Modello Concettuale

620 - Modello Concettuale 

Modello Concettuale 

1. Modello concettuale ................................................................................... 3 

2. Criterio generico per la stima numerica dei parametri di interesse .............. 5 

3. Delimitazione delle sorgenti si contaminazione ........................................... 7 

3.1. Suddivisione in poligoni di influenza dell’area ........................................ 7 

3.2. Determinazione della continuità spaziale delle sorgenti .......................... 7 

3.3. - Analisi del vicinato dei poligoni/celle con C < CSC ............................... 8 

3.4. - Caso particolare: sorgente unica .......................................................... 9 

4. Sorgente di contaminazione ...................................................................... 11 

4.1. Geometria della zona satura e insatura di suolo ................................ 11 

4.2. Geometria della sorgente di contaminazione in zona insatura ............ 13 

4.3. Geometria della sorgente di contaminazione in zona satura ............... 17 

4.4. Valore di concentrazione rappresentativo alla sorgente ...................... 18 

4.5. Proprietà chimico-fisiche e tossicologiche dei contaminanti ................ 22 

4.6. Selezione degli inquinanti indicatori .................................................. 22 

5. Vie di migrazione della contaminazione..................................................... 26 

5.1. Parametri relativi ai vari comparti ambientali .................................... 26 

Parametri del terreno relativi alla zona insatura di suolo ........................... 26 

Parametri del terreno relativi alla zona satura di suolo .............................. 27 

Parametri degli ambienti aperti (outdoor) .................................................. 30 

Parametri degli ambienti confinati (indoor) ................................................ 33 

Parametri delle acque superficiali ............................................................. 37 

6. Simboli e valori di default ......................................................................... 45 

7. Vie di migrazione: stima dei fattori di trasporto ......................................... 52 

7.1. Lisciviazione e dispersione in falda, LF e DAF .................................... 53 

Fattore di lisciviazione, LF ....................................................................... 54 

Fattore di attenuazione laterale in falda, DAF ........................................... 57 

7.2. Volatilizzazione in ambienti aperti (VFss, VFsamb, VFwamb) .................... 61 

Volatilizzazione di vapori outdoor da suolo superficiale, VFss ..................... 62 

Volatilizzazione di vapori outdoor da suolo profondo, VFsamb ...................... 64 

Volatilizzazione di vapori outdoor da falda, VFwamb ................................... 64 

7.3. Volatilizzazione in aria indoor ............................................................ 65 

Volatilizzazione di vapori indoor da suolo, VFsesp....................................... 66 

Volatilizzazione di vapori indoor da falda, VFwesp ...................................... 67 

7.4. Emissione di particolato dal suolo indoor e outdoor, PEF ................... 68 

7.5. Dispersione in aria outdoor, ADF ....................................................... 68 

7.6. Migrazione dall’acqua di falda alle acque superficiali, RDF ................. 69 

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1


8. Modalità di esposizione e bersagli: di stima dei fattori di esposizione ......... 72 

8.1. Calcolo della portata effettiva di esposizione ...................................... 74 


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1. Modello concettuale ∗ 

La ricostruzione del mondo reale, naturale e antropico, dei suoi elementi e delle 

interazioni tra di essi, tramite strumenti matematici prende il nome di 

“modellizzazione”. 

Tale astrazione permette, partendo da una geometria reale e quindi complessa, 

di dare vita ad uno schema fisico teorico semplificato, detto “modello 

concettuale”. 

Nell’ambito della analisi di rischio sanitario (AdR) connesso alla 

contaminazione di un sito è necessario, quindi, individuare il Modello 

Concettuale Sito (MCS). In realtà, come visto precedentemente, il MCS è uno 

strumento con più ampie funzionalità oltre a quelle per l’AdR, esso rappresenta 

infatti lo strumento di base per la scelta delle tecniche di bonifica e di messa in 

sicurezza, per la pianificazione delle attività di monitoraggio e di verifica. Ciò 

nonostante, in questi appunti saranno trattati gli aspetti del MCS specifici per 

l’AdR, che rappresentano la fase più impegnativa della sua costruzione. 

Tale elaborazione è il frutto di indagini ed analisi di caratterizzazione del sito e 

la sua definizione comprende essenzialmente la ricostruzione dei caratteri delle 

tre componenti principali che costituiscono l’AdR: 

Sorgente Trasporto Bersaglio 

devono quindi essere definiti: 

1. Le sorgenti di contaminazione 

2. Le vie di migrazione 

3. I bersagli della contaminazione e le modalità di esposizione 

∗ Il materiale riportato in questi Appunti è tratto principalmente dal documento “Criteri 

metodologici per l’applicazione dell’analisi assoluta di rischio ai siti contaminati”, pubblicato 

dall’APAT, e di seguito indicato come “documento APAT” 


3


Il diagramma di flusso seguente descrive il modello concettuale generico di un 

sito contaminato. In esso sono riportati le sorgenti di contaminazione, minazione, le vie ddi 

migrazione e le modalità odalità di esposizione considerate. 


4


2. Criterio generico per la stima numerica dei parametri di interesse 

Nelle sezioni successive viene descritta una ampia gamma di parametri 

(chimici, fisici, geometrici, …) di interesse per le fasi di costruzione del MCS. 

Il miglior criterio per la stima di questi parametri è quello di effettuare misure 

dirette, ottenendo cioè i “valori sito-specifici”. 

Nel caso in cui siano disponibili misure dirette, il calcolo del valore 

rappresentativo è il seguente: 

se il numero di dati disponibili è inferiore a 10 (N < 10), va selezionato il 

valore più conservativo, coincidente con il valore massimo o minimo a 

seconda del parametro in esame; 

se il numero di dati disponibili è maggiore o uguale a 10 (N ≥ 10), allora : 

o se il valore minimo è maggiormente conservativo, si seleziona come 

valore rappresentativo il Lower Confidential Limit al 95% 

(LCL95%); 

o se il valore massimo è maggiormente conservativo, si seleziona 

come valore rappresentativo l’Upper Confidential Limit al 95% 

(UCL95%); 

Per la valutazione degli LCL95% e UCL95% si può ricorrere al test di Student ♦ : 

LCL95% 

= x − t 

UCL95 

% = x + t 

0. 

95 

0. 

95 

σ 

N 

σ 

N 

dove x , σ e N sono rispettivamente il valore medio, la standard deviation e il 

numero di valori misurati e t0. 95 è la variabile t di Student al livello di confidenza 

0.95. 

Nel caso in cui non siano disponibili misure dirette, si procede alla 

determinazione dei “valori sito-generici”, come di seguito indicato: 

qualora disponibili, vanno utilizzati dati storici derivanti da bibliografia 

relativa a studi precedentemente condotti sull’area in esame, a 

condizione che si tratti di dati attendibili e provenienti da fonti 

accreditate; 

♦ Una breve descrizione di questo test è riportata negli appunti “Applicazioni del test di 

Student” 


5


in assenza di dati storici, vanno applicati, ove possibile, i criteri di stima 

indiretta, a volte consistenti nella semplice impostazione di un valore di 

default, descritti in corrispondenza di ogni parametro nelle sezioni 

seguenti. 

