Come i Policloronaphtaleni (PCNs) si Distribuiscono nell'Ambiente e nei Cibi: Analisi e Implicazioni

I Policloronaphtaleni (PCNs) sono composti chimici persistenti che si trovano principalmente nell'ambiente in fase gassosa. In alcune aree, come Venezia, Italia, la maggior parte dei PCNs nelle particelle atmosferiche risulta al di sotto dei limiti di rilevamento. Nel 2009 e nel 2012, i valori del rapporto gas/particelle (G/P) di PCNs erano rispettivamente di 0,91 e 22 (Gregoris, Argiriadis et al., 2014). Con il diminuire delle dimensioni delle particelle, la proporzione di PCNs nelle particelle fini aumenta. Ad esempio, nelle particelle con un diametro cinetico dae ≤ 1,0 μm, i PCNs rappresentano circa il 63,5% delle particelle totali (Zhu, Zhang et al., 2016).

Nelle analisi dei suoli, è stato osservato che le concentrazioni di PCNs in vari ambienti variano notevolmente. In una zona industriale del Regno Unito, la concentrazione di PCNs in suolo è diminuita nel tempo, passando da 6.000 pg/g dw nel 1968 a 420 pg/g dw nel 1990 (Meijer, Harner et al., 2001). Al contrario, in aree meno contaminate, come in Spagna, le concentrazioni vanno da 32 ng/kg in campioni di suolo non contaminato fino a 180 ng/kg in zone urbane o residenziali (Schuhmacher, Nadal et al., 2004). In Polonia, le concentrazioni nel suolo vanno da 350 a 1.100 pg/g dw, indicando una possibile connessione con l'uso industriale di prodotti contenenti PCN (Wyrzykowska, Hanari et al., 2007).

Gli alimenti vegetali raccolti nella regione della Catalogna nel 2000 mostravano concentrazioni più basse di PCNs: i cereali avevano 71 ng/kg dw, mentre frutta e verdura avevano rispettivamente 0,7 ng/kg dw e 3 ng/kg dw. L'analisi di alimenti vegetali in 24 province della Cina nel 2022 ha rilevato che i legumi presentavano le concentrazioni più elevate (8,2–29,0 ng/kg ww), seguiti da verdure (2,5–23,6 ng/kg ww) e tuberi (1,6–47,2 ng/kg ww).

Un aspetto rilevante per comprendere la distribuzione dei PCNs negli alimenti è l'importanza dei congeneri, che determinano sia la fonte che la tossicità di questi composti. Nei cibi di origine animale, i congeneri tetrachloro sono predominanti, seguiti dai congeneri pentaclorati e esaclorati (Domingo, 2004). Nei cibi vegetali, invece, i congeneri tetrachloro e pentaclorati sono i più comuni, con una presenza anche significativa di congeneri esaclorati in frutta e legumi. Questo modello di distribuzione dei congeneri suggerisce che il rischio di contaminazione da PCNs dipenda in gran parte dalla tipologia di alimento e dalla sua origine.

Il tema della contaminazione da PCNs negli alimenti è fondamentale non solo per comprendere la distribuzione di questi composti nell'ambiente, ma anche per la salute umana. Poiché i PCNs sono persistenti e bioaccumulabili, la loro presenza negli alimenti rappresenta un rischio per il consumo umano, soprattutto in relazione alla quantità e al tipo di alimento contaminato. Sebbene i dati sulle concentrazioni di PCNs negli alimenti siano ancora parziali, è evidente che il controllo e la regolamentazione di questi contaminanti sono essenziali per ridurre l'esposizione e i rischi associati.

Qual è l’impatto e la diffusione dei naftalini policlorurati e dei composti organici persistenti nell’ambiente e nella salute umana?

