comunemente adottate, potrebbero velocizzare e migliorare le procedure di valutazione della qualità ambientale. Gli IPA, noti per la loro tossicità a

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1 1 SCOPO DELLA TESI La Pialassa Baiona è stata oggetto di molti studi, la maggior parte dei quali inerenti l antropizazzione provocata dall enorme sviluppo industriale e portuale presente nelle zone limitrofe. Gli studi fin qui effettuati si sono soffermati sulla determinazione di sostanze inorganiche (generalmente metalli pesanti) prestando una attenzione particolare per il Hg, che, a causa della sua concentrazione e tossicità, è risultato essere uno dei maggiori elementi di disturbo per l ecosistema presente. Pochi studi sono stati effettuati sulla componente organica del sedimento, mentre nessun analisi approfondita è ancora stata eseguita per determinare la frazione organica inquinante. Col presente lavoro si è cercato di individuare, nell area in oggetto, l eventuale presenza di composti organici d origine antropica, esibendo un particolare interesse per le sostanze polimeriche (prodotti di sintesi derivanti dall attività petrolifera), data la loro ubiquitarietà e possibilità di arrecare disturbo alla vita. Contemporaneamente si è cercato di analizzare la distribuzione e la fonte di un gruppo di composti noti per la loro tossicità, gli idrocarburi policiclici aromatici (IPA). Nel primo gruppo di sostanze ritroviamo composti costituenti la base degli oggetti d uso quotidiano che, come tali, non presentano particolari problemi di tossicità. Se però, come nel nostro caso, si assiste ad una loro massiccia distribuzione all interno del sedimento, potrebbero provocare effetti indesiderati legati alla variazione dell habitat (granulometria, proprietà chimico - fisiche differenti), o, in seguito, problemi di tossicità legati alle trasformazioni che questi prodotti subiscono durante le degradazioni nell ambiente sedimentario (es. depolimerizzazioni, declorinazioni). Tutto ciò potrebbe trasformare un prodotto inizialmente inerte in fonte di problemi ambientali: si potrebbero originare nuovi intermedi tossici o capaci di adsorbire (o legare) altre sostanze pericolose (es. metalli pesanti). L indagine eseguita potrebbe diventare base per l applicazione in casi analoghi delle tecniche analitiche utilizzate, tecniche che, 1

2 comunemente adottate, potrebbero velocizzare e migliorare le procedure di valutazione della qualità ambientale. Gli IPA, noti per la loro tossicità a seguito di un elevato numero di indicazioni bibliografiche, non sono mai stati studiati nella zona in oggetto. Alla luce di queste considerazioni, una caratterizzazione approfondita, che consideri oltre alla determinazione qualitativa e quantitativa anche l individuazione degli input, é apparso un obiettivo importante. Inoltre, considerando anche alcune possibili modificazioni di cui potrebbe essere teatro la Pialassa stessa (costruzione di nuovi canali e pulizia di quelli già presenti attraverso una dragatura), potrà risultare molto utile conoscere la situazione attuale per evitare problemi futuri legati alla risospensione di queste sostanze. 2

3 1 CIA 2 IDROCARBURI POLICICLICI AROMATICI 2.1 INTRODUZIONE: Gli idrocarburi policiclici aromatici, IPA, rappresentano una famiglia di microinquinanti organici, divenuti ormai ubiquitari nell ambiente, soprattutto a causa di attività umane. Chimicamente sono caratterizzati dalla presenza di anelli aromatici fusi (due anelli si dicono fusi quando condividono una coppia di atomi di carbonio). Il composto più semplice della classe è quindi il naftalene (due anelli condensati), mentre all estremo opposto troviamo virtualmente la grafite ( fogli bidimensionali di anelli benzenici). La struttura molecolare in figura 2.1 [1]. Gli IPA sono fra i composti più tossici della classe degli idrocarburi e, a causa della loro lipoficità, possono facilmente attraversare le membrane biologiche ed accumularsi negli organismi, dove possono causare danni al materiale genetico. L interesse scentifico per questa classe di composti è, quindi, legato alla loro genotossicità provata o ipotizzata (i primi sospetti di cancerogenicità di benzo(a)pirene e dibenzo(a,h)antracene, risalgono agli inizi degli anni trenta). Per questo stesso motivo la United States Environment Protection Agency (EPA) e la World Health Organization (WHO) hanno identificato, all interno di questa classe, 16 composti definiti inquinanti prioritari (fig 2.1) [1,2]. A causa della loro elevata idrofobicità, gli IPA che raggiungono l acqua si adsorbono velocemente al particolato, grazie al quale finiscono velocemente nel sedimento, che diventa così una riserva di inquinanti. Nella maggior parte dei siti inquinati, non si ritrova un singolo idrocarburo della classe ma, generalmente miscele di più componenti, diverse a seconda della fonte che li ha originati. In questo modo cambiamenti di composizione relativa dei diversi composti, riflettono cambiamenti nella fonte che ha prodotto l emissione. Il sedimento si presenta quindi come il comparto da cui trarre le maggiori 3

