Sito di Interesse Nazionale di Brescia Caffaro- Analisi di Rischio Sito Specifica- aree giardini privati quartiere 1 Maggio

Sito di Interesse Nazionale di Brescia Caffaro- Analisi di Rischio Sito Specifica- aree giardini privati quartiere 1 Maggio PREMESSA: L elaborazione di un analisi di rischio costituisce una procedura avanzata per la valutazione del grado di contaminazione di un sito e dei rischi per la salute umana e per l ambiente circostante connessi con l inquinamento rilevato. L analisi di rischio costituisce lo strumento più indicato per supportare le strategie di gestione della contaminazione e per quantificare i pericoli legati alla presenza di sostanze in concentrazioni superiori a quelle previste dalla normativa vigente. Tra le procedure operative adottate per l effettuazione di un analisi di rischio, la procedura Risk Based Corrective Action (RBCA) della ASTM (American Society for Testing and Materials) è quella maggiormente utilizzata per guidare gli interventi di risanamento su siti contaminati e costituisce il criterio decisionale basato sull analisi di rischio più nota a livello internazionale. La norma RBCA descrive il processo decisionale che, attraverso l applicazione dell analisi di rischio, porta alla definizione degli interventi di risanamento del sito in modo efficace dal punto di vista della protezione dai rischi e dal punto di vista economico. Per l applicazione della metodologia ASTM è necessario seguire le seguenti fasi di studio: caratterizzazione del sito. In questa fase sono studiate le matrici ambientali contaminate e il contesto ambientale del sito; definizione del modello concettuale del sito. Il modello concettuale individua le interazioni esistenti tra le componenti (sorgenti di contaminazione, meccanismi di trasporto, vie di esposizione e bersagli) che concorrono alla determinazione del potenziale rischio legato alla contaminazione; determinazione delle concentrazioni di contaminanti al punto di esposizione. In questa fase le concentrazioni al punto d esposizione sono calcolate mediante modelli di trasporto dei contaminanti; calcolo del rischio. Le concentrazioni di contaminanti al punto di esposizione unitamente alla valutazione del tasso di esposizione e delle caratteristiche tossicologiche dei contaminanti consentono di calcolare il rischio per la salute umana; analisi decisionale. Nella fase di analisi decisionale vengono valutate le incertezze presenti nell analisi di rischio e l accettabilità del rischio; sono inoltre calcolate le concentrazioni massime ammissibili alla sorgente. La procedura di analisi di rischio codificata dall ASTM e ripresa dal D. Lgs. 152/06 prevede un approccio graduale di approfondimento, denominata Risk-Based Corrective Action (RBCA), è articolata in tre differenti livelli di approfondimento: primo livello (Tier 1) coincide con una valutazione di screening in cui vengono derivati, sulla base di scenari, modelli ed assunzioni conservative generiche, i Risk Based Screening Levels (RBSL). I valori RBSL sono valori di concentrazione per le diverse matrici ambientali che hanno valore generico e non sito specifico. Se le concentrazioni rappresentative della contaminazione nel sito superano tali valori, i RBSL possono essere un riferimento per gli obiettivi di bonifica, oppure si può passare al livello 2 di analisi che prevede la caratterizzazione specifica del sito; secondo livello (Tier 2) consiste in una valutazione sito specifica in cui sono calcolati i Site Specific Target Level (SSTL), che corrispondono ai valori di concentrazione che possono costituire gli obiettivi di bonifica per le matrici contaminate. Nel livello 2 sono usati modelli di trasporto analitici, in cui i dati