Nella figura seguente è riportato il diagramma di flusso della procedura 

descritta. 

Per brevità, nei paragrafi successivi questo criterio sarà citato con la sigla CG 

(Criterio Generico). 


6


3. Delimitazione delle sorgenti si contaminazione 

La procedura per la delimitazione di una o più sorgenti all'interno di un sito 

contaminato, prevede: 

- Suddivisione in poligoni di influenza dell’area oggetto d’indagine, secondo 

la strategia di campionamento adottata; 

- Determinazione della continuità spaziale delle sorgenti 

- Analisi del vicinato dei poligoni/celle con C < CSC 

3.1. Suddivisione in poligoni di influenza dell’area 

Questa suddivisione avviene secondo due metodologie diverse, come mostrato 

nella figura sottostante, a seconda della strategia di campionamento. Nel caso 

di campionamento ragionato si usano i polgoni Thiessen, mentre nel caso di 

campionamento sistematico l’area viene suddivisa secondo celle regolari. 

Poligoni di Thiessen Celle Regolari 

3.2. Determinazione della continuità spaziale delle sorgenti 

Si definiscono sorgenti spazialmente distinte, le sorgenti che possono 

potenzialmente determinare dei rischi per lo stesso ricettore sulla stessa area 

di esposizione che non hanno continuità spaziale. 

Al fine di delimitare la sorgente, si considera l’insieme di tutti i poligoni (nel 

caso di campionamento ragionato, (figura sottostante) o di tutte le celle (nel 

caso di campionamento sistematico) per cui c’e stato il superamento delle CSC 

per almeno un contaminante e che hanno continuità spaziale. 


7


Nel caso di sorgente spazialmente distinte, devono essere eseguite diverse 

elaborazioni dell’analisi del rischio, una per ogni sorgente. 

3.3. - Analisi del vicinato dei poligoni/celle con C < CSC 

I poligoni/celle che non presentano superamento delle CSC, possono 

concorrere alla delimitazione della sorgente e al calcolo della concentrazione 

rappresentativa. 

Si ritiene opportuno che un poligono/cella venga incluso nella sorgente se 

(figure sottostanti): 

1. il poligono/cella e completamente circoscritto da altri poligoni/celle in 

cui C >CSC; 

2. l’analisi del vicinato indica che la maggior parte dei poligoni/celle 

adiacenti supera le CSC; 


8


Cella 6 

Cella 10 

Cella 13 

Cella 14 

Cella 15 

Cella 18 

3 celle su 3 con C > CSC: fa parte della sorgente 


2 celle su 5 con C > CSC: non fa parte della sorgente 




Come risultato finale dell’elaborazione, le celle 6, 10 e 18 saranno incluse nella 

sorgente 1 e la sorgente ottenuta sarà quella rappresentata nella figura. 

3.4. - Caso particolare: sorgente unica 

Vi sono casi particolari per i quali la suddivisione in sorgenti distinte non è 

possibile o ragionevole e pertanto si ricorre alla definizione di una unica 


9


sorgente. Uno dei casi più comuni è quello della distribuzione dei superamenti 

delle CSC a “macchia di leopardo” come mostrato nella figura sottostante. 

10 

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4. Sorgente di contaminazione 

La sorgente di contaminazione si differenzia in sorgente primaria e sorgente 

secondaria. 

La sorgente primaria è rappresentata dall’elemento che è causa di 

inquinamento (es. serbatoio con perdite), quella secondaria è identificata con il 

comparto ambientale oggetto di contaminazione (suolo, acqua, aria). 

In accordo agli standard di riferimento, la procedura di analisi di rischio va 

applicata riferendosi esclusivamente alla sorgente secondaria di conta- 

minazione. 

Pertanto, tutti i parametri relativi alla sorgente si riferiscono al comparto 

ambientale (suolo superficiale. suolo profondo o falda) soggetto a 

contaminazione. 

La sorgente secondaria può trovarsi in due comparti ambientali, ovvero: 

• Zona insatura, a sua volta classificabile come: 

o Suolo superficiale (SS), compreso tra 0 ed 1 m di profondità dal 

piano campagna; 

o Suolo profondo (SP), con profondità maggiore di 1 m dal piano 

campagna: 

• Zona satura, o acqua sotterranea (GW). 

Nel seguito, per semplificare la trattazione, si ometterà il termine “secondaria”. 

Nei successivi paragrafi sono descritti i criteri utili per la: 

1. individuazione della geometria della zona satura e insatura di suolo; 

2. individuazione della geometria della sorgente di contaminazione 

rispettivamente nella zona insatura e satura di suolo; 

3. definizione del valore di concentrazione rappresentativo alla sorgente; 

4. stima delle proprietà chimico-fisiche e tossicologiche dei contaminanti; 

5. selezione degli inquinanti indicatori. 

4.1. Geometria della zona satura e insatura di suolo 

Di seguito sono riportati i parametri geometrici principali della zona satura e 

insatura dell’area esaminata, ricordando che per la determinazione di essi, 

salvo diversa indicazione, vale il Criterio Generale sopra esposto. 

11 



Uno schema della geometria considerata è riportata nella figura sottostante. 

Profondità del piano di falda , ( L GW ) 

Rappresenta la distanza tra il piano campagna e la superficie 

piezometrica dell’acquifero. 

Questo valore è determinato sulla base di monitoraggi della falda 

condotti almeno su base annuale (in modo da apprezzare le variazioni 

di livello stagionali). 

Spessore della frangia capillare ( h cap ) 

Rappresenta la zona posta subito al di sopra della superficie 

piezometrica cui è idraulicamente legata. E’ caratterizzata da un 

coefficiente di saturazione superiore al 75% e dalla presenza di acqua 

capillare continua e sospesa. 

Spessore della zona insatura ( h v ) 

Rappresenta la distanza tra il piano campagna e la frangia capillare. 

Vale ovviamente la relazione: 

h = L − h 

v 

GW 

cap 

Spessore dell’acquifero superficiale ( d a ) 

12 



E’ definito come la distanza tra la quota piezometrica e la quota dello 

strato impermeabile 

Frazione areale di fratture outdoor ( η out ) 

Tale parametro entra in gioco nel caso di pavimentazione in ambienti 

outdoor. Rappresenta il rapporto tra l’area delle fratture nella superficie 

pavimentata outdoor e l’area totale della stessa e può assumere valori 

in un range compreso tra 0 (superficie priva di fratture) e 1 (superficie 

priva di pavimentazione). 

4.2. Geometria della sorgente di contaminazione in zona insatura 

Per sorgente secondaria di contaminazione in zona insatura si intende il 

volume di suolo o sottosuolo interessato dalla presenza di contaminanti in 

concentrazione superiore ai valori di riferimento (CSC) indicati dalla normativa 

vigente, in funzione della destinazione d’uso del sito. 

Ai fini dell’applicazione della procedura di analisi di rischio, tale volume deve 

essere schematizzato come un parallelepipedo. 

Il criterio da seguire per la definizione dell’estensione superficiale della 

sorgente sono quello esposti precedntemente. L’estensione(lunghezza e 

larghezza, c1 

L e L c2 

in figura) superficiale è individuata dall’area delimitata 

dalle maglie più esterne che fanno parte della sorgente secondo i criteri 

precedentemente esposti. 