4 informazioni riguardo l andamento temporale dell inquinamento o dei processi naturali che hanno originato gli IPA [3,4]. 1) NAFTALENE 5) FENANTRENE 9) CRISENE 13) BENZO(a)PIRENE 2) 6) 10) 14) ACENAFTILENE ANTRACENE BENZO(a)ANTRACENE DIBENZO(a,h) ANTRACENE 3) 7) 11) 15) ACENAFTENE FLUORANTENE BENZO(b)FLUORANTENE BENZO(ghi)PERILENE 4) 8) 12) 16) FLUORENE PIRENE BENZO(k)FLUORANTENE INDENO[1,2,3-cd]PIRENE Figura 2.1: Struttura molecolare dei 16 IPA definiti dall US EPA inquinanti prioritari. 4

5 2.2 IPA NELL AMBIENTE [1]: Gli IPA sono una classe di contaminanti organici divenuti ormai ubiquitari. La presenza in atmosfera deriva principalmente dall uso di combustibili fossili per la produzione di calore ed energia, nonché per la distruzione termica di rifiuti. Il benzo(a)pirene viene spesso utilizzato come standard per la misura di sorgenti inquinanti. Le fonti precedentemente ricordate, contribuiscono a produrre più del 50 % del benzo(a)pirene totale emesso sulla Terra. Anche lo scarico da parte dei veicoli è considerato fonte importante, soprattutto nelle aree urbane di paesi industrializzati. Una stima del contributo apportato dagli autoveicoli negli Stati Uniti, indica che questi emettono più del 35% degli IPA atmosferici totali. Le fonti naturali contribuiscono per i rimanenti IPA, ma la loro entità è tale da permettere di considerare le fonti antropiche come prioritarie. I livelli riscontrabili nell atmosfera urbana sono molto variabili e dipendono, oltre che dal tipo di città e di fonti emittenti, anche dalla temperatura e dalle condizioni metereologiche locali. I livelli tendono ad essere più alti durante la stagione invernale, seguendo l incremento del consumo di combustibili fossili. Gli IPA rimangono nella fase gassosa se le temperature sono superiori ai 150 C; gli scarichi emessi, raffreddandosi sotto questa temperatura, permettono agli IPA di condensare rapidamente e di adsorbirsi alle ceneri volanti. Una grossa percentuale di idrocarburi si trova, così, associata al particolato con diametro inferiore ai 5 µm, diventando assimilabili per l uomo: attraverso le vie respiratorie giungono nella zona alveolare, dove possono esplicare la loro azione tossica, aumentando il rischio potenziale per la salute umana. All interno dell atmosfera gli IPA subiscono reazioni chimiche e fotochimiche degradative. Queste reazioni includono ossidazioni da parte di ossid di azoto, di zolfo, ossigeno, ozono, radicali ossidrilici e idroperossido. Sebbene si producano principalmente prodotti biologicamente inerti, esistono evidenze che mostrano la formazione di idrocarburi policiclici nitro sostituiti, riconosciuti mutageni e tumorigeni nel topo. 5