d ingresso sono ricavati da indagini ambientali condotte in sito. Qualora alcuni dati di input non siano disponibili, si ricorre a valori riportati in letteratura o a dati validati da studi condotti in contesti ambientali analoghi. Se le SSTL sono superate dalle concentrazioni rappresentative della contaminazione nel sito, le SSTL possono essere un riferimento per gli obiettivi di bonifica, oppure si può passare al livello 3 di analisi che prevede l uso di modelli di simulazione complessi e un maggior numero di dati; terzo livello (Tier 3) rappresenta lo stadio più approfondito di analisi di rischio. Il terzo livello prevede l uso di strumenti di calcolo più complessi, costituiti da modelli numerici e stocastici per la simulazione dei fenomeni di trasporto dei contaminanti. L applicazione dell analisi di rischio di terzo livello è consentita dalla disponibilità di dati chimici, biologici e fisici specifici del sito necessari alla completa determinazione dei fenomeni di riduzione del carico di contaminante in atto nel sottosuolo. La normativa nazionale vigente prevede lo svolgimento di un analisi sito specifica per la determinazione delle CSR, ovvero dei SSTL. L analisi di rischio elaborata per l area in oggetto è stata spinta sino al secondo livello. Tale scelta si basa sul fatto che le indagini ambientali svolte in sito hanno consentito di disporre di una base dati che, unitamente ad alcuni dati di letteratura, permette di implementare un modello analitico del trasporto per lo studio della diffusione della contaminazione verso le aree esterne alle sorgenti di contaminazione e conseguentemente calcolare i rischi dovuti all esposizione alle sostanze contaminanti. La formulazione di un analisi di rischio di secondo livello prevede la conoscenza delle caratteristiche ambientali del sito e dell area ad esso circostante. I principali parametri usati nelle analisi di rischio sito specifica di secondo livello per descrivere il sito, secondo quanto riportato nel parere di questo Istituto del 20/03/2007 prot. N 0014612 e in un parere dell APAT, sono riportati nella Tab. 1.

Tab. 1- Parametri di input sito specifici da utilizzare per descrivere il sito stesso ai fini della procedura di analisi di rischio

Tali parametri sono stati scelti in base ad un analisi di sensitività dei modelli di analisi di rischio maggiormente utilizzati e quindi sono definibili come parametri ad alta sensibilità, cioè al variare degli stessi si otterranno diversi valori di rischio. Caratteristiche chimico-fisiche dei contaminanti Le caratteristiche chimico-fisiche dei contaminanti regolano i fenomeni di migrazione della contaminazione verso i recettori. Tali caratteristiche sono usate come parametri d ingresso nella formulazione dell analisi di rischio. Le principali caratteristiche chimico-fisiche delle sostanze contaminanti sono di seguito riassunte: solubilità (S): è misurata in mg/l e rappresenta la concentrazione massima di un composto chimico in soluzione acquosa ad una determinata temperatura; costante di Henry (H): è una costante che stabilisce la misura della partizione di un composto chimico tra la fase gassosa e liquida all equilibrio. Maggiore è il valore di H, più alta è la tendenza del composto a volatilizzare. E misurata in atm m 3 /mol; tensione di vapore (Vp): corrisponde alla pressione esercitata dal vapore di un composto in equilibrio con la sua fase liquida o solida. Nei composti caratterizzati da una bassa solubilità è indicativa della tendenza alla volatilizzazione. Maggiore è Vp, più alta è la tendenza di un composto ad essere presente in fase gassosa; coefficiente di ripartizione carbonio organico-acqua (K OC ): è espresso in ml/g e fornisce una misura della ripartizione di un composto all equilibrio fra il carbonio organico presente nel suolo e l acqua; coefficiente di ripartizione suolo/acqua (K d ): è un parametro dipendente dalle caratteristiche del terreno (composizione mineralogica, ph, contenuto di carbonio organico) e rappresenta la misura (ml/g) della distribuzione, all equilibrio, del composto tra la fase solida e la fase liquida dell acquifero. Alti valori di K d indicano la tendenza del composto a legarsi alla matrice solida piuttosto che a restare in soluzione; coefficiente di diffusione in aria e in acqua (Da, Dw): è misurato in cm 2 /s e rappresenta la tendenza di un composto a diffondersi per differenza di concentrazione in aria (Da) o acqua (Dw). Parametri d esposizione umana I parametri di esposizione umana sono utilizzati per quantificare la dose di contaminante assunta dagli esseri umani attraverso il contatto dermico, l ingestione o l inalazione di una matrice contaminata. Sono di seguito riportati alcuni esempi dei principali parametri di esposizione usati nelle analisi di rischio di secondo livello: peso corporeo; durata e frequenza di esposizione; superficie della pelle esposta; tasso giornaliero di ingestione di suolo; volume giornaliero di aria inalata.