Nella figura sottostante è riportato uno schema-esempio. 

13 



Al fine di evitare problemi legati all’applicazione dell’AdR la dimensione della 

sorgente di contaminazione (indicazione APAT) non deve essere inferiore 

all’area minima di esposizione usata per il calcolo del rischio, e cioè 2500 m 2 

(50 m x 50 m). 

Il criterio da seguire per la definizione dell’estensione verticale (spessore) della 

sorgente consiste nel porre tale estensione pari alla differenza tra la minima e 

massima quota, rispetto al piano campagna, alla quale è stata riscontrata 

concentrazione di almeno un contaminante superiore ai valori di riferimento 

indicati dalla normativa vigente. 

14 



Una volta individuato il volume della sorgente, con estrema semplicità è 

possibile estrapolare i valori dei parametri geometrici utili per la stima dei 

fattori di trasporto. 

In particolare, si fa riferimento all’estensione della sorgente rispetto alla 

direzione del flusso di falda e alla direzione principale del vento. 

Di seguito sono riportati i parametri geometrici principali della sorgente di 

contaminazione localizzata nella zona insatura. 

Oltre agli schemi sopra riportati, la descrizione dei parametri fa anche 

riferimento alla figura sottostante. 

Estensione della sorgente in direzione parallela alla direzione del flusso di falda 

(W ) 

Coincide con la massima estensione di suolo insaturo contaminato, 

definita dal criterio sopra descritto, lungo la direzione parallela al flusso 

di falda. 

La determinazione di questo parametro richiede di individuare 

preventivamente la direzione del flusso di falda. 

Estensione della sorgente in direzione ortogonale alla direzione del flusso di 

falda ( S W ) 

15 



Tale parametro coincide con la massima estensione di suolo insaturo 

contaminato lungo la direzione ortogonale al flusso di falda. Anche la 

determinazione di questo parametro richiede di individuare 

preventivamente la direzione del flusso di falda. 

Estensione della sorgente in direzione parallela alla direzione prevalente del 

vento ( 

' 

W ) 

Tale parametro coincide con la massima estensione di suolo insaturo 

contaminato lungo la direzione parallela alla direzione prevalente del 

vento. 

La direzione del vento deve essere stabilita da una serie storica di dati 

(preferibilmente di 30 anni e comunque di almeno 10 anni) relativa alla 

stazione meteorologica più vicina al sito contaminato. 

In assenza di misure, si fa coincidere con la massima estensione del 

sito. 

Estensione della sorgente in direzione ortogonale alla direzione prevalente del 

vento ( 

' 

S W ) 

Coincide con la massima estensione di suolo insaturo contaminato 

ortogonale alla direzione parallela alla direzione prevalente del vento. 

Anche in questo caso, in assenza di misure, si fa coincidere con la 

massima estensione del sito. 

Profondità del top e della base della sorgente nel suolo superficiale rispetto al 

piano campagna ( s SS 

L , , L f , SS ) 

Rappresentano rispettivamente la distanza tra il piano campagna e il 

top ( s SS 

L , ) o la base ( L f , SS ) della sorgente di contaminazione nel suolo 

superficiale. L f , SS può valere al massimo 1 m (spessore del suolo 

superficiale). 

Profondità del top e della base della sorgente nel suolo profondo rispetto al piano 

campagna ( s SP 

L , , L f , SP ) 

Rappresentano rispettivamente la distanza tra il piano campagna e il 

top ( s SP 

L , ) o la base ( L f , SP ) della sorgente di contaminazione nel suolo 

profondo. L s, 

SS può valere al minimo 1 m (spessore del suolo 

superficiale) e al massimo L GW . 

16 



Spessore della sorgente nel suolo saturo superficiale ( d ) e profondo ( d s ) 

Questi due parametri sono dati delle relazioni: 

d , 

= L f , SS − Ls 

SS , d s = L f , SP − Ls, 

SP 

Soggiacenza dell’acquifero rispetto al top della sorgente ( L F ) 

La soggiacenza dell’acquifero rispetto al top della sorgente si può 

ricavare dalla seguente relazione: 

L = L − L 

F 

GW 

s 

Area della sorgente rispetto alla direzione del flusso di falda ( A ) 

E’ data dalla relazione: A = W ⋅ SW 

Area della sorgente rispetto alla direzione prevalente del vento ( 

E’ data dalla relazione: 

' 

A = W ⋅ 

4.3. Geometria della sorgente di contaminazione in zona satura 

S 

' 

W 

Per sorgente secondaria di contaminazione in zona satura si intende il volume 

di acquifero interessato dalla presenza di contaminanti in concentrazione 

superiore ai valori di riferimento indicati dalla normativa vigente. 

La definizione della geometria della sorgente in zona satura viene effettuata 

sulla base delle risultanze analitiche relative alle acque sotterranee campionate 

nei piezometri realizzati nel sito. 

La sorgente viene individuata attraverso la massima estensione del plume di 

contaminazione in falda determinato a partire dai punti di campionamento 

delle acque che superano i valori di riferimento indicati dalla normativa 

vigente. 

I parametri principali caratterizzanti la geometria della sorgente di 

contaminazione nella zona satura sono i già menzionati: 

Estensione della sorgente in direzione parallela alla direzione del flusso di falda 

(W ) 

Estensione della sorgente in direzione ortogonale alla direzione del flusso di 

falda ( S W ) 

' 

A ) 

17 



Estensione della sorgente in direzione parallela alla direzione prevalente del 

vento ( 

' 

W ) 

Estensione della sorgente in direzione ortogonale alla direzione prevalente del 

vento ( 

' 

S W ) 

In aggiunta, è molto importante il parametro: 

Spessore della zona di miscelazione ( δ gw ) 

Tale parametro rappresenta l’ampiezza del plume nel fenomeno di dispersione 

dei contaminanti in falda, ed è quantificato come la distanza tra la superficie 

piezometrica ed il punto più basso della falda in cui si è riscontrata una 


4.4. Valore di concentrazione rappresentativo alla sorgente 

Come si vedrà nelle sezioni successive, l’applicazione di un livello 2 di analisi di 

rischio richiede l’individuazione di un unico valore di concentrazione 

rappresentativa in corrispondenza ad ogni sorgente secondaria di 

contaminazione (suolo superficiale, suolo profondo e falda). 

Il punto di criticità principale in questo tipo di analisi è dunque la scelta dei 

campioni e l’uso di algoritmi tali da calcolare valori che risultino 

rappresentativi e scientificamente attendibili. 

Viene di seguito descritta la procedura, schematizzata in figura, da utilizzare 

per la stima della concentrazione rappresentativa alla sorgente ai fini della 

applicazione dell’analisi assoluta di rischio sanitario. 

Si ritiene opportuno sottolineare che le concentrazioni rappresentative alla 

sorgente (CRS) per il suolo devono essere individuate utilizzando dati di 

concentrazioni, analiticamente determinati nei campioni di suolo, espresse 

sulla massa di suolo secco. 

18 



Innanzitutto, va evidenziato che, in tale contesto, si presuppone che i dati 

analitici a disposizione siano stati già validati, ossia che sia stata verificata la 

loro attendibilità. 

