IL CASO DELLA ZONA DI VILLA PAMPHILI (ROMA) R. Salzano*, A. Taddeucci*, P. Tuccimei*
* Dipartimento di Scienze Geologiche dell’Università “Roma Tre” di Roma - Lavoro svolto in convenzione con l’INAIL
RIASSUNTO
E’ stato studiata la variazione in senso spaziale e temporale del contenuto in piombo immesso nell’aria dai gas di scarico delle autovetture, in un’area verde urbana interessata da intenso traffico (Villa Doria Pamphili, Roma), utilizzando la possibilità di datare, attra-verso i processi di decadimento del 137Cs e 210Pb, i suoli ed i sedimenti in cui questo ele-mento nocivo si è andato accumulando. Si è messa in evidenza la diminuzione della con-centrazione del piombo negli ultimi 15 anni, probabilmente dovuta all’avvento delle benzi-ne “verdi”; si è inoltre osservato come i fattori topografici ed ambientali siano responsabi-li della maggiore o minore deposizione del piombo nei suoresponsabi-li. Da ciò si evince come sia importante prestare attenzione all’esposizione degli edifici (specie quelli pubblici) nel corso della pianificazione urbana.
Introduzione
In ambiente urbano la presenza di piombo, inquinante prodotto dai gas di scarico delle auto-mobili, è notoriamente nociva per chi ivi vive e lavora.
Gran parte del piombo presente nell’atmosfera è prodotto dall’uomo: Nriagu (1978) ha stimato che nel 1974 vi sono state immesse circa 456000 tonnellate di Pb, il cui 96% è di natura antro-pica. La concentrazione del piombo nell’atmosfera è aumentata da 0.6 ng/m3dell’epoca pre-industriale a 3.7 ng/m3d’oggi. La concentrazione nelle città è di tre ordini di grandezza mag-giore (0.5- 10 µg/m3).
Solo in questi anni, con un ritardo di circa 10 anni rispetto a Stati Uniti e Giappone, gli orga-ni legislativi europei ed italiaorga-ni si sono mossi verso una riduzione dei consumi di carburanti
“tradizionali”, contenenti piombo tetraetile come additivo antidetonante, che culminerà con la definitiva scomparsa della benzina “super”, in Italia, il 1/1/2002 (vedi Fig. 1 a pagina seguente).
Fig. 1: Confronto tra i consumi di Pb (sotto) e tra le quantità di piombo aggiunte nelle benzine (sopra). [Dati tratti da Nriagu (1978)].
La llocalità ddi sstudio
La situazione presa in esame è quella di Villa Doria Pamphili, un’area verde situata in prossimi-tà del centro di Roma, che è attraversata da un’arteria stradale (Via Leone XIII) ad alto flusso di traffico (più di 50.000 veicoli al giorno), (vedi Fig.2).
Sono stati prelevati 12 campioni lungo un transetto (TR2) ed altrettanti lungo un altro transet-to (TR3) in posizione ortranset-togonale all’arteria ; lungo questi transetti sono stati raccolti i primi 5cm di suolo, ad intervalli variabili dai 2 ai 20 metri, fino ad una distanza di circa 100 m dal-l’asse stradale. In prossimità della sede stradale, in vicinanza del transetto TR3 sono stati rac-colti 12 campioni in una sezione di suolo dello spessore di circa 60 cm (profilo L1), ed altret-tanti in un’altra sezione (profilo L2), a circa 10 m di distanza. La frequenza di campionamento, per entrambe le sezioni, è stata di 5cm.
A ciò si aggiungono 6 campioni prelevati, mediante carotiere ad infissione manuale, dai sedi-menti del “Lago del Giglio”, ad intervalli di 5cm per una profondità totale di 30cm. (carota CL).
I mmetodi ddi sstudio
Le analisi sono state effettuate mediante spettrometria-γ, per la determinazione del 137Cs e del
210Pb, e spettrofotometria di assorbimento atomico (AAS), per la determinazione del contenu-to contenu-totale di Pb.
II pprocessi ddeposizionali ddel ppiombo
I fattori che controllano i processi deposizionali del Pb nei suoli sono molti e possono essere così raggruppati:
Fig. 2: Localizzazione di Villa Doria Pamphili.