Caratteristiche tossicologiche delle sostanze I potenziali effetti negativi sulla salute umana indotti dai contaminanti sono valutati in funzione di una serie di parametri, quali, ad esempio, il tipo di esposizione e la sua durata, le caratteristiche del recettore, etc. Sulla base di queste informazioni è possibile definire la massima dose ammissibile ovvero la dose (specifica per ogni contaminante) per la quale non sussiste rischio per la salute umana o tale rischio è sufficientemente basso da essere considerato accettabile. Ai fini dell analisi di rischio, i contaminanti sono classificati in sostanze non cancerogene e sostanze cancerogene. Le prime sono definite come sostanze a soglia limite; la loro assunzione al di sotto di una certa concentrazione soglia non comporta effetti negativi per la salute umana. Questa concentrazione limite viene definita dose di riferimento (RfD) ed è espressa in mg/kg peso giorno. Le seconde sono definite invece sostanze senza soglia limite; la loro assunzione, anche minima, può generare effetti negativi sulla salute umana creando condizioni favorevoli allo sviluppo di malattie cancerogene. Poiché si assume che tale propensione aumenti in modo proporzionale con la crescita delle dosi assunte, non è quantificabile una soglia limite di pericolo. Per tali sostanze è individuato un coefficiente denominato Slope Factor (SF), che indica la probabilità di casi incrementali di tumore nella vita riferito ad una dose unitaria ed è espresso in (mg/kg/giorno) -1. Il calcolo del rischio e degli obbiettivi di bonifica sito-specifici La procedura di analisi di rischio può avere un duplice scopo: stimare quantitativamente il rischio per la salute umana connesso alla contaminazione riscontrata in un sito e individuare dei valori di concentrazione sito-specifici nelle diverse matrici ambientali per i quali il rischio può essere considerato accettabile secondo i livelli stabiliti dalla legislazione. I suddetti obiettivi si raggiungono applicando la procedura secondo due distinte modalità, quella diretta (forward mode) e quella inversa (backward mode). La modalità diretta permette di stimare il rischio sanitario per il recettore esposto, conoscendo la concentrazione del contaminate in corrispondenza della sorgente di contaminazione. Avendo invece fissato il livello di rischio per la salute ritenuto accettabile per il recettore esposto, la modalità inversa permette il calcolo della concentrazione soglia di rischio (CSR), ovvero della massima concentrazione alla sorgente compatibile con la condizione di accettabilità del rischio. Per quantificare il rischio per la salute umana dovuto all esposizione alla contaminazione e valutarne l accettabilità o la non accettabilità, si devono calcolare i quozienti di pericolo HI (Hazard Index) per le sostanze non cancerogene e i valori di rischio incrementale (R) per le sostanze cancerogene. Gli HI per le sostanze non cancerogene sono calcolati secondo: HI = Dose Assunta / Dose di Riferimento Il rischio totale HI per le sostanze non cancerogene è calcolato sommando i contributi dovuti a tutte le N sostanze contaminanti considerate per tutte le M vie di esposizione attive. I valori di rischio incrementale R per le sostanze cancerogene sono calcolati secondo: R = Dose Assunta x Slope Factor

Il rischio cancerogeno totale R è ottenuto sommando i singoli valori di rischio incrementale di tutte le N sostanze contaminanti considerate per tutte le M vie di esposizione attive. Secondo quanto espresso dal DLgs 152/06 e quanto riportato nel documento dell APAT Criteri metodologici per l applicazione dell analisi assoluta di rischio ai siti contaminati (Rev. 1, luglio 2006), e nel parere di questo Istituto del 11/01/2006 prot. N 0001068 il rischio per la salute umana è accettabile se sussistono le seguenti condizioni: HI totale 1 R per singola sostanza 10-6 R totale 10-5 ANALISI DI RISCHIO SITO-SPECIFICA DEI GIARDINI PRIVATI DEL QUARTIERE I MAGGIO DEL COMUNE DI BRESCIA: E stata condotta l analisi di rischio igienico-sanitaria, in modalità backward, dei terreni dei giardini ad uso familiare od orto del quartiere I Maggio per il suolo profondo al fine di determinare la Concentrazioni Soglia di Rischio (CSR) accettabili per tali aree. Modello Concettuale delle aree considerate: Sorgente di contaminazione: Il modello concettuale dell area dei giardini è il seguente: ogni giardino viene decorticato per uno spessore di un metro di suolo dal piano campagna, al fine di eliminare/minimizzare il fenomeno di contaminazione superficiale; dopo il decorticamento viene posto in sito un metro di terreno vergine controllato analiticamente e rispondente ai valori limite riportati in Tab.1 All.5 Parte IV Titolo V Dlgs. 152/2006 per i suoli ad uso verde pubblico/residenziale. Si evidenzia che la decorticazione del primo metro di suolo contaminato appare congruente con le indicazioni del Dlgs. 152/2006, che all Allegato 1 della Parte IV- Titolo V riporta che ai fini della valutazione del rischio per i bersagli umani bisogna distinguere tra suolo superficiale (sino a 1 metro dal p.c.) e suolo profondo (profondità > 1 m dal p.c.), in quanto nel primo caso sono attivi percorsi di esposizione diretta quali ingestione e contatto dermico, oltre che inalazione di particolato e vapori, nel caso di suolo profondo sono attivi solo i percorsi di esposizione diretta inalazione indoor e outdoor di vapori in entrambi i casi saranno poi attivi i percorsi di esposizione indiretta. Pertanto il decorticamento del primo metro di suolo contaminato contribuisce in modo sostanziale alla diminuzione dell esposizione dei bersagli umani fruitori dei giardini in questione. Profondità minori di un metro di decorticamento non sarebbero efficaci ai fini suddetti, mentre profondità maggiori di escavazione non influirebbero sostanzialmente nel calcolo delle CSR in quanto rimarrebbero attivi i medesimi percorsi di esposizione; la caratterizzazione delle aree dei giardini, già effettuata, riguarda il primo metro di suolo dal piano campagna, pertanto poiché non è nota la concentrazione degli inquinanti sotto detto primo metro, nella presente analisi di rischio si è ipotizzato che