L’analisi isomerica specifica dei PCNs permette di tracciare le loro origini e di valutare il loro potenziale tossico. Questi composti si distinguono per il loro contributo alla somma totale dei contaminanti organici persistenti (POPs), spesso paragonabili o addirittura superiori a quelli di diossine, PCB e furani in alcune matrici ambientali. La presenza di PCNs nel latte materno umano, documentata in studi condotti negli Stati Uniti, in Cina e in Europa, sottolinea il loro potenziale rischio tossicologico per le generazioni future, in particolare per i neonati che assumono tali sostanze attraverso l’allattamento. I rischi associati riguardano effetti negativi sullo sviluppo prenatale e postnatale, inclusi disordini nel processo di spermatogenesi, come dimostrato da sperimentazioni su modelli animali.

Le emissioni accidentali o non intenzionali di PCNs dai processi industriali di produzione dell’acciaio, dalla combustione di rifiuti e dal trattamento di ceneri volanti sono spesso sottostimate, ma risultano essere fonti significative di contaminazione atmosferica e successivamente deposizione nei suoli e nelle acque superficiali. Queste emissioni presentano un profilo caratteristico che può essere utilizzato per la loro identificazione e per la valutazione dell’impatto ambientale.

L’accumulo di PCNs nei sedimenti marini e lacustri comporta un rischio cronico per gli organismi acquatici, con conseguenze che si propagano attraverso la catena alimentare fino agli uccelli piscivori e agli esseri umani. La comprensione della distribuzione spaziale e temporale di questi contaminanti, così come l’identificazione dei loro marker specifici, sono fondamentali per la messa a punto di strategie efficaci di monitoraggio ambientale e di gestione del rischio sanitario.

Oltre alla semplice individuazione e quantificazione, è essenziale considerare la complessità delle interazioni chimiche e biologiche di tali sostanze nell’ambiente, che possono influenzare la loro persistenza, mobilità e tossicità. Inoltre, la variabilità delle esposizioni individuali legata a fattori geografici, dietetici e socioeconomici richiede un approccio integrato che unisca studi ambientali, biomonitoraggio e valutazioni epidemiologiche.

L’attenzione deve anche essere rivolta all’analisi delle fonti non convenzionali di emissione di PCNs, spesso derivanti da processi industriali meno controllati o da attività di riciclo in paesi con normative ambientali meno rigorose. La collaborazione internazionale per la riduzione di tali emissioni, unitamente allo sviluppo di tecnologie di bonifica efficaci, risulta imprescindibile per limitare l’impatto di questi inquinanti persistenti sull’ecosistema globale e sulla salute umana.

La comprensione profonda delle dinamiche ambientali e tossicologiche dei PCNs è fondamentale per orientare politiche di prevenzione, regolamentazione e intervento, che devono tener conto sia della loro persistenza sia del potenziale effetto sinergico con altri POPs presenti nell’ambiente. È cruciale monitorare costantemente sia le concentrazioni ambientali che quelle biotiche, specialmente nei soggetti vulnerabili come donne in gravidanza e bambini, per evitare esposizioni dannose e per promuovere la sicurezza ambientale e sanitaria a lungo termine.

Qual è il destino dell’endosulfan nell’ambiente e come viene trattato?

L’endosulfan, un insetticida ad ampio spettro, rappresenta una minaccia significativa per l’ambiente, in particolare per le risorse idriche e i suoli. La sua persistenza e la possibilità di contaminare gli ecosistemi dipendono da vari fattori, tra cui la sua interazione con il suolo, l’acqua, l’aria e gli organismi viventi. La comprensione del comportamento dell’endosulfan nell’ambiente è cruciale per sviluppare strategie di gestione e bonifica adeguate.

In acqua, l’endosulfan è principalmente trasportato tramite deriva da spruzzo e deflusso. Entrambi gli isomeri, α e β, così come il suo prodotto di degradazione, l’endosulfan solfato, sono trasportati attraverso questi processi. In ambienti acquatici, l’idrolisi è il principale meccanismo di degradazione, ma la velocità di questo processo dipende da vari fattori come il pH, il potenziale redox e la popolazione microbica. Un’importante via di trasformazione in acqua è la conversione dell’endosulfan in endosulfan diolo, un metabolita meno tossico, mentre l’endosulfan solfato si degrada più lentamente. La reattività dell’endosulfan verso l’ossidazione dipende dall'isomero: l'isomero α è facilmente convertito in endosulfan solfato, mentre l’isomero β mostra una minore reattività in questo processo.