Per l’individuazione della concentrazione rappresentativa alla sorgente ( C RS ) è 

necessario: 

1. Suddividere il data-set di valori di concentrazione in funzione di ogni 

sorgente secondaria di contaminazione (SS, SP e GW). 

Il valore di concentrazione rappresentativo deve essere quindi individuato 

in corrispondenza a ciascuno dei tre suddetti comparti ambientali. 

2. Effettuare una accurata valutazione dei dati. 

19 



Questa analisi deve essere in grado di stabilire l’applicabilità di criteri 

statistici sui valori di concentrazione analiticamente determinati nei 

campioni di suolo e di falda. In particolare, è necessario: 

2.1. Esaminare l’ampiezza del data-set. Per ogni data-set (SS, SP, GW), 

il numero di dati a disposizione non può essere inferiore a 10. 

Al di sotto di tale soglia, non essendo possibile effettuare alcuna 

stima statistica attendibile e in accordo con il principio di massima 

conservatività, si pone la concentrazione rappresentativa alla 

sorgente coincidente con il valore di concentrazione massimo 

analiticamente determinato ( RS MAX C C = ). 

2.2. Verificare che il campionamento sia uniformemente distribuito su 

tutta la sorgente di contaminazione (campionamento random o 

campionamento a griglia). Se il campionamento è più concentrato 

nella porzione del sito maggiormente sospetta di contaminazione, 

ciò può comportare una sovrastima della C RS . 

Poiché tale approccio risulta essere conservativo e quindi protettivo 

per la salute umana, lo stesso può ritenersi accettabile. 

Non è invece ammissibile il caso in cui le aree caratterizzate da un 

maggiore grado di contaminazione, o sospette tali, siano sotto- 

rappresentate. 

2.3. Identificare gli outlier e distinguere i “veri outlier” dai “falsi outlier”. I 

“veri outlier” possono derivare da errori di trascrizione, di codifica 

dei dati o da una qualsiasi inefficienza degli strumenti del sistema 

di rilevazione dei dati. 

I “falsi outlier” sono quei valori estremi reali, che, in campo 

ambientale di inquinamento dei suoli, in genere corrispondono ai 

picchi (hot spot) locali di contaminazione. 

E’ dunque necessario identificare e differenziare i tipi di outlier, in 

modo da rimuovere i primi e mantenere i secondi. 

Se il data-set a disposizione è stato già validato si esclude 

automaticamente la presenza di veri outlier. 

Si ritiene opportuno sottolineare che è di fondamentale importanza 

tener conto e quindi non rimuovere i “falsi outlier” dal data set. 

20 



2.4. Identificare i Non-Detect (ND). Seguendo il principio di cautela, si 

ritiene opportuno porre, in ogni caso e quindi in corrispondenza a 

qualsiasi distribuzione dell’insieme dei dati, i Non-Detect pari al 

corrispondente Detection Limit ( ND = DL ). 

3. Individuare la distribuzione di probabilità che approssima meglio l’insieme dei 

dati disponibili. 

Quando si ha a che fare con dati ambientali, le distribuzioni di probabilità 

più comunemente utilizzate per la loro rappresentazione sono ♠ : 

- distribuzione gaussiana o normale; 

- distribuzione lognormale; 

- distribuzione gamma; 

- distribuzione non parametrica. 

4. Applicare la procedura statistica corrispondente al tipo di distribuzione 

riconosciuta. 

Il valore che con un maggiore grado di attendibilità permette di stimare la 

C RS è dato dall’UCL della media. 

A seconda del tipo di distribuzione, selezionata come maggiormente 

rappresentativa del data set in esame, è possibile individuare il più 

appropriato criterio per il calcolo dell’UCL. 

Nel caso di distribuzione normale si applica il metodo della t di Student per 

l’UCL con intervallo di confidenza al 95%. 

Per le altre distribuzioni la più complessa metodologia è riportata 

nell’Appendice H del documento APAT. 

5. Verifica del valore di CRS rispetto al valore C MAX . 

Nei casi in cui, a causa di un ridotto insieme di dati e/o di una grande 

varianza degli stessi, l’UCL, calcolato secondo i criteri sopra esposti, assuma 

valori superiori alla concentrazione massima, si pone C RS = CMAX 

. 

I passaggi sopra descritti descrivono sommariamente le fasi principali della 

procedura per la valutazione della C RS . 

♠ Per maggiori dettagli vedere l’Appendice H del documento APAT 

21 



Maggiori dettagli ed indicazioni sono riportati, oltre che nella già citata 

Appendice H, anche nelle pagine 32-39 del documento APAT. 

4.5. Proprietà chimico-fisiche e tossicologiche dei contaminanti 

Questo argomento è già stato trattato nella parte specificamente dedicata ad 

esso. 

4.6. Selezione degli inquinanti indicatori 

In alcuni casi, può accadere che il numero di specie chimiche inquinanti 

indagate nell’ambito della campagna di indagine diretta, e/o aventi valori di 

concentrazione nel suolo o in falda superiori ai valori di riferimento, sia 

estremamente elevato. 

L’applicazione della procedura di analisi di rischio sanitario a tutte queste 

sostanze può spesso risultare complessa e dispendiosa sia per il tempo 

impiegato sia per le risorse da investire. Inoltre, la trattazione dell’intero 

insieme può portare a risultati di difficile comprensione, se non addirittura 

fuorvianti rispetto al rischio dominante presente nel sito. 

Per evitare che ciò accada è necessario quindi ridurre il numero di specie 

chimiche da inserire nella procedura di AdR, selezionando quelle più 

importanti, ossia quelle alle quali è associato un rischio maggiore per l’uomo; 

tali sostanze prendono il nome di “inquinanti indicatori”. 

Inquinanti indicatori: tra tutti gli inquinanti rinvenuti nel sito in esame, gli 

inquinanti indicatori sono quelli che, per valori di 

concentrazione, tossicità, frequenza di rilevamento, 

mobilità nei comparti ambientali, persistenza e capacità 

di bioaccumulo, presentano il rischio maggiore per 

l’uomo. 

Nel seguito viene descritta la procedura che è possibile utilizzare per 

l’identificazione degli inquinanti indicatori e le cui fasi principali sono riportate 

nello schema sottostante. 

22 



Va comunque specificato che questa procedura deve essere strettamente 

limitata ai casi in cui le specie chimiche per le quali deve essere applicata 

l’analisi di rischio risultino in numero tale da rendere difficoltosa e/o 

complessa l’applicazione dei modelli di analisi di rischio. Tale eventualità deve 

essere accertata dagli Enti di Controllo. 

