Criteri di valutazione della qualità dei sedimenti

Il manuale, Uso delle linee guida per la qualità dei sedimenti e gli strumenti ad esse correlati, per la determinazione dei sedimenti contaminati (Wenning e Ingresol, 2002), definisce la qualità dei sedimenti come: la concentrazione chimica numerica intesa da essere

protettiva per le risorse biologiche, oppure predittiva per effetti avversi per queste risorse biologiche, o entrambi. Le SQG (Sediment

Quality Guidelines) per la determinazione della qualità dei sedimenti relativi ai potenziali effetti negativi per gli organismi che vivono nei sedimenti sono stati calcolati utilizzando sia approcci empirici che meccanicistici. Le SQG sono serie di procedure e metodologie che sono state utilizzate per definire lo stato dei sedimenti.

Baiocchi, Costa e Zingaretti dell'Università di Roma “TOR VERGATA” definiscono :

Sedimento contaminato: nel quale siano presenti sostanze normalmente assenti o presenti a concentrazioni superiori ai valori di fondo

Sedimento inquinato: sedimenti contaminati in misura tale da causare effetti biologici avversi sull’ambiente naturale.

La chimica fornisce una risposta sullo stato di contaminazione. La risposta sullo stato di inquinamento può essere causata da molteplici linee di evidenza (LOE) e dal peso relativo che diamo a ciascuna linea (WOE). Il rapporto di causalità tra contaminazione ed effetti non è scontato, in presenza di altri fattori di stress. La concentrazione chimica, che si ottiene attraverso analisi dei sedimenti, a volte non è sufficiente per definire lo stato del sedimento e dell'ambiente. E' utile perciò utilizzare quello che viene definito un approccio triad, cioè associare allo studio della chimica del sedimento, uno studio sullo stato delle comunità bentoniche che popolano il sedimento e test di tossicità eseguiti su organismi che potrebbero vivere in siti contaminati, nella tabella 3.1 sono evidenziati vantaggi e svantaggi delle tre tipologie di studio possibile.

La definizione della qualità del sedimento può essere eseguita utilizzando approcci teorici empirici oppure combinati.

Le tecniche teoriche si basano su analisi e correlazioni che si fanno fra i valori degli inquinanti nei sedimenti, e i valori degli inquinanti nell'acqua interstiziale del sedimento o valori ottenuti con altre tecniche.

Le tecniche empiriche si basano su dati ottenuti sul campo e correlazioni fra le concentrazioni dei sedimenti e gli effetti biologici causate dai contaminanti.

Le tecniche combinate utilizzano e combinano le altre tipologie di tecniche.

Fra le tecniche teoriche ci sono:

• _{Sediment background Approach (SBA) Livelli di fondo naturale, in} cui le caratteristiche chimiche dei sedimenti sono confrontate con quelle dei campioni di riferimento. Se i campioni non presentano concentrazioni superiori a quelle di riferimento non sono classificati come pericolosi. (Mac Donald, 1994)

• Enrichment factor (EF) Fattore di Arricchimento, consente di valutare la variazione di un elemento potenzialmente tossico rispetto ad una situazione di riferimento, che può essere rappresentato da un riferimento al fondo locale , o globale, nel caso in cui non siano reperibili riferimenti locali. Viene

calcolato usando l'equazione [3] Rubio et al 2000. Valori di EF intorno ad 1 indicano assenza di arricchimento, EF > 1.5 indicano Tabella 3.1: Vantaggi e svantaggi delle tecniche utilizzate per lo studio della qualità dei

sedimenti.