6 Livelli significativi di IPA sono stati trovati nei suoli di tutte le regioni terrestri. Nelle zone più remote, derivano principalmente da incendi di biomasse vegetali, o da ricadute di inquinanti presenti in atmosfera. In quelle maggiormente industrializzate la ricaduta è significativamente superiore. I livelli riscontrabili possono essere di alcuni ordini di grandezza superiori rispetto al caso precedente. Zone particolarmente interessate dal problema sono le miniere di carbone e quelle in prossimità delle fonti precedentemente ricordate dove la ricaduta è più consistente. Nell ambiente acquoso, l origine principale è data dalla ricaduta di materiale particolato, trasportato dalle correnti gassose dalla zona di produzione ai fiumi, laghi e quindi al mare o agli oceani. Il livello medio di IPA riscontrato in acque per il consumo umano negli USA, è dell ordine di 0,1-23 ng/l [5]. Trattamenti di clorazione o di ozonizzazione producono una riduzione di questi livelli. La quantità di IPA presenti nei sedimenti marini riflette l industrializzazione del territorio limitrofo. Questi sedimenti presentano un profilo verticale in cui le maggiori concentrazioni sono riscontrabili nella zona superficiale o subsuperficiale. La concentrazione totale diminuisce con la profondità fino ad arrivare ai livelli minimi, dovuti a fenomeni naturali sempre presenti, riscontrabili nei sedimenti depositati in periodo pre-industriale. Al contrario, il profilo di sedimenti incontaminati da fonti antropogeniche, presenta profili verticali con quantità relativamente costanti di fenantreni alchil-sostituiti, tipici della fossilizzazione di piante terrestri. Livelli non trascurabili sono stati trovati in molti cibi comuni, la contaminazione interessa principalmente piante di cui si consumano le foglie come ad esempio la lattuga, gli spinaci, il te, il tabacco. Gli idrocarburi ritrovati derivano quasi sicuramente da una contaminazione atmosferica, grazie alla ricaduta di particolato sulle foglie che vengono successivamente utilizzate come cibi. IPA sono stati trovati in associazione con minerali grezzi di mercurio. Alcuni esempi sono rappresentati dall Idrialite, un minerale bituminoso di mercurio proveniente dall Idria, Slovenia, e dalla Curtisite, minerale verde-giallo, fluorescente, ritrovato nella zona di Sonoma County, California. Questi minerali contengono molti componenti in differenti percentuali. Tra gli IPA più rappresentati ricordiamo il picene, il dibenzo(a,h)fluorene, 11H- 6

7 indeno(21,a)fenantrene, indenofluoreni, crisene uniti ai loro omologhi mono e di-metil sostituiti. Alcuni IPA sono stati ritrovati anche in meteoriti e evidenze spettroscopiche indicano una loro possibile presenza anche nello spazio intrastellare: sono state individuate radiazioni infrarosse tipiche della lunghezza d onda vibrazionale degli IPA molto pesanti (15-20 anelli fusi). 2.3 PROPRIETA CHIMICO FISICHE [6] Le proprità chimico-fisiche di una classe di composti danno indicazioni inerenti la distribuzione e la reattività di una specie chimica nell ambiente. Ad esempio, la reattività di un composto (biologica, fotochimica, ecc.) nell ambiente acquoso cambia se esso è presente nella fase disciolta o adsorbito sul materiale particellato. Per composti non polari, la distribuzione tra fase acquosa e solida è governata dalla solubilità del composto in acqua, C w Solubilità in acqua: Gli IPA sono un gruppo di sostanze idrofobiche, come è dimostrato dalla loro bassa solubilità in acqua (C w < 10-3 mmol/l, vedi tabella 2.1). La solubilità diminuisce passando dai composti a basso peso molecolare a quelli più pesanti, in quanto per le sostanze idrofobiche la solubilità in acqua dipende dall area molecolare. Infatti, il fenantrene è più solubile dell antracene, pur avendo lo stesso peso molecolare [7]. La solubilità diminuisce ulteriormente se all interno dell acqua sono presenti soluti ionici; l effetto viene chiamato salting out, e si misura attraverso la costante K s, avente la seguente formula: K s = {log[c w /C w,sal ]} / [sali] T, in cui C w rappresenta la concentrazione nell acqua pura, C w,sal rappresenta la concentrazione nell acqua contenente i soluti ionici e [sali] T rappresenta la concentrazione totale degli ioni. 7