1. Raggruppamento delle specie chimiche in classi – L’insieme di specie 

chimiche rilevate nel sito in esame deve essere suddiviso in classi 

differenziate in funzione della tipologia della sostanza in esame, come ad 

esempio riportato nella tabella sottostante che riporta la stessa suddivisione 

utilizzata nel Decreto Legislativo 152 (Sezione Allegati, Parte IV, Allegato 5): 

Composti inorganici Fenoli non clorurati 

Aromatici Fenoli clorurati 

Aromatici policiclici Ammine aromatiche 

Alifatici clorurati Fitofarmaci 

Alifatici alogenati Diossine e furani 

Nitrobenzeni Idrocarburi 

Clorobenzeni 

2. Raggruppamento delle specie chimiche in sotto-classi – Ogni classe di 

sostanze, individuata come descritto nella precedente fase, deve essere 

23 



ulteriormente suddivisa in due sottoclassi, in modo da raggruppare in una 

sottoclasse le sostanze che hanno effetti cancerogeni (categorie A, B1, B2, C) 

e in un’altra sottoclasse le sostanze non cancerogene (categorie D ed E) che 

hanno effetti tossici. Le sostanze che hanno effetti sia cancerogeni che 

tossici vanno inserite in entrambe le sotto-classi. 

3. Selezione dell’inquinante indicatore – In corrispondenza ad ogni sotto-classe 

si identifica l’inquinante indicatore in funzione della concentrazione 

misurata in sito e della sua tossicità. 

Tali fattori sono infatti ritenuti i più importanti nel calcolo del potenziale 

effetto di una specie chimica sulla salute umana. 

Ad ogni sostanza i, di cui è possibile conoscere il valore di tossicità, si 

assegna un fattore di rischio individuale R ij , determinato sulla base della 

sua concentrazione in un determinato comparto ambientale j e della 

tossicità, secondo la formula: 

Rij = C RS , ij ⋅T 

dove: 

ij 

R ij : fattore di rischio della specie i nella matrice j; 

C , : concentrazione rappresentativa della specie i nella matrice j; 

RS ij 

T ij : tossicità della specie i nella matrice j. 

Nel caso in cui siano disponibili più valori di tossicità per una stessa specie, 

legati a differenti modalità di contatto con la sostanza (ad esempio per 

inalazione o per ingestione), il valore impiegato per il calcolo del fattore di 

rischio deve essere quello più conservativo. 

Si calcola poi il fattore di rischio totale R j di ogni matrice contaminata j 

come somma dei fattori di rischio individuali: 

R 

j 

∑ 

= i 

R 

ij 

Infine, si calcola il rapporto relativo, RR ij , per ogni sostanza i nel mezzo j: 

RR = 

ij 

R 

R 

ij 

j 

Si seleziona quale inquinante indicatore della sotto-classe la sostanza a cui 

corrisponde il rapporto relativo RRij maggiore. 

24 



4. Calcolo della concentrazione rappresentativa dell’inquinante indicatore – Per 

ogni campione, si attribuisce a ciascun inquinante indicatore la 

concentrazione totale di ogni sotto-classe 

Si ritiene opportuno sottolineare che i fattori di rischio R calcolati con la 

suddetta procedura non hanno alcun significato al di fuori di questo contesto, 

possono essere utilizzati unicamente per ridurre il numero di sostanze da 

inserire nel software utilizzato per il calcolo del rischio e non vanno considerati 

quali misura quantitativa del rischio di un inquinante. 

25 



5. Vie di migrazione della contaminazione 

5.1. Parametri relativi ai vari comparti ambientali 

Per il calcolo dei fattori di trasporto e, quindi, per stimare la concentrazione 

della specie chimica in corrispondenza del bersaglio, nota quella alla sorgente, 

è indispensabile determinare le caratteristiche fisiche dei comparti ambientali 

coinvolti: 

• suolo insaturo; 

• suolo saturo; 

• aria outdoor; 

• aria indoor; 

• acqua superficiale. 

Parametri del terreno relativi alla zona insatura di suolo 

Nella tabella sottostante sono elencati i più importanti parametri relativi alla 

zona insatura di suolo. 

Simbolo Parametro 

ρ s Densità del suolo 

θ T Porosità totale del terreno in zona insatura 

θ e Porosità effettiva del terreno in zona insatura 

θ W Contenuto volumetrico di acqua 

θ a Contenuto volumetrico di aria 

θ Wcap Contenuto volumetrico di acqua nella frangia capillare 

θ acap Contenuto volumetrico di aria nella frangia capillare 

f oc Frazione di carbonio organico nel suolo insaturo 

K 

Conducibilità idraulica 

I ef Infiltrazione efficace 

Tutti questi parametri, tranne l’ultimo, sono già stati descritti nelle sezioni 

precedenti. 

Infiltrazione efficace, I 

ef 

26 



Applicando l’equazione del bilancio idrogeologicol’infiltrazione efficace è 

data dalla relazione: 

I ef 

dove 

= P − 

( ET + S ) 

P : precipitazione atmosferica; 

ET : fattore che tiene conto dei fenomeni 

di evaporazione e traspirazione della 

copertura vegetale; 

S : termine di ruscellamento. 

Tutti i termini hanno le dimensioni di 

una lunghezza fratto un tempo. 

Nel caso in cui la sorgente secondaria sia localizzata in terreno 

omogeneo, o approssimabile come tale, e ricoperto da erba 

l’infiltrazione efficace annua può essere stimata, tramite relazioni 

empiriche, in funzione della precipitazione annua e della tessitura 

prevalente del suolo: 

Tessitura prevalente [ cm y] 

Sand, Loamy Sand e Sandy Loam 

Sandy Clay Loam, Loam, Silt Loam e Silt 

Clay Loam, Silty Clay Loam, Silty Clay, Sandy Clay 

e Clay 

27 


I ef 

I ef 

I ef 

I ef 

= 

= 

= 

0. 0018⋅ 

P 

0. 0009⋅ 

P 

2 

2 

0. 00018⋅ 

P 

Nel caso di suolo pavimentato, si ritiene opportune moltiplicare il valore 

di infiltrazione efficace per la frazione di fratture del pavimento stesso, 

η out : 

I = I ⋅η 

' 

ef 

ef 

out 

Parametri del terreno relativi alla zona satura di suolo 

Nella tabella sottostante sono elencati i più importanti parametri relativi alla 

zona insatura di suolo. 

2



v GW Velocità di Darcy 

K Conducibilità idraulica 

i Gradiente idraulico 

v e Velocità media effettiva nella falda 

θ T Porosità totale del terreno 

θ e Porosità effettiva del terreno 

f oc Frazione di carbonio organico 

α x Dispersività longitudinale 

α y Dispersività trasversale 

α z Dispersività verticale 

λ Coefficiente di decadimento del primo ordine 

La maggior parte di questi parametri, sono già stati descritti nelle sezioni 

precedenti. I rimanenti sono: 

Dispersività longitudinale, trasversale e verticale, α x , α y e α z 

♠ 

La dispersione idrodinamica o meccanica è quel fenomeno per cui 

avviene una miscelazione meccanica del contaminante nell’acqua e può 

essere paragonata all’effetto di turbolenza che si ha in un corso 

d’acqua. 

Questa si può dividere in dispersione longitudinale e in dispersione 

trasversale: 

Dispersione longitudinale: avviene lungo la direzione prevalente del 

flusso del mezzo poroso, dovuta al fatto che, per effetto della viscosità, 

alcune particelle d’acqua e di soluto si muovono più lentamente della 

media della massa. 

Dispersione trasversale: avviene lungo direzioni normali alla velocità ed 

è dovuta alla tortuosità dei canalicoli formati dai pori interstiziali del 

terreno. 