Vantaggi Svantaggi

Poche indicazioni sulla biodisponibilità

Mancano criteri di valutazione standard

Mancano criteri di valutazione standard Chimica dei

sedimenti

Misura il grado complessivo di

contaminazione Misura solo un set discreto di contaminanti Valutazione

del benthos

Evidenza diretta di alterazioni biotiche in-situ

Difficoltà di legare la tossicità a particolari inquinanti Test di tossicità Valutazione della tossicità sugli organismi acquatici

Difficoltà di legare la tossicità a particolari inquinanti EF ₌ __________________ (Metallo/Al) Campione (Metallo/Al) Background [3]

presenza di altre sorgenti, probabilmente antropogeniche (Hans et al. 2006)ma anche legate a processi di alterazione fisica e chimica dei minerali, EF >= 2 possono suggerire fonte di arricchimento. Loske et al. (2003) suggerisce 5 categorie: EF< 2 nessun tipo di inquinamento o inquinamento minimo, 5<EF>2 arricchimento moderato, 40<EF>20 arricchimento significativo, EF>40 arricchimento estremamente alto.

• Contamination factor (CF) e Pollution load index (PLI) Fattore di Contaminazione, e Indice del Carico Inquinante, il CF si ottiene dal rapporto della concentrazione di ciascun metallo per il suo valore di fondo formula [4]. Il PLI può essere visto come il carico inquinante in un comparto ambientale ( Malkoc et al. 2010), si calcola come la radice ennesima del prodotto dei valori delle concentrazioni di CF degli n elementi formula [5]

• Spiked Sediment Toxicity Test (SSTT) Test di tossicità su sedimenti

drogati, in cui si stabiliscono le relazioni dose-risposta effettuando test ecotossicologici su sedimenti contaminati con quantità note di specifiche sostanze chimiche o loro miscele. (Lamberson e Shwartz, 1992)

• Porewater Effect Concentration PEC, Concentrazione nell'acqua

interstiziale, in cui la concentrazione di contaminanti nell'acqua interstiziale viene confrontata con le tabelle delle concentrazioni di effetto dell'acqua interstiziale ricavate dagli standard di qualità delle acque (Ankley e Thomas, 1992; Carr e Scott 1997)

• Equilibrium Partioning EqP Equilibrio di Ripartizione, in cui si

definisce un valore di qualità per ogni contaminante calcolando la concentrazione di quella sostanza nel sedimento che corrisponde ad una concentrazione nell'acqua interstiziale equivalente a quelle fissate per quel determinato contaminante in base ai criteri di qualità dell'acqua (Di Toro et al., 1991).

CF = _________________ C metallo pesante C background [4] [5] PLI = _(CF 1xCF2x CF3x

...

)

• Acid Volatile Sulfides (AVS), Contenuto di Sulfuri Volatili, in cui

vengono confrontati i solfuri volatili in acido cloridrico e i metalli estratti simultaneamente (SEM). Se la concentrazione molare dei SEM è inferiore a quella degli AVS il sedimento è considerato non tossico per gli organismi bentonici. (Hansen et al., 1996)

• _{Tissue Residue Aproach (TRA) Livello residuo nei tessuti, in cui si} definiscono le concentrazioni di singole sostanze o miscele che si ritiene non diano luogo a concentrazioni inaccettabili nei tessuti degli organismi acquatici, basandosi su concentrazioni residue nei tessuti di riferimento e fattori di bioaccumulo sedimento-biota. (Cook et al. 1992)

Fra gli approcci empirici:

• _{Screening level concentration (SLC) Concentrazioni del livello di} screening, il SLC è una stima della più alta concentrazione di un contaminante che può essere tollerata da una determinata percentuale di una specie bentonica. Viene valutata la presenza o l'assenza di una specie (Neff et al., 1986; Persaud et al., 1993) • _{Apparent Effects Threshold (AET) Soglia degli effetti apparenti,}

rappresenta la concentrazione di contaminanti in un sedimento al di sopra della quale ci si aspetta sempre che si verifichino degli effetti biologici significativi dal punto di vista statistico in base a dei confronti con le caratteristiche chimiche e con vari indicatori di effetti biologici (Cubbage et al., 1997)

• Logistic Regression Method (LRM), Modello di regressione logistica,

in cui i dati chimici e quelli relativi agli effetti biologici per una determinata sostanza vengono analizzati statisticamente creando delle curve di regressione che possono definire la probabilità di ottenere un risposta tossica da un determinato campione (Field et al., 1999).

