26 0,4 3,04

Anno 2001


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,22 0 0 0 0

1-1,5 km 1,03 1 0,97 0,04 4,78

1,5-2 km 1,9 4 2,1 0,66 5,07

2-2,5 km 2,96 2 0,67 0,11 2,23

2,5-3 km 7,03 5 0,71 0,26 1,57

3-3,5 km 16,16 19 1,17 0,72 1,8

3,5-4 km 3,29 1 0,3 0,01 1,49

251


Moimacco

Anno 2002


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,13 0 0 0 0

1-1,5 km 1,26 0 0 0 0

1,5-2 km 2,28 1 0,43 0,02 2,16

2-2,5 km 2,84 5 1,76 0,64 3,9

2,5-3 km 7,49 5 0,66 0,24 1,47

3-3,5 km 15,85 33 2,08 1,45 2,88

3,5-4 km 3,44 10 2,9 1,47 5,18

Anno 2003


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,29 0 0 0 0

1-1,5 km 1,36 0 0 0 0

1,5-2 km 2,32 0 0 0 0

2-2,5 km 2,9 5 1,72 0,63 3,82

2,5-3 km 7,41 10 1,34 0,68 2,4

3-3,5 km 15,12 27 1,78 1,2 2,56

3,5-4 km 3,35 8 2,38 1,1 4,53

Anno 2004


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,44 0 0 0 0

1-1,5 km 1,44 2 1,38 0,23 4,58

1,5-2 km 2,31 5 2,16 0,79 4,79

2-2,5 km 3,12 2 0,64 0,1 2,11

2,5-3 km 7,7 4 0,51 0,16 1,25

3-3,5 km 15,27 15 0,98 0,57 1,58

3,5-4 km 3,53 5 1,41 0,51 3,13

Anno 2005


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,83 2 2,4 0,4 7,96

1-1,5 km 1,43 0 0 0 0

1,5-2 km 2,33 1 0,42 0,02 2,11

2-2,5 km 3,27 1 0,3 0,01 1,5

2,5-3 km 7,94 5 0,62 0,23 1,46

3-3,5 km 15,82 17 1,07 0,64 1,68

3,5-4 km 4,15 1 0,24 0,01 1,18

252


Moimacco

Mortalità per Malattie dell’Apparato Respiratorio

Maschi Anno 2000


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,06 0 0 0 0

1-1,5 km 0,22 0 0 0 0

1,5-2 km 0,53 0 0 0 0

2-2,5 km 0,45 0 0 0 0

2,5-3 km 1,29 0 0 0 0

3-3,5 km 1,76 1 0,56 0,02 2,8

3,5-4 km 0,45 0 0 0 0

Anno 2001


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,03 0 0 0 0

1-1,5 km 0,22 0 0 0 0

1,5-2 km 0,55 0 0 0 0

2-2,5 km 0,48 1 2,08 0,1 10,27

2,5-3 km 1,4 2 1,42 0,23 4,71

3-3,5 km 1,83 2 1,09 0,18 3,61

3,5-4 km 0,45 1 2,22 0,11 10,95

Anno 2002


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,03 0 0 0 0

1-1,5 km 0,28 0 0 0 0

1,5-2 km 0,52 1 1,92 0,09 9,48

2-2,5 km 0,48 0 0 0 0

2,5-3 km 1,36 1 0,75 0,03 3,62

3-3,5 km 1,75 4 2,28 0,72 5,51

3,5-4 km 0,49 0 0 0 0

Anno 2003


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,02 0 0 0 0

1-1,5 km 0,31 0 0 0 0

1,5-2 km 0,49 1 2,04 0,2 10,06

2-2,5 km 0,52 0 0 0 0

2,5-3 km 1,31 0 0 0 0

3-3,5 km 1,72 4 2,32 0,73 5,6

3,5-4 km 0,54 0 0 0 0

253


Moimacco

Anno 2004


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,03 0 0 0 0

1-1,5 km 0,34 1 2,94 0,14 14,5

1,5-2 km 0,52 1 1,92 0,09 9,48

2-2,5 km 0,53 1 1,88 0,09 9,3

2,5-3 km 1,34 0 0 0 0

3-3,5 km 1,71 3 1,75 0,44 4,77

3,5-4 km 0,53 0 0 0 0

Anno 2005


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,03 0 0 0 0

1-1,5 km 0,32 1 3,12 0,15 15,41

1,5-2 km 0,6 0 0 0 0

2-2,5 km 0,55 0 0 0 0

2,5-3 km 1,43 2 1,39 0,23 4,62

3-3,5 km 1,66 1 0,6 0,03 2,97

3,5-4 km 0,57 2 3,5 0,58 11,59