♠ Questi parametri sono già stati ampiamente descritti nei corsi di Dinamica degli Inquinanti. 

28 



Nello studio del trasporto e della diffusione di un contaminante in un 

mezzo saturo, come si vedrà nei capitoli successivi, si tiene conto di tale 

fenomeno a mezzo del coefficiente di dispersione meccanica D . 

E’ possibile esprimere tale coefficiente, secondo gli assi di riferimento a 

mezzo dei coefficienti di dispersività longitudinale D x , trasversale D y e 

verticale D z . Questi possono essere rispettivamente stimati in base alle 

seguenti relazioni: 

D = α ⋅ v D = α ⋅ v , D = α ⋅ v 

x 

x 

e 

, [ cm s] 

2 

y 

y 

e 

z 

dove α x , α y e α z sono le dispersività longitudinale ( cm ), o coefficienti di 

dispersione intrinseca, trasversale e verticale del mezzo poroso. Questi 

sono una caratteristica dell’acquifero e non dipendono dalla velocità di 

flusso. 

Per l’applicazione di una analisi di rischio di livello 2, è richiesta la 

conoscenza di questi tre parametri. 

Un assenza di valutazioni dirette la dispersività longitudinale può 

essere stimate tramite la relazione: 

α = 0. 

1⋅ 

L , 

x 

α x α y = , 

3 

z 

α x α z = 

20 

dove L rappresenta la distanza tra la sorgente di contaminazione ed il 

punto di conformità. Se il punto di conformità corrisponde con il bordo 

della sorgente allora si ha L = 0 . 

Coefficiente di decadimento del primo ordine λ 

E’ un parametro che tiene conto della cinetica di eventuali processi di 

biodegradazione delle sostanze inquinanti nelle acque di falda. 

In riferimento alla sua stima , si ritiene opportuno: 

per una analisi di livello 1, porre come valore di default λ = 0 ; 

per una analisi di livello 2, è possibile porre λ ≠ 0 , a discrezione 

dell’Ente di Controllo, solo se sono disponibili le risultanze di test 

specifici di laboratorio e/o di campo che consentano di verificare 

la reale situazione di biodegradazione sito-specifica. Altrimenti va 

adottato il valore di default λ = 0 . 

e 

29 



Parametri degli ambienti aperti (outdoor) 

Nella tabella sottostante sono elencati i più importanti parametri relativi agli 

ambienti aperti (outdoor). 


Zona di miscelazione 

δ air Altezza della zona di miscelazione in aria 

' 

W Estensione della sorgente nella direzione principale del vento 

' 

S W 

Estensione della sorgente nella direzione ortogonale a quella 

principale del vento 

' 

A Area della sorgente rispetto alla direzione principale del vento 

U air Velocità del vento 

σ y Coefficiente di dispersione laterale 

σ z Coefficiente di dispersione verticale 

τ Tempo medio di durata del flusso di vapore 

P e Portata di particolato per unità di superficie 

Anche in questo caso, molti di questi parametri, sono già stati descritti nelle 

sezioni precedenti. I rimanenti sono: 

Zona di miscelazione 

La zona di miscelazione viene identificata (vedere sia la figura all’inizio 

di questi appunti che quella sottostante) con il volume di aria 

all’interno del quale si ipotizza avvenga la miscelazione tra i 

contaminanti volatili provenienti dal suolo e l’aria stessa. 

Tale volume può essere schematizzato, in fase di modellizzazione, come 

un parallelepipedo la cui altezza è l’altezza della zona di miscelazione 

δ air ed avente per lati di base l’estensione della sorgente nella direzione 

rispettivamente parallela 

vento. 

' 

W e ortogonale 

30 

' 

S W a quella prevalente del 



Altezza della zona di miscelazione in aria, δ air 

L’altezza della zona di miscelazione dell’aria, è lo spessore di aria, 

valutato dal piano campagna, nel quale avviene la miscelazione dei 

contaminanti. 

Secondo ipotesi conservative, si assume δ = 2 m , equivalente 

all’altezza, approssimata per eccesso, di un individuo adulto. 

Direzione e velocità del vento 

Nelle AdR di livello 1 e 2 la direzione e la velocità del vento vengono di 

solito considerati costanti sull’area di interesse (dalla sorgente al 

bersaglio sia on-site che off-site). Essi sono determinati elaborando i 

dati della centralina meteorologica più prossima al sito in esame e 

rappresentativa dello stesso relativi ad un periodo di osservazione 

preferibilmente di 30 anni e comunque di almeno 10 anni. 

I valori di velocità del vento forniti dalle centraline meteorologiche 

corrispondono a misure effettuate ad altezze, rispetto al suolo, variabili 

da stazione a stazione. Per stimare il valore di velocità alla quota di 2 m, 

air 

31 



e quindi in corrispondenza della zona di miscelazione, è possibile 

applicare la seguente relazione empirica: 

U 

U 

air 

air 

( z1 

) 

( z ) 

2 

⎛ z 

= ⎜ 

⎝ z 

1 

2 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

p 

dove l’esponente p è funzione della classe di stabilità atmosferica ♥ e 

della rugosità del suolo. Nella tabella sottostante si riportano i valori di 

p per due tipi di rugosità, area urbana e rurale, e per le sei classi di 

stabilità atmosferica, secondo la classificazione di Pasquill-Gifford. 

Classe di stabilità 

p A B C D E F 

Suolo urbano 0.15 0.15 0.20 0.25 0.40 0.60 

Suolo rurale 0.07 0.07 0.10 0.15 0.35 0.55 

Nota sulle classi di stabilità atmosferiche 

Nel caso in cui non sia possibile individuare la classe di stabilità 

atmosferica maggiormente rappresentativa del sito in esame, si deve 

fare riferimento a due categorie di stabilità: D5 (classe D con velocità 

del vento di 5 m s ) e F2 (classe F con velocità del vento di 2 m s ). 

Queste sono utilizzate per effettuare la valutazione delle conseguenze di 

emissioni di sostanze tossiche in relazione ad impianti industriali a 

rischio di incidente rilevate, così come stabilito nelle Linee guida del 

Dipartimento di Protezione Civile per la pianificazione dell’emergenza 

esterna. In particolare, la classe D5 è considerata la classe che si 

verifica con più probabilità; mentre, la classe F2 rappresenta una scelta 

estremamente conservativa a carattere tipicamente notturno. 

Coefficiente di dispersione laterale e verticale, σ y e σ z 

La descrizione e la determinazione di questi parametri è già stata 

ampiamente trattata nei corsi di Dinamica degli Inquinanti. 

Tempo medio di durata dei flussi di vapore, τ 

♥ Concetto ben noto dai corsi di Dinamica degli Inquinanti 

32 



Indica la durata di esposizione ai flussi di vapore e viene presa 

coincidente con la durata di esposizione (vedere sezioni successive). 

Portata di particolato emessa per unità di superficie, P e 

Tale parametro indica la quantità di polveri emesse per unità di 

−2 −1 

superficie e di tempo ( g cm s ). 

Parametri degli ambienti confinati (indoor) 

Nella tabella sottostante sono elencati i più importanti parametri relativi agli 

ambienti confinati. 