Fattori cchimici a. pH
b. Contenuto e caratteristiche qualitative della sostanza organica (OM) c. Contenuto di Ca2+
d. Contenuto e natura della frazione argillosa e. Contenuto di ossidi di Fe e Mn
f. Contenuto di solfati, fosfati, carbonati g. Capacità di scambio cationico (CEC)
b. Natura dei singoli orizzonti del profilo pedologico 4. FFattori aambientali
a. Uso del suolo
b. Esistenza e profondità di una falda freatica c. Assetto topografico
d. Condizioni climatiche
Alcuni di questi fattori sono stati considerati nel corso del presente studio, perché ritenuti quel-li di maggiore importanza (OM, granulometria, composizione della frazione argillosa, fattori podologici ed ambientali).
Il 210Pb
Questo isotopo del piombo fa parte della serie di decadimento radioattivo del 238U. Nei sedimenti e nei suoli, oltre al 210Pb radiogenico, generato dal decadimento del 226Ra già presente nei sedimenti, è presente un’ulteriore frazione di 210Pb, di provenienza “atmosfe-rica” e fissato nei sedimenti stessi, che è il prodotto del decadimento del 222Rn, gas abbon-dante nell’aria.
Il 137Cs
Questo nuclide è un prodotto della fissione nucleare ed è stato introdotto nell’atmosfera solo in seguito ad esplosioni di ordigni nucleari o ad incidenti (esempio: Chernobyl 1986). Proprio la sua immissione episodica ne fa un ottimo marker stratigrafico.
I rrisultati ssperimentali
Lo scopo di questo lavoro è quello di osservare le tracce dell’abbattimento del contenuto di Pb nell’aria, avvenuto in questi anni con l’introduzione delle benzine “verdi”, ai fini della valutazione dei rischi pregressi per i cittadini e dei lavoratori che operano sulle strade (ad esempio vigili urbani ed operatori ecologici). La datazione dei sedimenti è ricavata da due
metodi ( in modo da avere delle verifiche reciproche) basati sulla deposizione nei sedimenti del 137Cs e del 210Pb presenti nell’aria: la prima tecnica impone l’utilizzo degli episodi di immissione del 137Cs come marker stratigrafico; la seconda si basa sul tasso di deposizione del 210Pb “atmosferico”.
I risultati sono esposti in Fig.3. Il picco di attività del 137Cs è la testimonianza dell’inci-dente di Chernobyl del 1986, quindi la deposizione del livello compreso tra 5 e 10 cm è avvenuta attorno all’anno 1986. Stimando attraverso questi dati un tasso di sedimentazio-ne costante di 0.5 cm/anno, la piccola gobba tra 20 e 25cm rappresenterebbe il residuo dell’immissione di 137Cs prodotta dai test nucleari franco-cinesi degli anni ’60. La seconda tecnica purtroppo risente della natura litologica dei sedimenti: si tratta, infatti, di prodot-ti vulcanici con alto contenuto di 226Ra che non permettono di determinare in maniera esatta la quantità di 210Pb “atmosferico” che eccede rispetto al background dei sedimenti.
L’unica osservazione che si può effettuare per ora è che il tasso di deposizione del 210Pb non è stato costante nel tempo. Il risultato è molto incoraggiante nonostante non sia stato possibile campionare i sedimenti con più dettaglio; infatti nel complesso si ppuò oosservare come iil ccontenuto ddi PPb ssia ddiminuito nnei ssedimenti, ee qquindi nnell’aria, ddel 449% nnegli u ulti-mi 115 aanni.
Lo studio della relazione tra alcune caratteristiche chimiche ed il contenuto di Pb nei suoli ha permesso di evidenziare come, in questi, i processi chimici siano controllati soprattutto dalla sostanza organica; infatti il 60-70 % del piombo è stato fissato nei primi 15cm del profilo dove la OM è più abbondante.
I risultati delle analisi sui materiali prelevati dai due transetti rendono più evidente l’influenza
Fig. 3: Variazioni della concentrazione di Pb totale e dell’attività di 210Pb e 137Cs in funzione della profondità nei sedimenti del laghetto.
della distanza dall’asse stradale e delle caratteristiche ambientali sulla deposizione del piom-bo.(Fig.4).
Le osservazioni che si possono trarre dall’andamento della concentrazione del Pb nei due trans-etti sono:
a. I campioni del transetto TR2 hanno un contenuto di Pb, maggiore di quelli del TR3.
b. Il tenore di piombo diminuisce con la distanza dall’asse stradale, tranne che per i campioni del transetto TR2 distanti dalla strada 80 e 100 metri.