Femmine Anno 2000


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,01 0 0 0 0

1-1,5 km 0,13 0 0 0 0

1,5-2 km 0,23 0 0 0 0

2-2,5 km 0,38 0 0 0 0

2,5-3 km 0,91 0 0 0 0

3-3,5 km 2,15 9 4,18 2,04 7,68

3,5-4 km 0,41 0 0 0 0

Anno 2001


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,02 0 0 0 0

1-1,5 km 0,13 0 0 0 0

1,5-2 km 0,25 0 0 0 0

2-2,5 km 0,38 0 0 0 0

2,5-3 km 0,92 1 1,08 0,05 5,36

3-3,5 km 2,12 1 0,47 0,02 2,32

3,5-4 km 0,43 0 0 0 0

254


Moimacco

Anno 2002


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,01 0 0 0 0

1-1,5 km 0,16 0 0 0 0

1,5-2 km 0,3 0 0 0 0

2-2,5 km 0,37 0 0 0 0

2,5-3 km 0,98 0 0 0 0

3-3,5 km 2,08 0 0 0 0

3,5-4 km 0,45 0 0 0 0

Anno 2003


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,03 0 0 0 0

1-1,5 km 0,18 1 5,55

1,5-2 km 0,3 0 0 0 0

2-2,5 km 0,38 1 2,63 0,27 27,3

2,5-3 km 0,97 1 1,03 0,13 12,97

3-3,5 km 1,98 0 0 0 0

3,5-4 km 0,44 0 0 0 0

Anno 2004


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,05 0 0 0 0

1-1,5 km 0,19 0 0 0 0

1,5-2 km 0,3 0 0 0 0

2-2,5 km 0,41 1 2,43 0,12 12,02

2,5-3 km 1,01 0 0 0 0

3-3,5 km 2 0 0 0 0

3,5-4 km 0,46 0 0 0 0

Anno 2005


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,04 1 25 1,25 123,2

1-1,5 km 0,18 0 0 0 0

1,5-2 km 0,3 2 3,33 0,16 16,43

2-2,5 km 0,43 0 0 0 0

2,5-3 km 1,04 2 1,92 0,32 16,43

3-3,5 km 2,08 5 2,4 0,88 5,32

3,5-4 km 0,54 1 1,85 0,09 9,13

255


Moimacco

Mortalità per cause naturali

Maschi Anno 2000


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,68 0 0 0 0

1-1,5 km 3,07 4 1,3 0,41 3,14

1,5-2 km 6,8 4 0,58 0,18 1,41

2-2,5 km 6,15 7 1,13 0,49 2,25

2,5-3 km 16,22 18 1,1 0,67 1,71

3-3,5 km 22,76 25 1,09 0,72 1,59

3,5-4 km 6,63 2 0,3 0,05 0,99

Anno 2001


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,45 2 4,44 0,74 14,68

1-1,5 km 3,1 3 0,96 0,24 2,63

1,5-2 km 7,04 8 1,13 0,52 2,15

2-2,5 km 6,46 5 0,77 0,28 1,71

2,5-3 km 17,12 15 0,87 0,5 1,41

3-3,5 km 23,6 29 1,21 0,82 1,71

3,5-4 km 6,72 12 1,78 0,96 3,03

Anno 2002


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,42 1 2,38 0,11 11,74

1-1,5 km 3,65 4 1,09 0,34 2,64

1,5-2 km 6,87 4 0,58 0,18 1,4

2-2,5 km 6,51 4 0,61 0,19 1,48

2,5-3 km 17,24 21 1,21 0,77 1,83

3-3,5 km 22,57 28 1,24 0,84 1,76

3,5-4 km 7,43 5 0,67 0,24 1,49

Anno 2003


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,41 0 0 0 0

1-1,5 km 3,9 5 1,28 0,46 2,84

1,5-2 km 6,56 7 1,06 0,46 2,11

2-2,5 km 6,88 11 1,59 0,84 2,77

2,5-3 km 16,94 20 1,18 0,74 1,79

3-3,5 km 22,4 33 1,03 1,47 2,04

3,5-4 km 7,9 7 0,88 0,38 1,75

256


Moimacco

Anno 2004


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,43 0 0 0 0

1-1,5 km 4,09 5 1,22 0,44 2,7

1,5-2 km 6,85 8 1,16 0,54 2,21

2-2,5 km 6,95 8 1,15 0,53 2,18

2,5-3 km 17,38 13 0,74 0,41 1,24

3-3,5 km 22,48 25 1,11 0,73 1,61

3,5-4 km 8,01 7 0,87 0,38 1,72