A b Superficie totale coinvolta nell’infiltrazione 

L crack Spessore delle fondazioni/muri 

L b Rapporto tra volume indoor e area di infiltrazione 

η Frazione areale di fratture 

θ wcrack Contenuto volumetrico di acqua nelle fratture 

θ acrack Contenuto volumetrico di aria nelle fratture 

ER Tasso di ricambio indoor 

L T Distanza tra il top della sorgente e la base delle fondazioni 

Z crack Profondità delle fondazioni 

k v Permeabilità del suolo al flusso di vapore 

Δ P Differenza di pressione fra interno ed esterno 

μ air Viscosità del vapore 

τ Tempo medio di durata del flusso di vapore 

Superficie delle fondazioni e delle pareti coinvolte dall’infiltrazione, b A 

Rappresenta la superficie dell’edificio complessivamente interessata dal 

fenomeno di infiltrazione indoor dei contaminanti. Nel caso di edificio 

e/o locale fuori terra, questa coincide con l’area delle fondazioni, ossia 

l’area della base della struttura: 

A b 

= a ⋅b 

Nel caso di locali interrati o seminterrati, tale superficie sarà data dalla 

somma dell’area della base dell’edificio più l’area delle pareti interrate: 

33 



A b 

( a ⋅ c) 

+ ( b ⋅ c) 

= a ⋅b 

+ 2 2 

I simboli a, b indicano rispettivamente la larghezza e la lunghezza 

dell’edificio, mentre c indica l’altezza della parete interrata. 

Spessore delle fondazioni, L crack 

Tale parametro viene determinato mediante indagini sito-specifiche. Nel 

caso di locali seminterrati si assume il valore minimo fra lo spessore 

delle fondazioni e quello dei muri interrati. 

Rapporto tra volume indoor e area di infiltrazione, L b 

Nel caso di edifici fuori terra il rapporto tra volume e area dell’edificio 

coincide con l’altezza h dell’edificio stesso: 

Ab 

⋅ h 

Lb 

= 

= h 

A 

b 

34 



Nel caso di locali interrati o seminterrati, tale rapporto risulta inferiore 

all’altezza dell’edificio, poiché nel calcolo di A b si tiene conto anche 

dell’area delle pareti interrate soggette a infiltrazione. 

Frazione areale di fratture, η 

La frazione areale di fratture rappresenta il rapporto tra l’area delle 

fratture nella superficie di infiltrazione e l’area totale della superficie: 

η = 

A 

crack 

A 

b 

Il valore tipico di tale parametro deriva da esperimenti condotti sul 

Radon e può variare in un range compreso tra 0 (superficie priva di 

fratture) e 1 (superficie priva di pavimentazione). 

Un tipico valore di default è 0.01. 

Distanza tra il top della sorgente e la base delle fondazioni, L T 

Tale parametro indica la distanza tra il top della sorgente di 

contaminazione e la base delle fondazioni: 

Sorgente in zona insatura: LT = LS 

− Z crack 

Sorgente in zona satura: LT = LGW 

− Z crack 

Dove Z crack è la profondità delle fondazioni. 

In caso di edifici fuori terra si ha la ovvia condizione: 

L T = LS 

o L T = LGW 

Contenuto volumetrico di acqua e aria nelle fratture θ wcrack , θ acrack 

Rappresentano il contenuto di acqua o di aria presente nelle fratture 

delle fondazioni: 

θ wcrack = (Volume di acqua nelle fratture)/(Volume delle fratture) 

θ acrack = (Volume d’aria nelle fratture)/(Volume delle fratture) 

Essendo parametri difficilmente misurabili a mezzo di indagini dirette, 

per essi si assumono, in genere, i valori di default corrispondenti ad un 

livello 1 di AdR (0.12 e 0.26, vedere tabella finale). 

Tasso di ricambio di aria indoor, ER 

35 



ER indica la velocità con la quale viene ricambiata l’aria all’interno di 

un edificio. In pratica coincide con l’inverso del tempo impiegato per il 

ricambio completo. 

Per la valutazione indiretta di questo parametro si possono utilizzare i 

seguenti valori: 

Edifici ad uso residenziale: 

Edifici ad uso industriale: 

1 

12 − 

d 

1 

20 − 

d 

Perimetro delle fondazioni, X crack (ovvio) 

Profondità delle fondazioni, Z crack (ovvio) 

Permeabilità del suolo al flusso di vapore, k v 

Questo parametro è concettualmente lo stesso della permeabilità 

intrinseca all’aria del terreno, cambia solo il tipo di gas. 

Per la stima indiretta di questo parametro si possono usare i valori: 

Sabbie medie 

Sabbie fini 

10 cm 

− 7 −6 

2 

− 9 −8 

2 

÷ 10 Limo 10 ÷ 10 cm 

10 cm 

− 8 −7 

2 

− 10 −9 

2 

÷ 10 Argilla 10 ÷ 10 cm 

Differenza di pressione tra aria indoor ed aria outdoor, Δ P 

Con tale parametro si tiene conto della possibile presenza di gradienti 

di pressione tra ambiente aperto e ambiente confinato. 

La differenza di pressione provoca un flusso convettivo di vapore che, 

attraversando la matrice suolo e le fondamenta dell’edificio, penetra 

all’interno della struttura stessa. 

La depressurizzazione dell’ambiente indoor può essere dovuta alla 

velocità del vento, alla differenza di temperatura indoor-outdoor e allo 

squilibrio (riduzione) dei meccanismi di ventilazione. 

L’effetto del vento e quello della temperatura sono dello stesso ordine di 

grandezza. In particolare, in riferimento all’effetto della temperatura, 

l’ambiente indoor si trova, generalmente, ad una temperatura maggiore 

rispetto a quella outdoor, di conseguenza la pressione indoor è minore 

di quella outdoor. Quindi, la depressurizzazione è presente soprattutto 

in inverno. 

36 



I valori di ΔP tipicamente variano tra 0 e 20 Pa. Il valore preso come 

default dall’EPA è di 4 Pa. 

Viscosità del vapore, μ air 

−5 

Questo parametro è assunto costante e pari a 1 . 81 ⋅10 

Pa ⋅s 

(o 

37 

−1 −1 

kg m s ) 

e corrisponde approssimativamente con la viscosità dell’aria a C 

o 

20 . 

Tempo medio di durata dei flussi di vapore, τ 

Indica la durata di esposizione ai flussi di vapore e viene presa 

coincidente con la durata di esposizione ED (spiegato più avanti). 

Parametri delle acque superficiali 

I casi possibili di interazione fra acque di falda e acque superficiali sono 

diversi, i principali sono schematizzati nella figura sottostante. 

Il caso più importante in questo contesto, ed anche l’unico qui preso in 

considerazione, è il caso (b), cioè il caso in cui sia l’acqua di falda ad 

alimentare il corpo idrico superficiale. 

Per la spiegazione dei parametri di seguito introdotti è utile riportare anche lo 

schema della miscelazione del contaminante nel corpo idrico superficiale 

trattata più avanti. 



Nella tabella sottostante sono elencati i parametri geometrici e fisici 

caratteristici relativi alle acque superficiali. 