le concentrazioni riscontrate nel 1 metro di suolo siano riferibili anche agli strati di suolo sottostante. Ciò si ritiene comunque cautelativo, in quanto il fenomeno di contaminazione delle aree in studio è presumibilmente dovuto prevalentemente a ricaduta al suolo di inquinanti aereodispersi e a deposizione sul suolo di sedimenti delle rogge contaminati. Quindi tale fenomeno di contaminazione dovrebbe riguardare fondamentalmente gli strati più superficiali di suolo. In ogni caso, dopo il decorticamento del primo metro di suolo, dovrà essere effettuata la verifica del fondo scavo al fine di valutare il livello di concentrazione degli inquinanti e verificare se essi sono inferiori o meno alle CSR calcolate con la procedura di analisi di rischio riportata nel presente documento. La contaminazione dei suddetti giardini è rappresentata dalla presenza di Arsenico, Mercurio, PCB e Diossine (vedi Tab. 2). Tab. 2 Concentrazione degli inquinanti dei giardini del quartiere I Maggio, utilizzate nell analisi di rischio Arsenico Mercurio PCB Diossine Concentrazione (mg/kg) 1.7E+1 4.7E+0 3.3E-1 9.3E-2 Sono state fornite dal Comune di Brescia le analisi relative a circa 300 giardini, di conseguenza, stante il numero elevato di analisi condotte, le concentrazioni riportate in tabella sono state calcolate statisticamente mediante il software ProUCL versione 3.0, e quest ultime sono state utilizzate come valori di input per la determinazione delle Concentrazione Soglia di Rischio (CSR) obiettivi di bonifica secondo il D. Lgs. 152/06. E stata considerata un area pari a 625 m 2 corrispondente al giardino più grande tra i giardini del quartiere 1 Maggio. Aver utilizzato la massima dimensione riscontrata è sicuramente un criterio conservativo, in quanto la grandezza areale della sorgente influenza direttamente i percorsi di esposizione inalazione indoor e outdoor di vapori presi in considerazione nel presente documento di analisi di rischio. Bersagli: L analisi di rischio è stata condotta sui giardini privati situati nel quartiere I Maggio pertanto i bersagli sono rappresentati da Bambini ed Adulti residenti in tale zona. Percorsi di esposizione: Trattandosi di una contaminazione di suolo profondo (da 1 m di profondità dal p.c.) sono stati attivati soltanto i percorsi di volatilizzazione outdoor e indoor di vapori oltre che di lisciviazione in falda. E stato utilizzato come modello di analisi di rischio il software RBCA Tool Kit 1.3b perché è quello che mostra, relativamente ai percorsi di esposizione attivati, una migliore attinenza ai Criteri metodologici per l applicazione dell analisi assoluta di