Nell'atmosfera, l’endosulfan entra principalmente tramite volatilizzazione o trasporto di vapore. Quando applicato ai coltivi, l’endosulfan evapora dalla superficie delle colture e viene trasportato come vapore. Il trasporto tramite polvere è un altro processo che contribuisce alla sua diffusione nell’aria, influenzato da fattori come le condizioni meteorologiche, la geografia e le attività antropiche. Nonostante l’endosulfan non sia suscettibile di degrado atmosferico rapido, reagisce con il radicale idrossile (OH) nell'atmosfera, un processo che aiuta a rimuovere l’endosulfan gassoso.

La sua presenza nell’aria, purtroppo, può anche estendersi a lunghe distanze: sono stati riscontrati residui di endosulfan in ambienti remoti come l'Artico, grazie al suo trasporto a lunga distanza. Questo fenomeno è legato alla volatilizzazione, al trasporto di vapore e al trasporto tramite deflusso. Le condizioni meteorologiche regionali e le attività agricole contribuiscono significativamente alla sua presenza atmosferica.

La bonifica dei siti contaminati da endosulfan è fondamentale per ridurre i rischi per gli ecosistemi. La degradazione dell’endosulfan nel suolo e nell’acqua può avvenire attraverso metodi fisico-chimici e biologici. Tra i metodi fisico-chimici più comuni ci sono l'adsorbimento, l’ossidazione avanzata, la fotodegradazione e la filtrazione mediante membrane. Per quanto riguarda i metodi biologici, il degrado microbico mediato da batteri e funghi, così come la fitodepurazione attraverso le piante, sono soluzioni promettenti. Ogni metodo presenta vantaggi e svantaggi: l'adsorbimento, ad esempio, è un processo economico, ma non specifico, e può essere applicato a tutti i tipi di contaminanti. L’utilizzo di carbone attivo è il metodo più comune, ma sono in corso ricerche su soluzioni più ecologiche e mirate.

Perché gli SCCP sono ancora ovunque, nonostante il divieto?

Nonostante l'inclusione degli SCCP (paraffine clorurate a catena corta) nella lista delle sostanze da eliminare secondo la Convenzione di Stoccolma nel 2017, e il conseguente divieto della loro produzione, utilizzo e importazione in vari paesi — tra cui il Canada sin dal 2013 — queste sostanze continuano a essere ampiamente presenti in prodotti di consumo comuni. L'evidenza empirica è schiacciante: in uno studio condotto su 96 prodotti acquistati dopo l'entrata in vigore del divieto canadese, gli SCCP sono stati rinvenuti in 84 casi, tra cui dispositivi elettronici, abbigliamento, vernici, plastiche e, fatto ancor più allarmante, giocattoli di recente produzione. Questo dato solleva gravi interrogativi sulla persistenza della contaminazione indoor e sulle vie attraverso cui queste sostanze continuano a infiltrarsi nel mercato.

La produzione globale continua a crescere nonostante i divieti regionali. La Cina rimane il principale produttore e consumatore mondiale di SCCP, con circa 100–150 produttori attivi. Anche l’India ha una produzione significativa, con volumi che nel 2011 hanno raggiunto le 150.000 tonnellate. Dati storici mostrano una produzione distribuita in tutto il mondo: Nord America, Russia, Thailandia, Bangladesh, Giordania, Australia, con tonnellaggi che vanno da 1.000 a oltre 27.000 tonnellate annuali. L’Unione Europea registra volumi compresi tra 10.000 e 100.000 tonnellate all’anno. È evidente che, malgrado gli impegni internazionali, l’economia globale continua a sostenere la catena produttiva degli SCCP, spesso attraverso lacune normative o scarsa tracciabilità delle sostanze nei prodotti finiti.