Fra gli approcci combinati ci sono:

• Effect Range Approach (ERL) Intervallo o range di effetto, i valori

dell'intervallo di effetto inferiore (ERL) e dell'intervallo di effetto medio (ERM) vengono calcolati aritmeticamente da un data base creato dall'unione dei dati sugli effetti chimici e biologici, includendo i dati in campo e in laboratorio e i modelli dell' EqP (Long e Morgan, 1991; N0AA, 1999).

simile a quello ERL NOAA, in cui vengono considerati anche i dati definiti di non effetto e dove viene usata la media geometrica per definire i livelli d'effetto (Mac Donald, 1994)

• Consensus Method (TEC/PEC) Metodo basato sul consenso, in cui i

valori disponibili delle SQG che incontrano gli intenti descrittivi e altri criteri, vengono mediati in modo geometrico, creando dei valori composti di SQG (MacDonald et al., 2000).

La direttiva europea 2000/60 CEE nell'articolo 4 stabilisce che “gli

Stati membri proteggono, migliorano e ripristinano tutti i corpi idrici superficiali, salva l'applicazione del punto iii) per i corpi idrici artificiali e quelli fortemente modificati, al fine di raggiungere un buono stato delle acque superficiali in base alle disposizioni di cui all'allegato V entro 15 anni dall'entrata in vigore della presente direttiva, salve le proroghe stabilite a norma del paragrafo 4 e l'applicazione dei paragrafi 5, 6 e 7, e salvo il paragrafo 8”. Definisce

come:

•

corpo idrico superficiale qualora il suo stato, tanto sotto il profilo ecologico quanto sotto quello chimico, possa essere definito almeno «buono»;

• _{“«stato ecologico»: espressione della qualità della struttura e del}

funzionamento degli ecosistemi acquatici associati alle acque superficiali, classificato a norma dell'allegato V”;

• «buono stato chimico delle acque superficiali»: stato chimico richiesto per conseguire gli obiettivi ambientali per le acque superficiali fissati dall'articolo 4, paragrafo 1, lettera a), ossia lo stato raggiunto da un corpo idrico superficiale nel quale la concentrazione degli inquinanti non supera gli standard di qualità ambientali fissati dall'allegato IX, e in forza dell'articolo 16, paragrafo 7 e di altre normative comunitarie pertinenti che istituiscono standard di qualità ambientale a livello comunitario;

• «standard di qualità ambientale»: la concentrazione di un particolare inquinante o gruppo di inquinanti nelle acque, nei sedimenti e nel biota che non deve essere superata, per tutelare la salute umana e l'ambiente.

Nell'articolo 16 fra le strategie per combattere l'inquinamento idrico, presenta una proposta contenente un primo elenco prioritario per le sostanze scelte tra quelle che presentano un rischio significativo per o l'ambiente acquatico. Nell'allegato 5 stabilisce che “Nel derivare gli

standard di qualità ambientale per gli inquinanti di cui ai punti da 1 a 9 dell'allegato VIII per la protezione del biota acquatico, gli Stati membri procedono conformemente alle disposizioni in appresso. Gli standard possono essere fissati per l'acqua, i sedimenti o il biota”. Inoltre fornisce delle proposte per delle strategie per definire gli standard di qualità ambientale. Per i metalli pesanti consiglia di stimare il massimo incremento che può essere tollerato dalle specie

bentoniche rispetto ad un valore di fondo. Gli standard di qualità ambientale sono dei parametri normativi vincolanti che se vengono superati obbligano ad attivare le procedure di gestione. Nel 2003 Il Decreto Ministeriale 367/03:stabilisce che tra il 2008 e il 2015 vengano fissati gli standard di qualità delle acque superficiali e individua gli standard di qualità per i sedimenti di acque marine e marino costiere, lagune e stagni per alcune categorie di contaminanti (D.M. 367/03)