Anno 2005


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,46 0 0 0 0

1-1,5 km 3,97 3 0,75 0,19 2,05

1,5-2 km 7,46 3 0,4 0,1 1,09

2-2,5 km 7,17 6 0,83 0,33 1,74

2,5-3 km 18,08 14 0,77 0,44 1,26

3-3,5 km 22,33 29 1,29 0,88 1,84

3,5-4 km 8,3 10 1,2 0,61 2,14

Femmine Anno 2000


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,35 0 0 0 0

1-1,5 km 2,23 2 0,89 0,15 2,96

1,5-2 km 4,25 3 0,7 0,17 1,92

2-2,5 km 6,28 6 0,95 0,38 1,98

2,5-3 km 14,93 20 1,33 0,84 2,03

3-3,5 km 32,51 46 1,41 1,04 1,87

3,5-4 km 6,94 11 1,58 0,83 2,75

Anno 2001


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,49 0 0 0 0

1-1,5 km 2,3 3 1,3 0,33 3,54

1,5-2 km 4,48 9 2 0,97 3,68

2-2,5 km 6,41 7 1,09 0,47 2,16

2,5-3 km 15,09 17 1,12 0,67 1,76

3-3,5 km 32,22 33 1,02 0,71 1,42

3,5-4 km 7,12 6 0,84 0,34 1,75

257


Moimacco

Anno 2002


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,32 0 0 0 0

1-1,5 km 2,82 0 0 0 0

1,5-2 km 5,13 3 0,58 0,14 1,59

2-2,5 km 6,14 7 1,14 0,49 2,25

2,5-3 km 16,15 12 0,74 0,4 1,26

3-3,5 km 31,5 54 1,71 1,3 2,21

3,5-4 km 7,6 14 1,84 1,04 3,01

Anno 2003


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,6 0 0 0 0

1-1,5 km 2,98 2 0,67 0,11 2,21

1,5-2 km 5,24 1 0,19 0,01 0,94

2-2,5 km 6,26 8 1,27 0,59 2,42

2,5-3 km 16,08 19 1,18 0,73 1,81

3-3,5 km 30,37 45 1,48 1,09 1,96

3,5-4 km 7,46 12 1,6 0,87 2,73

Anno 2004


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,83 0 0 0 0

1-1,5 km 3,14 2 0,63 0,1 2,1

1,5-2 km 5,23 7 1,33 0,58 2,64

2-2,5 km 6,63 8 1,2 0,56 2,29

2,5-3 km 16,65 8 0,48 0,22 0,91

3-3,5 km 30,67 31 1,01 0,69 1,41

3,5-4 km 7,77 6 0,77 0,31 1,6

Anno 2005


0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1 km 0,63 3 4,76 1,21 12,95

1-1,5 km 3,13 3 0,95 0,24 2,6

1,5-2 km 5,29 5 0,95 0,34 2,09

2-2,5 km 6,92 4 0,57 0,18 1,39

2,5-3 km 17,02 13 0,76 0,42 1,27

3-3,5 km 31,66 43 1,35 0,99 1,81

3,5-4 km 8,8 6 0,68 0,27 1,41

258


Moimacco

Appendice 2

Tipo tumori numero decessi

Fasce distanza in Km 0-0,5 0,5-1 1-1,5 1,5-2 2-2,5 2,5-3 3-3,5 3,5-4

Sesso M F M F M F M F M F M F M F M F

Bocca 1 1

Lingua 1

gh. salivari 1

orofaringe 1 1 1

ipofaringe 1

Esofago 1 2 1 1

Stomaco 1 1 1 3 3 6 3 1

intestino tenue 1

Colon 1 1 1 3 1 2 2 3 1 6 2

retto sigma 2 3 2 1

canale anale 1

Fegato 1 1 3 1 3 3 2

Colecisti 1 1 1

dotti biliari 1 1 1 1

Pancreas 1 1 2 4 3 11 3

retroperitoneo 1

intestino sede non specificata 1 1 3 1

addome sede non specificata 1 1

app.digerente sede non

specificata

1

Laringe 1 1 1

Trachea 1

bronchi e polmoni 1 1 5 2 4 2 8 3 8 1 2 1

Encefalo 1 1 1 1 2 2

meningi 1

midollo spinale 1

Rene 1 2 2 1

Vescica 2 1 1 1

Prostata 2 4 4

Vagina 1

Utero 1 1 1 1

Ovaio 1 2

Pelvi 1 1

mammella 1 2 1 2 12 2

leucemia mieloide acuta 1 1 1

leucemia linfoide acuta

leucemia non specificata 1

Linfomi 1 1

altre neoplasie tessuto linfo

istioc.