rischio ai siti contaminati (rev.1, Luglio 2006) elaborati da APAT, ARPA s, ISS, ISPESL. I dati inerenti la granulometria del terreno forniti dal Comune di Brescia indicano che il suolo è di tipo argilloso-sabbioso (Sandy Clay), per cui sono stati utilizzati ove disponibili parametri sito specifici del terreno e dell acquifero. Per quel che riguarda gli edifici residenziali sono stati considerati edifici tipo aventi altezza pari a 8 m e spessore delle fondazioni di 1 m. In Tab.3 vengono riportati i valori di input per il suolo e l acquifero, determinati in modo sito specifico ed utilizzati nella presente analisi di rischio. Per tutti gli altri parametri sitologici e di esposizione si è fatto riferimento ai valori di default riportati nel documento Criteri metodologici per l applicazione dell analisi assoluta di rischio ai siti contaminati (rev.1, Luglio 2006), mentre per le proprietà chimico-fisiche e tossicologiche ci si è riferiti alla banca dati ISS-ISPESL disponibile sul sito dell APAT. Tab. 3 Parametri di input terreno e acquifero Parametro Valore sito specifico Soggiacenza della falda 30 m Frazione di Carbonio Organico 18.3 ph 7.8 Conducibilità idraulica del saturo 1.2 m/giorno Gradiente idraulico 1.0E-03 Porosità effettiva 0.15 Velocità del vento 236 cm/s Risultati dell analisi di rischio sito specifica: Dall applicazione dell analisi di rischio in modalità backward attraverso l utilizzo del software RBCA Tool Kit 1.3b sono state calcolate le Concentrazione Soglia di Rischio (CSR) che rappresentano, secondo la normativa vigente, gli obiettivi di bonifica (vedi Tab. 4). Gli input e gli output del software RBCA Tool Kit 1.3b sono presentati in Allegato 1. Tab. 4 Concentrazioni Soglia di Rischio per il suolo profondo per i giardini del quartiere I Maggio RBCA Tool Kit 1.3b SSTL (mg/kg ss) Arsenico 0.26 Mercurio 340 PCB 700 Diossine 0.00046

Le CSR in tabella sono state verificate con procedura diretta (forward mode) con lo stesso software RBCA Tool Kit 1.3b e si è ottenuto un rischio accettabile per le sostanze cancerogene per tutti i percorsi di esposizione considerati (vedi Tab. 5 e Fig. 1). Tab. 5 - Risultati della verifica forward per le CSR per suolo profondo Percorsi di esposizione Rischio cumulato per sostanze cancerogene Rischio cumulato per sostanze non cancerogene (HI) Inalazione outdoor 3.5E-07 1.3E-01 Inalazione indoor 2.7E-09 9.1E-02 Lisciviazione in falda 3.0E-06 1.06E-00 Fig. 1- Risultati della verifica forward per le CSR per suolo profondo

Conclusioni: Come si evidenzia dalla Tab. 4 il valore di CSR per l Arsenico è ampiamente inferiore (2 ordini di grandezza) al valore limite stabilito nel Dlgs. 152/2006 per i suoli ad uso verde pubblico/residenziale. Per quanto concerne tale sostanza, come noto, i valori di CSR calcolati con i software commerciali per l analisi di rischio sanitaria, sono sempre più bassi del valore stabilito nel D.Lgs. 152/2006 Parte IV- Titolo V. relativo alle bonifiche dei siti contaminati, in quanto detti software utilizzano modalità applicative estremamente conservative, in particolar modo per le sostanze classificate cancerogene e volatili, ed è il caso di alcuni composti dell Arsenico. Inoltre si osserva che nel caso dell Arsenico oltre alla caratteristica tossicologica gioca un ruolo determinante la sua volatilità, infatti il percorso di esposizione inalazione di vapori è quello che maggiormente influenza il valore di CSR ottenuto dall applicazione del software di analisi di rischio RBCA. Il parametro di input determinante per detto percorso di esposizione è la costante di Henry, che indica la volatilità o meno di una sostanza. Nello specifico caso si è utilizzato il valore della costante di Henry riportata nella banca dati ISS-ISPESL a cui fa riferimento il documento Criteri metodologici per l applicazione dell analisi assoluta di rischio ai siti contaminati (Rev.1, luglio 2006). Detta banca dati, come noto, adotta criteri molto conservativi per l individuazione delle caratteristiche tossicologiche e chimico-fisiche delle sostanze. Pertanto stante che il Dlgs. 152/2006 recita che l analisi di rischio, al fine di valutare le CSR, dovrà essere improntata al principio della sito specificità, sarebbe opportuno valutare nelle specifiche condizioni dei suoli del sito di Brescia la costante di Henry per il parametro Arsenico. E probabile che utilizzando un parametro sito specifico diverso si ottengano CSR differenti, ed ove l Arsenico nelle condizioni sito specifiche sia meno volatile, dette CSR potrebbero aumentare anche di uno/due ordini di grandezza. Ciò premesso si evidenzia che il Dlgs. 152/2006 riporta nell Allegato V una Concentrazione Soglia di Contaminazione (CSC) di 20 mg/kg per i suoli ad uso ricreativo/residenziale/verde pubblico, che tiene conto delle anomalie geochimiche caratteristiche dei suoli della fascia mediterranea, ed in particolare dei suoli italiani, spesso interessati anche da circolazione di fluidi termali, da specifiche anomalie geochimiche etc.. Ancorché si ritenga che i valori di CSR ottenuti da una rigorosa procedura di analisi di rischio, vadano adottati sia se superiori alle CSC sia se inferiori alle stesse CSC, nello specifico caso sarebbe opportuno valutare la concentrazione del fondo antropico dell area di interesse per l Arsenico, così come anche affermato nel D. Lgs. 152/06 Parte IV- Titolo V art. 242. In ogni caso si ritiene che il valore stabilito dal Dlgs.152/2006 per tale parametro, e cioè 20 mg/kg ss, possa essere considerato cautelativo per la salute umana, stante anche quanto riportato nel documento ICPS INCHEM dell Organizzazione Mondiale della Sanità (OMS), che riporta che un suolo va considerato contaminato quando la concentrazione dell Arsenico supera 40 mg/kg ss. Si sottolinea, in ogni caso, che l analisi di rischio sito specifica riportata nel presente documento fa riferimento al modello concettuale sopra descritto, ove questo si modifichi (ad esempio si effettui un mescolamento del suolo vergine con il suolo profondo; venga diminuito lo spessore di suolo vergine pulito etc.), l analisi di rischio andrà aggiornata, in quanto si potrebbero attivare anche altri percorsi di esposizione. Pertanto è opportuno che si prescriva ai fruitori di detti giardini di non modificare lo stato dei luoghi.