Il decreto ministeriale numero 152 del 2006 stabilisce che :

• I corpi idrici significativi (…) devono essere conformi entro il 31 dicembre 2008 agli standard di qualità riportati alla Tabella 1/A dell'Allegato 1 alla parte terza del presente decreto, la cui disciplina sostituisce ad ogni effetto quella di cui al decreto ministeriale 6 novembre 2003, n. 367

• Con decreto del Ministro dell'ambiente e della tutela del territorio viene data attuazione al disposto dell'articolo 16 della direttiva 2000/60/CE entro il 31 dicembre 2015.(D.M. 152/06)

I valori di concentrazione di elementi potenzialmente tossici rilevati in diverse matrici ambientali possono essere confrontati con i limiti di legge esistenti, e nel caso di assenza di tali indicatori possono essere presi come riferimento dei limiti di legge affini o valori disponibili in bibliografia (Vittori Antisori et al.2011)

Nel marzo 2008 vengono stabilite le linee guida nazionali per fiumi Saline ed Alento, vengono definiti i Livelli Chimici di Riferimento LCR non sito specifici che in analogia alle CSC Concentrazioni Soglia di Contaminazione (D.Lgs 152/06) possano evidenziare i tratti di un corso d'acqua che necessitano di specifiche indagini finalizzate alla

definizione della eco-compatibilità dei sedimenti e l'eventuale individuazione di tratti di alvei da sottoporre a interventi. I limiti e i livelli stabiliti sono indicati nella tabella 3.2.

Le linee guida nazionali forniscono una guida per un processo decisionale che porti alla definizione attraverso dati bibliografici, indagini pregresse, e analisi chimiche di campioni di sedimento avvenuti sul campo di Valori Chimici Misurati (VM), o Valori Tossicologici Misurati (VMTOX) che vengano confrontati con LCR. Nel caso in cui VM < LCR il livello di alterazione sarà basso, se invece i VM > LCR andranno valutati i Valori Chimici di Fondo (VF)e Valori Tossicologici di Fondo (VFTOX).

Nel caso in cui : • VM < VF

VMTOX< VFtox

il livello è basso • VF < VM < 2 VF

VMTOX < VFTOX

il livello di alterazione è medio • _{VM > 2 VF}

VMTOX < VFTOX VM < VF VMTOX > VFTOX VM > VF

VMTOX > VFTOX il livello di alterazione è alto.

Nel caso particolare dei metalli è possibile stabilire solo standard sito specifici utilizzando i metodi di: valori di fondo AVS-SEM cumulativo oppure acqua interstiziale (biodisponibile), perciò non si possono stabilire standard di qualità ma solo valori di fondo. Non esistono

Tabella 3.2: Sommario dei limiti stabiliti dalle normative italiane.La prima colonna riguarda sedimenti di crpi idrici marino-costrieri e di transizione As 13 20 50 12 Cd 0,5 2 15 0,3 Cr 47 150 800 50 Hg 0,4 1 5 0,3 Ni 30 56 120 500 30 Pb 30 41 100 1000 30 D.Lgs. 219/10 (mg/Kg) LCR (APAT) (mg/Kg) Col. A D.Lgs 152/06 (mg/Kg) Col. B D.Lgs 152/06 (mg/Kg) DM 367/03 (mg/Kg)

metodi sito-generici validati, ma solo metodi sito-specifici, e non è quindi possibile definire standard di qualità. Il valore dello standard dipenderà anche dal ruolo ad esso assegnato dalla normativa (obiettivo di qualità a medio-lungo termine o valore di screening nell’ambito di piani di gestione dei sedimenti) e da valutazioni di sostenibilità ambientale ed economica (Baciocchi et al.,2008), Costa, Zingaretti, Università Tor

Vergata Mod.PA.BIB.03.10 Rev 0 del 01/09/08)97