8 Questo effetto è molto importante per sistemi in cui cambia la salinità, come ad esempio negli estuari. Tanto maggiore è il valore della costante, tanto più una sostanza organica risulterà idrofoba al contatto con l acqua marina. Per alcuni IPA (più il benzene) il valore della costante è presente in tabella 2.2; si nota come il valore sia sempre maggiore di zero e mediamente attorno a 0,2-0,3, valori che producono un abbassamento relativo di solubilità dell ordine del 10-50%. Composto C w (mmol/l) Log K ow Log K om Fenantrene 7, ,57 2,73 Antracene 3, ,57 2,73 Fluorantene 1, ,17 3,42 Pirene 7, ,17 3,42 Benz(a)antracene 4, ,84 4,19 Crisene 1, ,84 4,19 Benzo(b)fluorantene ,44 4,88 Benzo(k)fluorantene ,44 4,88 Benzo(a)pirene 1, ,44 4,88 Indeno(1,2,3-cd)pirene 6, ,04 5,57 Benzo(ghi)perilene ,04 5,57 Dibenzo(a,h)antracene 1, ,11 5,65 Tabella 2.1: Proprietà chimico-fisiche di alcuni IPA: C w solubilità in acqua; K ow coefficiente di ripartizione acqua ottanolo; K om coefficiente di ripartizione acqua sostanza organica, calcolato attraverso l equazione K om = 1,15 log K ow 2,53. Da Baumard ed altri 1998 [7], modificata. Nome IPA Benzene Naftalene Fenantrene Antracene Pirene Crisene K s (l/mol) 0,19 0,25 0,25 0,26 0,31 0,34 8

9 Tabella 2.2: Valori di K s per alcuni composti appartenenti alla classe degli IPA, da Environmental Organic Chemistry, 1993 [6] Distribuzione acqua/materiale solido, Kp: Nell ambiente acquoso gli IPA sono fortemente adsorbiti alle particelle solide (sedimento e particolato). L entità del fenomeno è descritta dal coefficiente di distribuzione K p : K p = C s / C w, dove C s, rappresenta la concentrazione nella fase solida, mentre C w nella fase acquosa. Il coefficiente dipende da numerosi fattori tra cui temperatura, concentrazione e tipo di soluti ionici presenti, caratteristiche del materiale solido e contenuto di sostanza organica. K om, coefficiente di distribuzione tra la sostanza organica e l acqua, rappresenta un K p normalizzato rispetto al quantitativo di sostanza organica presente. Questo coefficiente viene introdotto in quanto si è visto che la tendenza a ripartirsi tra acqua e solidi, dipende soprattutto dalla quantità totale di carbonio organico (TOC). K om, è quindi, il coefficiente di distribuzione fra la fase acquosa e la fase organica associata al materiale solido. Il K p può essere calcolato attraverso la determinazione di K om e del TOC: K p = K om * TOC. Poichè K om, è difficile da ricavare sperimentalmente, viene stimato indirettamente dal valore del coefficente di ripartizione fra acqua e n-ottanolo, K ow : K ow = C o /C w, dove C o rappresenta la solubilità del composto in n-ottanolo e C w quella in acqua. Infatti, si è visto che il n-ottanolo è il solvente organico che più si avvicina al comportamento della sostanza organica presente nell ambiente, e 9

10 attraverso una semplice relazione empirica, conoscendo il valore della costante K ow, si può risalire al valore della costante K om K om = A log K ow + B, dove A, B sono costanti e K om, K ow coefficenti di ripartizione. La ripartizione acqua/sostanze solide, vero obiettivo dello studio chimicofisico, dipenderà dalla solubilità in acqua (C w ) e in ottanolo (C o ), e dal quantitativo di sostanza organica presente nell ambiente studiato (TOC). Infatti, sostituendo le equazioni precedentemente descritte ritroviamo che: K p = (A log C o /C w + B) * TOC; dove il percorso seguito prevede i seguenti passaggi: C w K ow K om K p. I valori di K ow e K om sono presentati nella tabella 2.1. La tendenza dei singoli IPA ad essere catturati dal materiale particellato aumenta all aumentare del peso molecolare. 2.4 BIODISPONIBILITÀ: La nocività di una sostanza pericolosa all interno di un comparto ambientale, non dipende tanto dalla quantità totale presente, quanto dalla quantità di inquinante che può essere effettivamente disponibile per l assorbimento. Riprendendo quanto detto a proposito delle caratteristiche chimico-fisiche, possiamo dire che la tossicità degli IPA è legata alla capacità di ogni composto di ripartirsi nelle diverse fasi: acquosa e solida. Fino a quando gli IPA rimangono adsorbiti nella fase solida, sono meno disponibili e quindi meno pericolosi. Come dimostrato da Wei-Chun Ma ed altri (1998), anche organismi che vivono a stretto contatto con il suolo, nutrendosi con esso (nel caso 10