La prima osservazione concorda con quelle sperimentali di Habibi (1973): l’emissione del parti-colato di piombo è maggiore quando la macchina è in fase d’accelerazione o è lanciata ad alta velocità (tratto del transetto TR2), ed è ridotto quando il veicolo è fermo o viaggia a velocità limitata (tratto del transetto TR3).
La seconda osservazione viene spiegata dalla topografia: la parte più distale del transetto
insi-Fig.4: Concentrazione del piombo normalizzato rispetto alla LOI (indicatore della OM) in funzione della distanza dall’asse stradale nel transetto TR3 (a,b) e nel transetto TR2 (c,d).
ste su una collina esposta generalmente sottovento: l’assenza di ostacoli morfologici o arborei fa quindi sì che vengano deposte al suolo quantità di piombo maggiori rispetto alla parte più prossimale e più riparata.
Conclusioni
I risultati di questo studio appaiono particolarmente significativi e confermano la validità dell’approccio seguito. C’è rispondenza, infatti, sia dai dati misurati nei sedimenti, dove è evidente lla rriduzione ddel ccontenuto ddi PPb nnegli uultimi 115 aanni, sia da quelli misurati nei suoli, dove la quantità di piombo diminuisce generalmente con la distanza dalla sede stra-dale. Si è poi osservato che i campioni distali di un transetto hanno un tenore in piombo molto alto, e che ciò è dovuto all’effetto topografico ed all’azione dei venti; è necessaria quindi una particolare riflessione sulla sistemazione e l’architettura delle aree verdi urba-ne, nonché sull’esposizione verso le strade di edifici di pubblica importanza (scuole, ospe-dali etc.).
Studi di questo tipo possiedono una grossa potenzialità, particolarmente dovuta alla scarsità dei dati finora raccolti in Italia. Un’estensione, sia quantitativa che qualitativa di questi dati, permetterebbe:
• il miglioramento delle conoscenze sui meccanismi deposizionali del piombo presente nell’aria.
• un’analisi comparativa del comportamento di Pb, Zn e Cd, già oggetto di molti studi, nei con-fronti di altri inquinanti oggi emessi dalle auto e meno studiati (PM10, platinoidi,), il che potrebbe favorire la prevenzione da questo rischio.
• la realizzazione di un data base storico in varie città (es.: Milano)
• la llimitazione ddel rrischio-salute pper ii ccittadini ((architettura ddelle aaree vverdi uurbane ee ccollo-cazione eed eesposizione ddi eedifici ppubblici [[scuole, oospedali eetc.]).
• Una ddefinizione ppiù pprecisa ddell’anno iin ccui ssi èè rridotta ll’esposizione ddegli llavoratori aal p piom-bo ppresente nnell’aria.
BIBLIOGRAFIA
Appleby PP.G. && OOldfield FF.: (1992). “Application of lead-210 to sedimentation studies” in Ivanovich M. “Uranium-series disequilibrium”, Clarendon Press, Oxford, pag. 731-742.
A.N.P.A.: (1992) “Rapporto annuale sulla radioattività ambientale in Italia 1992”. Reti nazio-nali vol. I.
Branca MM. && VVoltaggio MM.: (1993). “Erosion rate in badlands of central Italy: estimation by radio-caesium isotope ratio from Chernobyl nuclear accident”. Appl.Geochem., vol. 8 pag. 437-445.
Habibi KK.: (1973). “Characterization of particulate matter in vehicle exhaust”. Environ. Sci.
Technol, vol. 7 pag. 223-234.
Lee SS. eet aal.: (1998). “Adsorption characteristics of lead onto soils”. J. Hazardous Mater., vol.
63 pag. 37-49.
Nriagu JJ.O.: (1978). “The biogeochemistry of lead in the environment (Part A)” ed. J.O. Nriagu, Elsevier, Amsterdam.
Persicani DD.: (1988) “Radiocontaminazione da cesio dopo Chernobyl, l’adsorbimento di 137Cs in alcuni suoli italiani” Ambiente Risorse Salute, vol. Luglio-Agosto 1998 pag. 25-27.
Sauvé SS. eet aal.: (1997). “Speciation of lead in contaminated soils” Environ.Poll., vol. 98(2) pag.
149-155.
White RR.E. (1997): “Principles and practice of soil science”. Blackwell Science, Cambridge 1997.