Per le aree dei giardini in studio nel presente documento, non si è considerato il rischio connesso all utilizzo di detti giardini ad uso orto privato in quanto, dopo l intervento di decorticamento e posizionamento di uno strato di terreno vergine pulito dello spessore di 1 metro, le radici delle colture eventualmente impiantate ispezioneranno lo strato di suolo pulito. Inoltre ancorché vi sia un sollevamento per fenomeni eolici di particelle di terreno con successiva ricaduta sulle colture vegetali, queste sono particelle di suolo pulito. Bibliografia 1. Criteri metodologici per l applicazione dell analisi assoluta di rischio ai siti contaminati (Rev.1, luglio 2006), redatti da APAT, ARPA s, ISS, ISPESL e ICRAM 2. ICPS INCHEM Environmental Health Criteria (EHC) Monographs. ECH 224, 2001 3. Standard Provisional Guide for Risk-Based Corrective Action, ASTM PS 104-98 4. Soil Screening Guidance: Techinical Background Document (USEPA, 1996) 5. Manuale Unichim n. 196/1 del 2002

Allegato 1 Software RBCA Tool Kit Version 1.3b

Analisi di rischio dei giardini quartiere I Maggio Suolo profondo Percorsi di esposizione: volatilizzazione indoor e outdoor di vapori; lisciviazione in falda

Allegato 2 Software ProUCL 3.0

Data File C:\Documents and Settings\Administrator\DesVariable: AS Raw Statistics Normal Distribution Test Number of Valid Samples 299 Lilliefors Test Statisitic 0.188701 Number of Unique Samples 175 Lilliefors 5% Critical Value 0.051239 Minimum 1.3 Data not normal at 5% significance level Maximum 81.2 Mean 14.69431 95% UCL (Assuming Normal Distribution) Median 12.7 Student's-t UCL 15.5193 Standard Deviation 8.645742 Variance 74.74886 Gamma Distribution Test Coefficient of Variation 0.588373 A-D Test Statistic 3.70737 Skewness 2.41595 A-D 5% Critical Value 0.75904 K-S Test Statistic 0.118633 Gamma Statistics K-S 5% Critical Value 0.052495 k hat 3.60847 Data do not follow gamma distribution k star (bias corrected) 3.574494 at 5% significance level Theta hat 4.072174 Theta star 4.11088 95% UCLs (Assuming Gamma Distribution) nu hat 2157.865 Approximate Gamma UCL 15.46422 nu star 2137.547 Adjusted Gamma UCL 15.468 Approx.Chi Square Value (.05) 2031.126 Adjusted Level of Significance 0.049197 Lognormal Distribution Test Adjusted Chi Square Value 2030.631 Lilliefors Test Statisitic 0.08433 Lilliefors 5% Critical Value 0.051239 Log-transformed Statistics Data not lognormal at 5% significance level Minimum of log data 0.262364 Maximum of log data 4.396915 95% UCLs (Assuming Lognormal Distribution) Mean of log data 2.542545 95% H-UCL 15.6428 Standard Deviation of log data 0.547569 95% Chebyshev (MVUE) UCL 16.93965 Variance of log data 0.299832 97.5% Chebyshev (MVUE) UCL 17.88302 99% Chebyshev (MVUE) UCL 19.73607 95% Non-parametric UCLs CLT UCL 15.51673 Adj-CLT UCL (Adjusted for skewness) 15.59138 Mod-t UCL (Adjusted for skewness) 15.53094 Jackknife UCL 15.5193 Standard Bootstrap UCL 15.49895 Bootstrap-t UCL 15.60749 RECOMMENDATION Hall's Bootstrap UCL 15.63278 Data are Non-parametric (0.05) Percentile Bootstrap UCL 15.52408 BCA Bootstrap UCL 15.58462 Use 95% Chebyshev (Mean, Sd) UCL 95% Chebyshev (Mean, Sd) UCL 16.87375 97.5% Chebyshev (Mean, Sd) UCL 17.81679 99% Chebyshev (Mean, Sd) UCL 19.66921