11 specifico si analizza il comportamento di adulti di Lumbricus rubellus, lombrico di terra che soggiorna normalmente nei primi 20 cm), assorbono gli IPA principalmente attraverso l acqua interstiziale [8]. Il fattore che maggiormente influisce sulla biodisponibilità è la quantità di sostanza organica presente dato che, come indicato dalla formula K p = K om * TOC, una massiccia presenza di sostanza organica permette una ripartizione maggiore (Kp elevato) verso il materiale solido. Si è visto nel precedente paragrafo che gli IPA a basso peso molecolare, sono maggiormente solubili in acqua ed hanno un coefficiente di distribuzione Kp inferiore rispetto ai composti più pesanti. Per questo motivo, a parità di concentrazione e di sostanza organica presente, i membri più piccoli sono più concentrati nella fase acquosa e potenzialmente più assimilabili. Ad esempio, studiando l assunzione di IPA da parte di Pontoreia hoyi, un anfipode che si nutre tramite filtrazione, si osserva che la concentrazione e la distribuzione relativa di IPA all interno dell organismo, può essere molto differente rispetto quella trovata nel sedimento. Il rapporto fenantrene/antracene all interno dei tessuti analizzati è sempre molto superiore rispetto quello trovato nei sedimenti. Ciò è stato spiegato considerando che il fenantrene è più solubile dell antracene (tabella 2.1, caratteristiche chimico-fisiche), per cui molto più concentrato nelle acque che filtra Pontoreia hoyi [7]. Bisogna anche tener presente che una maggiore disponibilità può favorire la maggiore detossificazione del sedimento, in quanto le molecole sono più facilmente attaccabili dai microorganismi implicati nella biodegradazione. Per questo motivo, col passare del tempo la concentrazione dei composti a basso peso molecolare (meno adsorbiti alle particelle solide) diminuisce, mentre la concentrazione degli idrocarburi policiclici più pesanti rimane circa costante. La minor disponibilità dei membri più pesanti della classe, comporta una riduzione della loro tossicità nel breve periodo che, però, si protrarrà per un periodo di tempo superiore [9]. 11

12 2.5 BIOACCUMULO E BIOAMPLIFICAZIONE: Per bioaccumulo si intende l arricchimento di una sostanza negli organismi viventi; mentre per bioamplificazione si intende invece l accumulo che può avvenire all interno della catena trofica a causa dell arricchimento di una certa sostanza dovuto all ingestione di organismi che avevano precedentemente accumulato la medesima sostanza. I pochi dati di letteratura evidenziano che, pur con ampie differenze interspecifiche, in tutti i casi in cui è stata dimostrata l assimilazione degli inquinanti ingeriti, si è notato anche il rapido metabolismo ed escrezione degli IPA stessi. Quindi né il bioaccumulo né la bioamplificazione degli IPA sembrano essere rilevanti in quanto il materiale dovrebbe essere rapidamente assorbito ma dovrebbe essere anche relativamente resistente all escrezione ed al metabolismo [10]. 2.6 TOSSICITA Gli IPA sono composti lipofili e si accumulano nei tessuti degli organismi esposti; la loro eliminazione dipende dalla capacità dell organismo stesso di trasformarli in metaboliti idrosolubili, eliminabili attraverso l escrezione. L effetto tossico si manifesta principalmente attraverso due tipi di interazione con le strutture cellulari: formazione di legami reversibili con siti lipofici che possono impedire i normali processi della cellula (tossicità acuta); formazione di metaboliti idrofilici, reattivi ed elettrofili, che si legano alle strutture cellulari, provocando danni a lungo termine (tossicità cronica) Tossicità acuta: Per tossicità acuta si intende l insorgenza dell effetto, dopo l esposizione dell organismo, in un breve lasso di tempo. Gli studi più approfonditi sono stati eseguiti sul naftalene, tossico per molti Invertebrati marini a concentrazioni di 1-5 mg/l. La tossicità aumenta con il numero di alchilazioni presenti [11]. 12

13 Il valore acuto più importante è rappresentato dalla tossicità fotoindotta, instaurata dall assorbimento delle radiazioni UV della luce solare, da parte delle molecole di IPA. Le molecole eccitate, reagendo con l ossigeno, possono produrre ossigeno singoletto ( 1 O 2 ) o altre specie ossidanti, pericolose per i tessuti biologici. Il meccanismo viene definito di Energy-transfer. IPA hn RADICALI IPA * 1 O 2 SUBSTRATI IPA 3 O 2 Figura 2.2: Meccanismo attraverso il quale si può esplicare la tossicità acuta fotoindotta delle molecole di IPA. Le molecole di IPA fotoattivate potrebbero interagire con i substrati organici generando radicali liberi altamente reattivi. Questi stress producono la conseguente tossicità sull organismo. La figura 2.2, indica il comportamento delle molecole in grado di fotoattivarsi e di scaricare la propria energia sui tessuti biologici. Complessivamente si può individuare una tossicità acuta non eccessivamente alta, che viene amplificata dalla presenza di luce che potenzia gli effetti tossici di queste sostanze Tossicità cronica: 13