1

micosi fungoide 1

melanoma 1 1 1 1

Cute 1

metastasi localizzate 1 1 1 1

sede sconosciuta 1 1 1 1

259


Moimacco

Appendice 3 1) Nell’analisi effettuata, come è stato precedentemente segnalato, si è rilevato un eccesso di mortalità per cause naturali in maschi, femmine e totale, e per cause cardiovascolari in femmine e totale nella fascia tra 3 e 3,5 km. Per queste cause di morte i rapporti standardizzati di mortalità (SMR) sono risultati superiori all’unità in maniera statisticamente significativa (anche il limite di confidenza inferiore era superiore all’uità). Con l’analisi dei dati mediante funnel plot la mortalità per cause naturali nelle femmine e totale e per cause cardiovascolari nelle femmine si è confermata fuori controllo statistico, ovvero non spiegabile con la variabilità intrinseca.Come già accennato, è stata ipotizzata la spiegazione di tale eccesso di mortalità con la presenza della Casa di Riposo di Cividale del Friuli nella fascia 3-3,5 km. in una casa di riposo, a parità di età e sesso, la popolazione è evidentemente più fragile. Questo fenomeno è stato rilevato anche in uno studio in un Comune toscano (“Un insolito eccesso di mortalità in un piccolo comune toscano e l’”effetto casa di riposo””- Elisabetta Chellini, Eluisa Lo Presti, Gabriele Mazzoni, Annibale Buggeri – Epidemiologia e Prevenzione – Anno 28 (2) marzo- aprile 2004 – pagg. 83-86). Come nello studio sopraccitato sono stati quindi esclusi dall’analisi degli anni 2000-2005 gli ospiti della casa di riposo; i risultati, che si riportano per esteso nelle pagine successive, sembrano confermare l’ipotesi che l’eccesso di mortalità sia attribuibile alla presenza della casa di riposo: no si evidenziano eccessi di mortalità negli SMR e i Funnel plot risultano tutti entro i limiti di variabilità intrinseca. Si è nuovamente eseguito il Test di Stone, che non ha evidenziato nessun gradiente statisticamente significativo nella mortalità rispetto alla sorgente di inquinamento, anche con i dati corretti senza gli ospiti della casa di riposo. 2) In conclusione anche negli studi su piccole aree con sorgenti puntiformi di inquinamento, andrebbe tenuto conto anche della presenza di case di riposo; l’effetto della presenza di case di riposo comunque potrebbe essere già considerato in alcuni indici di deprivazione, qualora nella costruzione degli stessi vi sia anche la vita in comunità – case di riposo-, e qualora gli SMR vengano standardizzati anche per l’indice di deprivazione per età . Per correggere la distorsione dovuta alla casa di riposo, ed anche perché il periodo di latenza delle neoplasie è lungo anche 20 anni, sarebbe considerare fra la popolazione esposta solo quella residente da 10 o 20 anni; nel nostro caso non è stato possibile per difficoltà tecniche nella raccolta ed elaborazione dei dati anagrafici (superabile nel caso venisse completata la georeferenziazione dei numeri civici in tutti i comuni ed il linkage con il data base anagrafico anche di 10 o 20 anni fa). Nello studio sull’inquinamento atmosferico si considerano però anche effetti a breve termine, anche se la percentuale degli stessi è piuttosto bassa rispetto a quelli a lungo termine e difficilmente rilevabile in una popolazione così piccola; fra i meccanismi con i quali si spiegano gli effetti a breve termine vi è anche quello dell’harvesting o premorienza di 10-15 giorni che può colpire anche i residenti in una casa di riposo. La mortalità a breve termine di questo tipo si evidenzia però di più con studi di serie temporali o case-crossover (cioè un tipo di studio caso controllo nel quale il controllo è il caso prima dell’esposizione) e su popolazioni più grandi. Per lo studio della mortalità cardiovascolare e in misura minore respiratoria quindi non è necessaria una esposizione di 10 e più anni anche se la frazione attribuibile all’inquinamento atmosferico di tali mortalità per cause specifiche è relativamente bassa ripetto ad altri fattori di rischio – alimentazione, attività fisica, abitudine al fumo, consumo di alcol, condizioni abitative –riscaldamento a legna, radon-, occupazione e fattori genetici.