Data File C:\Documents and Settings\Administrator\DesVariable: HG Raw Statistics Normal Distribution Test Number of Valid Samples 56 Lilliefors Test Statisitic 0.298208 Number of Unique Samples 24 Lilliefors 5% Critical Value 0.118397 Minimum 1 Data not normal at 5% significance level Maximum 15.4 Mean 2.839286 95% UCL (Assuming Normal Distribution) Median 1.6 Student's-t UCL 3.533975 Standard Deviation 3.107275 Variance 9.655156 Gamma Distribution Test Coefficient of Variation 1.094386 A-D Test Statistic 4.575318 Skewness 2.753908 A-D 5% Critical Value 0.765722 K-S Test Statistic 0.189197 Gamma Statistics K-S 5% Critical Value 0.120778 k hat 1.734878 Data do not follow gamma distribution k star (bias corrected) 1.653843 at 5% significance level Theta hat 1.636591 Theta star 1.71678 95% UCLs (Assuming Gamma Distribution) nu hat 194.3064 Approximate Gamma UCL 3.398695 nu star 185.2304 Adjusted Gamma UCL 3.414887 Approx.Chi Square Value (.05) 154.7424 Adjusted Level of Significance 0.045714 Lognormal Distribution Test Adjusted Chi Square Value 154.0087 Lilliefors Test Statisitic 0.178247 Lilliefors 5% Critical Value 0.118397 Log-transformed Statistics Data not lognormal at 5% significance level Minimum of log data 0 Maximum of log data 2.734368 95% UCLs (Assuming Lognormal Distribution) Mean of log data 0.728469 95% H-UCL 3.19469 Standard Deviation of log data 0.697928 95% Chebyshev (MVUE) UCL 3.800616 Variance of log data 0.487104 97.5% Chebyshev (MVUE) UCL 4.30749 99% Chebyshev (MVUE) UCL 5.303147 95% Non-parametric UCLs CLT UCL 3.522273 Adj-CLT UCL (Adjusted for skewness) 3.685549 Mod-t UCL (Adjusted for skewness) 3.559442 Jackknife UCL 3.533975 Standard Bootstrap UCL 3.521936 Bootstrap-t UCL 3.845484 RECOMMENDATION Hall's Bootstrap UCL 3.640826 Data are Non-parametric (0.05) Percentile Bootstrap UCL 3.5625 BCA Bootstrap UCL 3.7125 Use 95% Chebyshev (Mean, Sd) UCL 95% Chebyshev (Mean, Sd) UCL 4.649218 97.5% Chebyshev (Mean, Sd) UCL 5.432378 99% Chebyshev (Mean, Sd) UCL 6.970743