14 Per tossicità cronica si intende l insorgenza di effetti negativi su organismi esposti a dosi basse per un periodo di tempo sufficientemente lungo. Per effetti negativi si intende la capacità di indurre un fenomeno tumorale (cancerogenicità), di indurre una mutazione (mutagenicità) o di provocare effetti sul feto (teratogenicità). Molti IPA sono in grado di produrre gli effetti sopra indicati. Tra i più noti troviamo il benzo(a)pirene, il quale viene spesso utilizzato come riferimento per l indicazione della potenza oncogena relativa delle altre molecole appartenenti a questa classe (vedi tabella 2.3). L eccesso di tumori (rischio incrementale) è valutato nell ordine di 1 su per una popolazione esposta continuamente tutta la vita (stimata 70 anni) ad 1 ng/m 3 di Benzo(a)pirene. Non tutti gli IPA sono però cancerogeni per i mammiferi, quelli a 4, 5, 6 anelli sono considerati i più pericolosi. A causa della probabile pericolosità dell esposizione agli IPA, numerosi studi sono stati condotti per determinarne l effettiva pericolosità. L IARC (agenzia internazionale per la ricerca sul cancro) ha pubblicato un elenco contenente le sostanze, sulle quali sono stati studiati gli effetti cancerogeni ad esse collegabili. Le sostanze sono classificate in 5 gruppi: 1. Cancerogeno accertato per l uomo; 2A. Probabile cancerogeno; 2B. Possibile cancerogeno; 3. Non classificabile (le prove non sono sufficienti né per ritenere la sostanza cancerogena né per escluderla); 4. Probabilmente non cancerogeno. Pur non essendo presenti prove in grado di dimostrare la cancerogenicità, per l uomo, di nessuno degli IPA, molti di essi sono considerati possibili iniziatori del fenomeno tumorale [2]. In tabella 2.3, sono riportate le cancerogenicità di alcuni IPA, sia in base alla definizione della IARC che come cancerogenicità relativa di una sostanza rispetto al Benzo(a)pirene. L interazione di una sostanza chimica con il DNA, rappresenta l evento iniziale della cancerogenesi chimica. In questa interazione sono agevolati dalla loro planarità, che permette di inserirsi comodamente all interno della doppia elica. Contemporaneamente, l inserimento rende possibile reazioni chimiche tra gli IPA e le basi del DNA con le quali si trova a stretto contatto, formando i cosiddetti addotti del DNA. Tale inserimento, quindi, viene ad interferire con il 14

15 normale svolgimento della duplicazione, creando la possibilità di far insorgere mutazioni, punto di partenza per trasformazioni cellulari e tumori [13]. Un esempio è presentato in figura 2.3. Nome Cancerogenicità (secondo IARC) Cancerogenicità relativa rispetto al benzo(a)pirene Naftalene 3 0 Acenaftene 3 0 Acenaftilene 3 0 Fluorene 3 0 Fenantrene 3 0 Antracene 3 0 Fluorantene 3 0 Pirene 3 0 Benzo(a)antracene 2A Crisene 3 0 Benzo(b)fluorantene 2B 0.11 Benzo(k)fluorantene 2B 0.03 Benzo(a)pirene 2A 1 Dibenzo(a,h)antracene 2A 0.6 Benzo(g,h,i)perilene 3 0 Indeno(1,2,3-c,d)pirene 2B 0.08 Tabella 2.3: Cancerogenicità di alcuni IPA, 1 = cancerogeno per l uomo; 2A = probabile cancerogeno; 2B = possibi le cancerogeno; 3 = non classificabile; 4 = probabilmente non cancerogeno. Secondo IARC 1999 [12]. I valori della terza colonna si riferiscono alla potenza cancerogena relativa dei composti indicati, rispetto al valore 1 assegnato al benzo(a)pirene (rischio incrementale 1/ , se tutta la vita si è esposti ad una atmosfera la cui concentrazione è di 1 ng/m 3. 15