260


Moimacco

SMR anni 2000 – 2005 senza casa di riposo

SMR per neoplasie in maschi nel periodo 2000-2005

Fasce osservati attesi SMR Limite confidenza inferiore

Limite confidenza. superiore

0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 2 0,881 2,267 0,380 7,492

1-1,5 km 8 8,096 0,459 0,803 1,876

1,5-2 km 11 15,335 0,717 0,377 1,246

2-2,5 km 20 15,467 1,293 0,812 1,961

2,5-3 km 32 38,041 0,841 0,585 1,173

3-3,5 km 28 46,074 0.608 0.412 0.867

3,5-4 km 21 18,584 1,130 0,718 1,697 SMR per neoplasie in femmine nel periodo 2000-2005



0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 1 0,757 1,321 0,066 6,515

1-1,5 km 4 4,891 0,818 0,260 1,973

1,5-2 km 11 9,533 1,153 0,606 2,005

2-2,5 km 17 11,123 1,528 0,920 2,397

2,5-3 km 27 27,872 0,968 0,651 1,389

3-3,5 km 33 37,041 0.891 0.623 1.237

3,5-4 km 15 11,786 1,272 0,739 2,052 SMR per neoplasie totale (maschi e femmine) nel periodo 2000-2005



0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 3 1,925 1.558 0.396 4.241

1-1,5 km 12 12,672 0.947 0.513 1.610

1,5-2 km 22 24,130 0.912 0.586 1.358

2-2,5 km 37 26,355 1.404 1.003 1.915

2,5-3 km 59 65,704 0.898 0.690 1.150

3-3,5 km 61 84,321 0.723 0.558 0.923

3,5-4 km 36 32,116 1.121 0.797 1.535

261


Moimacco

SMR per cause naturali in maschi nel periodo 2000-2005



0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 3 2,85 1.053 0.268 2.865

1-1,5 km 18 21,78 0.826 0.505 1.281

1,5-2 km 31 41,58 0.746 0.516 1.045

2-2,5 km 41 40,12 1,022 0,743 1,373

2,5-3 km 99 102,98 0.961 0.786 1.165

3-3,5 km 109 117,346 0.929 0.766 1.116

3,5-4 km 39 44,99 0.867 0.625 1.173 SMR per cause naturali in femmine nel periodo 2000-2005



0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 4 3,220 1.242 0.395 2.996

1-1,5 km 11 16,660 0.660 0.347 1.148

1,5-2 km 28 29,620 0.945 0.640 1.348

2-2,5 km 40 38,640 1.035 0.750 1.396

2,5-3 km 89 95,920 0.928 0.750 1.136

3-3,5 km 115 129,069 0.891 0.739 1.065

3,5-4 km 51 45,69 1.116 0.840 1.456

SMR per cause naturali totali (maschi e femmine) nel periodo 2000-2005



0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 7 6,248 1.167 0.510 2.308

1-1,5 km 29 37,575 0.772 0.527 1.094

1,5-2 km 59 69,699 0.846 0.650 1.084

2-2,5 km 81 78,496 1.032 0.825 1.276

2,5-3 km 188 198,846 0.945 0.817 1.088

3-3,5 km 224 249,519 0.898 0.786 1.021

3,5-4 km 90 91,088 0.988 0.799 1.209

SMR per malattie dell’apparato respiratorio in maschi nel periodo 2000-2005



0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 0 0,200 0 0 0

1-1,5 km 1 1,690 0,592 0.030 2,918

1,5-2 km 3 4,900 0.612 0.156 1.666

2-2,5 km 2 3,010 0.664 0.111 2.195

2,5-3 km 5 8,130 0.615 0.225 1.363

3-3,5 km 7 8,679 0.806 0.353 1.595

3,5-4 km 3 3,030 0.990 0.252 2.695

262


Moimacco

SMR per malattie dell’apparato respiratorio in femmine nel periodo 2000-2005



0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 1 0,160 6.250 0.313 30.820

1-1,5 km 1 0,790 1.266 0.063 6.243

1,5-2 km 2 1,680 1.190 0.200 3.933

2-2,5 km 2 2,350 0.851 0.143 2.812

2,5-3 km 4 5,830 0.686 0.218 1.655

3-3,5 km 6 7,965 0.753 0.305 1.567

3,5-4 km 0 2,730 0 0 0 SMR per malattie dell’apparato respiratorio totale (maschi e femmine)nel periodo 2000-2005



0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 1 0,449 2.227 0.111 10.980

1-1,5 km 2 2,531 0.7902 0.132 2.611

1,5-2 km 5 4,583 1.091 0.400 2.418

2-2,5 km 4 5,327 0.7509 0.239 1.811

2,5-3 km 9 13,635 0.6601 0.322 1.211

3-3,5 km 13 16,906 0.769 0.428 1.282

3,5-4 km 3 5,921 0.507 0.129 1.379

SMR per malattie del sistema circolatorio in maschi nel periodo 2000-2005



0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 0 1,010 0 0 0

1-1,5 km 7 8,070 0.867 0.379 1.716

1,5-2 km 15 15,370 0.976 0.567 1.574

2-2,5 km 13 15,420 0.843 0.469 1.405

2,5-3 km 39 38 1.026 0.740 1.389

3-3,5 km 45 45,344 0.992 0.733 1.316

3,5-4 km 11 18,550 0.593 0.312 1.031 SMR per malattie del sistema circolatorio in femmine nel periodo 2000-2005