Data File C:\Documents and Settings\Administrator\DesVariable: PCBtot Raw Statistics Normal Distribution Test Number of Valid Samples 298 Lilliefors Test Statisitic 0.363886 Number of Unique Samples 197 Lilliefors 5% Critical Value 0.051325 Minimum 0.002 Data not normal at 5% significance level Maximum 10.427 Mean 0.308396 95% UCL (Assuming Normal Distribution) Median 0.106 Student's-t UCL 0.392529 Standard Deviation 0.880219 Variance 0.774785 Gamma Distribution Test Coefficient of Variation 2.854184 A-D Test Statistic 14.08222 Skewness 7.442865 A-D 5% Critical Value 0.815426 K-S Test Statistic 0.172194 Gamma Statistics K-S 5% Critical Value 0.055109 k hat 0.562921 Data do not follow gamma distribution k star (bias corrected) 0.559491 at 5% significance level Theta hat 0.54785 Theta star 0.551208 95% UCLs (Assuming Gamma Distribution) nu hat 335.5006 Approximate Gamma UCL 0.352015 nu star 333.4564 Adjusted Gamma UCL 0.352239 Approx.Chi Square Value (.05) 292.1372 Adjusted Level of Significance 0.049195 Lognormal Distribution Test Adjusted Chi Square Value 291.9514 Lilliefors Test Statisitic 0.050688 Lilliefors 5% Critical Value 0.051325 Log-transformed Statistics Data are lognormal at 5% significance level Minimum of log data -6.214608 Maximum of log data 2.344399 95% UCLs (Assuming Lognormal Distribution) Mean of log data -2.28448 95% H-UCL 0.328887 Standard Deviation of log data 1.394932 95% Chebyshev (MVUE) UCL 0.398138 Variance of log data 1.945836 97.5% Chebyshev (MVUE) UCL 0.454585 99% Chebyshev (MVUE) UCL 0.565464 95% Non-parametric UCLs CLT UCL 0.392267 Adj-CLT UCL (Adjusted for skewness) 0.415757 Mod-t UCL (Adjusted for skewness) 0.396193 Jackknife UCL 0.392529 Standard Bootstrap UCL 0.39388 Bootstrap-t UCL 0.440119 RECOMMENDATION Hall's Bootstrap UCL 0.448957 Data are lognormal (0.05) Percentile Bootstrap UCL 0.396201 BCA Bootstrap UCL 0.424513 Use H-UCL 95% Chebyshev (Mean, Sd) UCL 0.530655 97.5% Chebyshev (Mean, Sd) UCL 0.626827 99% Chebyshev (Mean, Sd) UCL 0.815737

Data File C:\Documents and Settings\Administrator\DesVariable: PCDD_PCDF Raw Statistics Normal Distribution Test Number of Valid Samples 309 Lilliefors Test Statisitic 0.337997 Number of Unique Samples 304 Lilliefors 5% Critical Value 0.050403 Minimum 0.0397 Data not normal at 5% significance level Maximum 1130.739 Mean 50.44274 95% UCL (Assuming Normal Distribution) Median 20.5265 Student's-t UCL 61.76165 Standard Deviation 120.6003 Variance 14544.43 Gamma Distribution Test Coefficient of Variation 2.390835 A-D Test Statistic 8.945132 Skewness 6.235919 A-D 5% Critical Value 0.810882 K-S Test Statistic 0.128892 Gamma Statistics K-S 5% Critical Value 0.054046 k hat 0.609899 Data do not follow gamma distribution k star (bias corrected) 0.606136 at 5% significance level Theta hat 82.70665 Theta star 83.22022 95% UCLs (Assuming Gamma Distribution) nu hat 376.9179 Approximate Gamma UCL 57.13312 nu star 374.5918 Adjusted Gamma UCL 57.16611 Approx.Chi Square Value (.05) 330.7265 Adjusted Level of Significance 0.049223 Lognormal Distribution Test Adjusted Chi Square Value 330.5357 Lilliefors Test Statisitic 0.053177 Lilliefors 5% Critical Value 0.050403 Log-transformed Statistics Data not lognormal at 5% significance level Minimum of log data -3.226404 Maximum of log data 7.030627 95% UCLs (Assuming Lognormal Distribution) Mean of log data 2.910197 95% H-UCL 64.02346 Standard Deviation of log data 1.444013 95% Chebyshev (MVUE) UCL 77.78383 Variance of log data 2.085174 97.5% Chebyshev (MVUE) UCL 89.05916 99% Chebyshev (MVUE) UCL 111.2074 95% Non-parametric UCLs CLT UCL 61.72761 Adj-CLT UCL (Adjusted for skewness) 64.32819 Mod-t UCL (Adjusted for skewness) 62.16729 Jackknife UCL 61.76165 Standard Bootstrap UCL 61.62234 Bootstrap-t UCL 66.34448 RECOMMENDATION Hall's Bootstrap UCL 65.0135 Data are Non-parametric (0.05) Percentile Bootstrap UCL 62.41645 BCA Bootstrap UCL 64.19384 Use 97.5% Chebyshev (Mean, Sd) UCL 95% Chebyshev (Mean, Sd) UCL 80.34789 97.5% Chebyshev (Mean, Sd) UCL 93.28787 99% Chebyshev (Mean, Sd) UCL 118.7059