Nel contesto ambientale, gli SCCP sono presenti ovunque: nell’aria, nel suolo, nelle acque superficiali, nei sedimenti e negli organismi viventi. Le concentrazioni atmosferiche mostrano variazioni stagionali, in

Come valutare e gestire i rischi nei siti contaminati da solventi clorurati?

La gestione dei siti contaminati da solventi clorurati come il tetracloroetilene (PCE), il tricloroetilene (TCE), il dicloroetilene (DCE) e il cloruro di vinile (VC) richiede un approccio sistematico e multidisciplinare. Il PCE è sospettato di essere cancerogeno, mentre il VC è confermato come cancerogeno per l’uomo. La presenza simultanea di questi composti, con differenti livelli di tossicità, genera una pluma contaminante complessa e dinamica che impone una valutazione attenta della distribuzione spazio-temporale e della tossicità cumulativa.

Per comprendere l’impatto sulla salute umana, è necessaria una modellizzazione dettagliata del destino e del trasporto dei contaminanti, tenendo conto delle incertezze nei parametri dell’acquifero. L’analisi probabilistica del rischio sanitario diventa quindi imprescindibile per valutare in modo completo le implicazioni delle degradazioni tossiche del PCE. L’approccio richiesto va oltre la semplice rilevazione della contaminazione: implica la costruzione di un modello concettuale del sito (CSM) capace di rappresentare accuratamente la distribuzione delle sostanze chimiche e i processi che ne governano la trasformazione.

L’efficacia della bonifica si fonda sull’accuratezza dell’indagine iniziale. I DNAPL tendono a migrare lungo percorsi di minima resistenza e si accumulano in corrispondenza di discontinuità di permeabilità. Le zone sature con DNAPL residui rappresentano fonti persistenti di contaminazione che possono generare plumi disciolti estesi. L’identificazione tempestiva e precisa delle sorgenti DNAPL è essenziale: l’assenza di un campionamento mirato può portare alla sottovalutazione del rischio, rilevando solo tracce diluite nella falda.

L’indagine del sito dovrebbe seguire un processo graduale che parte dalla raccolta di dati storici, prosegue con il sopralluogo e la pianificazione, e culmina con indagini di campo e l’analisi dei dati. L’interpretazione integrata consente la delimitazione della contaminazione e la definizione di strategie successive. La scelta delle tecnologie investigative, sia dal punto di vista logistico che analitico, incide profondamente sull’efficacia delle indagini ambientali. L’ottimizzazione delle tecniche di caratterizzazione rappresenta un obiettivo centrale nella formazione continua di professionisti del settore ambientale.

Le tecniche investigative si dividono in invasive e non invasive. Le metodologie invasive, come la perforazione, il campionamento e il monitoraggio attraverso piezometri, forniscono dati di alta precisione ma comportano costi e risorse significativi. Le tecniche non invasive, come la geofisica, permettono una prima analisi rapida del sito e aiutano a guidare il campionamento invasivo, senza però sostituirlo.

Tra le tecniche geofisiche non invasive, il Ground Penetrating Radar (GPR) utilizza impulsi elettromagnetici per mappare strutture nel sottosuolo con alta risoluzione. È particolarmente utile in terreni asciutti e poco conduttivi, ma presenta limitazioni in profondità (generalmente inferiori a 10 metri) e in terreni argillosi o saturi. Il GPR è efficace per identificare contaminazioni superficiali recenti o per supportare la definizione preliminare del CSM.

Un’altra tecnica è il metodo elettromagnetico a induzione (EM), che misura le variazioni di conducibilità nel sottosuolo attraverso l’interazione tra campi elettromagnetici primari e secondari. Le differenze di conducibilità possono indicare la presenza di contaminanti o rifiuti sepolti. L’EM è particolarmente utile per analisi di larga scala, anche se non fornisce una risoluzione sufficiente per caratterizzare in dettaglio zone sorgente o plumi contaminanti.

L’integrazione delle tecniche invasive e non invasive consente di sfruttarne le complementarità. Una pianificazione coordinata tra le indagini di campo e le analisi di laboratorio è essenziale per sviluppare modelli concettuali affidabili senza superare i limiti di