0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 2 0,820 2.439 0.409 8.058

1-1,5 km 4 4,860 0.823 0.261 1.985

1,5-2 km 12 9,500 1.263 0.684 2.147

2-2,5 km 16 11,090 1.443 0.854 2.293

2,5-3 km 38 27,840 1.365 0.980 1.854

3-3,5 km 48 60,495 0.793 0.592 1.043

3,5-4 km 26 13,550 1.919 1.280 2.771

263


Moimacco

SMR per malattie del sistema circolatorio totale (maschi e femmine) nel periodo 2000-2005



0-0,5 km 0 0 0 0 0

0,5-1km 2 2,915 0.686 0.115 2.267

1-1,5 km 11 16,504 0.666 0.350 1.158

1,5-2 km 27 30,031 0.899 0.605 1.290

2-2,5 km 29 34,767 0.834 0.569 1.182

2,5-3 km 77 88,895 0.866 0.688 1.077

3-3,5 km 93 110,328 0.845 0.686 1.031

3,5-4 km 37 39,057 0.947 0.677 1.292

264


Moimacco

Funnel Plot SMR neoplasie maschi senza casa di riposo

0

50

100

150

200

0 10 20 30 40

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


Funnel Plot SMR neoplasie femmine senza casa di riposo

0

50

100

150

200

0 10 20 30 40

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


265


Moimacco

Funnel Plot SMR neoplasie totale (maschi e femmine) senza casa di riposo

70

80

90

100

110

120

130

140

150

160

0 10 20 30 40 50 60 70 80

Enter X-axis Label Here (Expected Events)

En

ter

Y-a

xis

Lab

el H

ere

(In

dir

ectl

y S

tan

dar

dis

ed R

atio

)

Data

Average

2SD limits

3SD limits

Source: Enter Source Here

Funnel Plot SMR naturale femmine

60

70

80

90

100

110

120

130

0 20 40 60 80 100 120 140

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


266


Moimacco

Funnel Plot SMR naturale totale (maschi e femmine) senza casa di riposo

70

75

80

85

90

95

100

105

110

115

120

0 50 100 150 200 250

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


Funnel Plot SMR cardiocircolatorio totale (maschi e femmine) senza casa di riposo

60

65

70

75

80

85

90

95

0 20 40 60 80 100 120

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


267


Moimacco

Funnel Plot SMR naturale maschi senza casa di riposo

70

75

80

85

90

95

100

105

110

0 20 40 60 80 100 120

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


Funnel Plot SMR cardiocircolatorio femmine senza casa di riposo

70

90

110

130

150

170

190

210

230

250

0 10 20 30 40 50 60

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


268


Moimacco

Funnel Plot SMR cardiocircolatorio maschi senza casa di riposo

50

60

70

80

90

100

110

0 10 20 30 40

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


Funnel Plot SMR respiratorio maschi senza casa di riposo

50

60

70

80

90

100

110

0 2 4 6 8 10

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


269


Moimacco

Funnel Plot SMR respiratorio femmine senza casa di riposo

70

170

270

370

470

570

0 2 4 6 8 10 12 14

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


Funnel Plot SMR respiratorio totale (maschi e femmine) senza casa di riposo

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18

morti attese

SM

R

Data

Average

2SD limits

3SD limits


270


Moimacco

Neoplasie maschi



1 0.0 - 1.0 2.2701 | 2 0.881 2.2701 | 2 0.881 2.2701

2 1.0 - 1.5 1.0026 | 8 8.096 0.9881 | 10 8.977 1.1140

3 1.5 - 2.0 1.0026 | 11 15.335 0.7173 | 21 24.312 0.8638

4 2.0 - 2.5 1.0026 | 20 15.467 1.2931 | 41 39.779 1.0307

5 2.5 - 3.0 0.8412 | 32 38.041 0.8412 | 73 77.820 0.9381

6 3.0 - 3.5 0.7578 | 28 46.074 0.6077 | 101 123.894 0.8152

7 3.5 -***** 0.7578 | 21 18.584 1.1300 | 122 142.478 0.8563

Neoplasie femmine



1 0.0 - 1.0 1.3210 | 1 0.757 1.3210 | 1 0.757 1.3210

2 1.0 - 1.5 1.2526 | 4 4.891 0.8178 | 5 5.648 0.8853

3 1.5 - 2.0 1.2526 | 11 9.533 1.1539 | 16 15.181 1.0539

4 2.0 - 2.5 1.2526 | 17 11.123 1.5284 | 33 26.304 1.2546

5 2.5 - 3.0 0.9779 | 27 27.872 0.9687 | 60 54.176 1.1075

6 3.0 - 3.5 0.9779 | 33 37.041 0.8909 | 93 91.217 1.0196

7 3.5 -***** 0.9779 | 15 11.786 1.2727 | 108 103.003 1.0485

271


Moimacco

Totale neoplasie



1 0.0 - 1.0 1.5584 | 3 1.925 1.5584 | 3 1.925 1.5584

2 1.0 - 1.5 1.1242 | 12 12.672 0.9470 | 15 14.597 1.0276

3 1.5 - 2.0 1.1242 | 22 24.130 0.9117 | 37 38.727 0.9554

4 2.0 - 2.5 1.1242 | 37 26.355 1.4039 | 74 65.082 1.1370

5 2.5 - 3.0 0.8980 | 59 65.704 0.8980 | 133 130.786 1.0169

6 3.0 - 3.5 0.8339 | 61 84.321 0.7234 | 194 215.107 0.9019

7 3.5 -***** 0.8339 | 36 32.000 1.1250 | 230 247.107 0.9308

Naturali maschi



1 0.0 - 1.0 1.0526 | 3 2.850 1.0526 | 3 2.850 1.0526

2 1.0 - 1.5 0.9203 | 18 21.780 0.8264 | 21 24.630 0.8526

3 1.5 - 2.0 0.9203 | 31 41.580 0.7456 | 52 66.210 0.7854

4 2.0 - 2.5 0.9203 | 41 40.120 1.0219 | 93 106.330 0.8746

5 2.5 - 3.0 0.9203 | 99 102.980 0.9614 | 192 209.310 0.9173

6 3.0 - 3.5 0.9203 | 109 117.346 0.9289 | 301 326.656 0.9215

7 3.5 -***** 0.8669 | 39 44.990 0.8669 | 340 371.646 0.9148

272


Moimacco

Naturale femmine



1 0.0 - 1.0 1.2422 | 4 3.220 1.2422 | 4 3.220 1.2422

2 1.0 - 1.5 0.9393 | 11 16.660 0.6603 | 15 19.880 0.7545

3 1.5 - 2.0 0.9393 | 28 29.620 0.9453 | 43 49.500 0.8687

4 2.0 - 2.5 0.9393 | 40 38.640 1.0352 | 83 88.140 0.9417

5 2.5 - 3.0 0.9393 | 89 95.920 0.9279 | 172 184.060 0.9345

6 3.0 - 3.5 0.9393 | 115 129.069 0.8910 | 287 313.129 0.9166

7 3.5 -***** 0.9393 | 51 45.690 1.1162 | 338 358.819 0.9420

Naturale totale



1 0.0 - 1.0 1.1204 | 7 6.248 1.1204 | 7 6.248 1.1204

2 1.0 - 1.5 0.9282 | 29 37.575 0.7718 | 36 43.822 0.8215

3 1.5 - 2.0 0.9282 | 59 69.699 0.8465 | 95 113.521 0.8368

4 2.0 - 2.5 0.9282 | 81 78.496 1.0319 | 176 192.017 0.9166

5 2.5 - 3.0 0.9282 | 188 198.846 0.9455 | 364 390.863 0.9313

6 3.0 - 3.5 0.9219 | 224 249.519 0.8977 | 588 640.382 0.9182

7 3.5 -***** 0.9219 | 90 91.088 0.9881 | 678 731.470 0.9269

273


Moimacco

Cardiocircolatorie maschi

STONE TEST Areas were aggregated Test based on the maximum relative risk The value of the test statistic is 0.9658 corresponding to a radius of 3.5 The Monte Carlo p-level is equal to 0.835684 The circle with maximum SMR includes the following areas Area1, Area2 , Area3, Area4, Area5 , Area6 Likelihood ratio test Null hypothesis H0: SMR= 0.91702 The Monte Carlo p-level is equal to 0.257526 SMR obtained with isotonic regression | SINGLE BANDS | CUMULATED VALUES


1 0.0 - 1.0 0.9658 | 0 1.010 0.0000 | 0 1.010 0.0000

2 1.0 - 1.5 0.9658 | 7 8.070 0.8674 | 7 9.080 0.7709

3 1.5 - 2.0 0.9658 | 15 15.370 0.9759 | 22 24.450 0.8998

4 2.0 - 2.5 0.9658 | 13 15.420 0.8431 | 35 39.870 0.8779

5 2.5 - 3.0 0.9658 | 39 38.000 1.0263 | 74 77.870 0.9503

6 3.0 - 3.5 0.9658 | 45 45.344 0.9924 | 119 123.214 0.9658

7 3.5 -***** 0.5930 | 11 18.550 0.5930 | 130 141.764 0.9170

Cardiocircolatorio femmine



1 0.0 - 1.0 2.4390 | 2 0.820 2.4390 | 2 0.820 2.4390

2 1.0 - 1.5 1.3136 | 4 4.860 0.8230 | 6 5.680 1.0563

3 1.5 - 2.0 1.3136 | 12 9.500 1.2632 | 18 15.180 1.1858

4 2.0 - 2.5 1.3136 | 16 11.090 1.4427 | 34 26.270 1.2943

5 2.5 - 3.0 1.3136 | 38 27.840 1.3649 | 72 54.110 1.3306

6 3.0 - 3.5 0.9994 | 48 60.495 0.7935 | 120 114.605 1.0471

7 3.5 -***** 0.9994 | 26 13.550 1.9188 | 146 128.155 1.1392

274


Moimacco

Cardiocircolatorio totale

STONE TEST Areas were aggregated Test based on the maximum relative risk The value of the test statistic is 0.8558 corresponding to a radius of ***** The Monte Carlo p-level is equal to 0.908291 The circle with maximum SMR includes the following areas Area1, Area2, Area3, Area4, Area5, Area6 , Area7 Likelihood ratio test Null hypothesis H0: SMR= 0.85582 The Monte Carlo p-level is equal to 0.908291 SMR obtained with isotonic regression | SINGLE BANDS | CUMULATED VALUES


1 0.0 - 1.0 0.8558 | 2 2.915 0.6862 | 2 2.915 0.6862

2 1.0 - 1.5 0.8558 | 11 16.504 0.6665 | 13 19.419 0.6694

3 1.5 - 2.0 0.8558 | 27 30.031 0.8991 | 40 49.450 0.8089

4 2.0 - 2.5 0.8558 | 29 34.767 0.8341 | 69 84.217 0.8193

5 2.5 - 3.0 0.8558 | 77 88.895 0.8662 | 146 173.112 0.8434

6 3.0 - 3.5 0.8558 | 93 110.328 0.8429 | 239 283.440 0.8432

Respiratorio maschi

STONE TEST Areas were aggregated Test based on the maximum relative risk The value of the test statistic is 0.7085 corresponding to a radius of ***** The Monte Carlo p-level is equal to 0.897290 The circle with maximum SMR includes the following areas Area1 , Area2, Area3, Area4, Area5, Area6, Area7 Likelihood ratio test Null hypothesis H0: SMR= 0.70851 The Monte Carlo p-level is equal to 0.897290 SMR obtained with isotonic regression | SINGLE BANDS | CUMULATED VALUES


1 0.0 - 1.0 0.7085 | 0 0.200 0.0000 | 0 0.200 0.0000

2 1.0 - 1.5 0.7085 | 1 1.690 0.5917 | 1 1.890 0.5291

3 1.5 - 2.0 0.7085 | 3 4.900 0.6122 | 4 6.790 0.5891

4 2.0 - 2.5 0.7085 | 2 3.010 0.6645 | 6 9.800 0.6122

5 2.5 - 3.0 0.7085 | 5 8.130 0.6150 | 11 17.930 0.6135

6 3.0 - 3.5 0.7085 | 7 8.680 0.8065 | 18 26.610 0.6764

7 3.5 -***** 0.7085 | 3 3.030 0.9901 | 21 29.640 0.7085

275


Moimacco

Respiratorio totale



1 0.0 - 1.0 2.2272 | 1 0.449 2.2272 | 1 0.449 2.2272

2 1.0 - 1.5 0.9840 | 2 2.531 0.7902 | 3 2.980 1.0067

3 1.5 - 2.0 0.9840 | 5 4.583 1.0910 | 8 7.563 1.0578

4 2.0 - 2.5 0.7509 | 4 5.327 0.7509 | 12 12.890 0.9310

5 2.5 - 3.0 0.7204 | 9 13.635 0.6601 | 21 26.525 0.7917

6 3.0 - 3.5 0.7204 | 13 16.906 0.7690 | 34 43.431 0.7829

7 3.5 -***** 0.5067 | 3 5.921 0.5067 | 37 49.352 0.7497

Respiratorio Femmine



1 0.0 - 1.0 6.2500 | 1 0.160 6.2500 | 1 0.160 6.2500

2 1.0 - 1.5 1.2658 | 1 0.790 1.2658 | 2 0.950 2.1053

3 1.5 - 2.0 1.1905 | 2 1.680 1.1905 | 4 2.630 1.5209

4 2.0 - 2.5 0.8511 | 2 2.350 0.8511 | 6 4.980 1.2048

5 2.5 - 3.0 0.6861 | 4 5.830 0.6861 | 10 10.810 0.9251

6 3.0 -***** 0.5610 | 6 10.695 0.5610 | 16 21.505 0.7440

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Relazione Studio Epidemiologico - Cividale Del Friuli Moima 07