Larghezza del corpo idrico superficiale, sw W 

Rappresenta la larghezza della sezione del corso d’acqua. 

Poiché tale parametro varia al variare della portata, si può assumere 

come stima conservativa, il suo valore misurato in periodi di magra. 

Sezione trasversale del corpo idrico superficiale, S sw 

Rappresenta la sezione del fiume ortogonale al verso di scorrimento 

delle acque nel punto in cui sfocia il plume di falda. Tale parametro è 

necessario soltanto se il modello è applicato ad un fiume o un corso 

d’acqua e può essere calcolato come prodotto fra altezza idrometrica e 

larghezza del fiume. 

Velocità dell’acqua del corpo idrico superficiale, v sw 

Poiché in una generica sezione di un fiume la velocità non è costante 

lungo la sua larghezza si utilizza il valore medio. 

38 




W sw Larghezza del corpo idrico superficiale 

S sw Sezione trasversale del corpo idrico superficiale 

v sw Velocità dell’acqua del corpo idrico superficiale 

Q sw Portata del corpo idrico superficiale 

d sw Spessore della falda 

V 

Volume del corpo idrico per la miscelazione 

b sw Altezza idrometrica 

L reach Larghezza del plume contaminato 

L p Distanza fra sorgente in falda e corpo idrico 

Frac Frazione di volume di controllo per la miscelazione 

h gw Potenziale idraulico della falda 

h sw Potenziale idraulico del corpo idrico 

f ocs Contenuto di carbonio organico nei sedimenti 

D 

ysw 

Coefficiente di dispersione laterale 

Q gw Portata della falda 

i sw Cadente piezometrica tra falda e pelo libero del corpo id. sup. 

λ Coefficiente di degradazione della sostanza nelle acque superficiali 

sw 

Portata del corpo idrico superficiale, Q sw 

Rappresenta la quantità di acqua del corpo idrico superficiale che entra 

all’interno del volume di miscelazione nell’unità di tempo, ed è definita 

dalla: 

Q = S ⋅ v 

sw 

sw 

sw 

Nel caso di fiume questa è pari alla portata del fiume stesso a monte 

della zona di miscelazione. 

Nel caso di lago si dovrà tenere conto di eventuali affluenti. 

La portata di un corso d’acqua è un parametro che subisce continue 

variazioni, e non è possibile quindi far riferimento ad un unico valore. 

Occorre pertanto trovare una stima che sia rappresentativa dei valori 

che può assumere: si potrebbe far riferimento alla portata media 

39 



annua, oppure alla portata massima registrata in un certo periodo di 

tempo nel caso in cui si voglia una stima conservativa. 

Spessore (altezza) della falda, d sw 

Rappresenta lo spessore di falda che interseca il corpo idrico. 

E’ un parametro sito-specifico non necessariamente pari all’intera 

profondità della falda nel caso in cui la falda penetri solo parzialmente 

il corpo idrico. 

Volume del corpo idrico per la miscelazione, V 

Rappresenta quel volume d’acqua del corpo idrico superficiale 

all’interno del quale si ipotizza che avvenga la miscelazione. 

E’ a tutti gli effetti un volume di controllo. 

Nel caso in cui il modello sia applicato a fiumi o corsi d’acqua tale 

parametro è dato dal prodotto fra la sezione trasversale del fiume e lo 

spessore di falda che si immette nel fiume; 

V = S sw ⋅ d 

sw 

nel caso in cui il corpo idrico recettore sia un lago invece si fa 

riferimento a quel volume d’acqua contenuto nel bacino, all’interno del 

quale avviene la miscelazione: può essere pari all’intero volume del lago 

o ad una sua frazione. E’ in ogni caso un parametro acquisibile solo 

con indagini in sito. 

Altezza idrometrica, b sw 

Rappresenta l’altezza del pelo libero del copro idrico rispetto ad un 

livello determinato (zero idrometrico), di solito coincidente con la base 

del letto del corpo idrico. 

Viene determinato a mezzo di un asta graduata, detta idrometro, 

saldamente posta su una sponda del corpo idrico. 

Poiché il livello di un corpo idrico varia continuamente, per una stima 

conservativa, si può assumere il minimo valore riscontrato in un certo 

periodo. 

Larghezza del plume, L reach 

Rappresenta la larghezza del plume di falda nel punto in cui si 

interseca con il corpo idrico. 

40 



Viene calcolata come quella estensione laterale (direzione y) del plume 

all’interno della quale la concentrazione del contaminante resta 

superiore al 5% della concentrazione massima, C max , che si ha per 

sull’asse del plume. 

Per la funzione C ( x y, 

z) 

, si può utilizzare il modello di Domenico (vedi 

Appendice G), oppure valutato in sito a mezzo di indagini. 

Distanza fra la sorgente in falda e bordo del corpo idrico, L p 

Rappresenta la distanza percorsa dal plume di falda dal punto in cui il 

percolato raggiunge la tavola d’acqua fino al bordo del corpo idrico 

recettore. 

Tale parametro non entra direttamente nelle formule delle acque 

superficiali, ma è necessario per l’utilizzo della formula di Domenico per 

il calcolo di L reach . In pratica, facendo riferimento alla figura sopra, L reach 

viene valutato studiando la funzione ( x L , y, 

0) 

C p 

= . 

Frazione di volume di controllo per la miscelazione, Frac 

Parametro adimensionale che varia fra 0 e1 e determina la frazione di 

volume di controllo all’interno del quale avviene la miscelazione. 

Se la miscelazione avviene sull’intero volume disponibile per la 

miscelazione (V ) si ha Frac = 1. 

41 



Potenziale idraulico della falda, h gw 

Il potenziale (o carico) idraulico associato ad una massa fluida viene 

determinato dalla seguente relazione: 

h gw 

dove: 

2 

P v 

= z + + 

γ 2g 

z è quota della massa fluida rispetto ad un livello determinato; 

P è la pressione a cui è soggetta la massa fluida; 

γ è il peso specifico del fluido. 

Potenziale idraulico del corpo idrico, h sw 

Rappresenta il potenziale idraulico di un fiume o di un corso d’acqua. 

Poiché le correnti a pelo libero sono soggette ad una pressione costante, 

coincidente con la pressione atmosferica, che viene presa come 

riferimento, al calcolo del potenziale contribuiscono solo i termini 

relativi alla quota e alla velocità media: 

h sw 

2 

v 

= z + 

2g 

Contenuto di carbonio organico nei sedimenti, f ocs 

Rappresenta il contenuto di carbonio organico presente nei sedimenti, e 

dovrebbe essere sempre misurato sperimentalmente. 

Questo parametro è gia stato descritto 

Coefficiente di dispersione laterale, D ysw 

Fornisce una indicazione quantitativa della efficacia del mescolamento 

laterale in un corpo d’acqua superficiale. Può essere stimato dalla 

relazione: 

D = C ⋅ d ⋅ v 

ysw 

dove: 

' 

sw 

C è un fattore che tiene conto delle irregolarità della sezione del canale 

in prossimità dell’immissione del contaminante, e vale: 

C = 0. 

1 per canali rettangolari; 

C = 0. 

3 per canali in condotte; 

42 



C = 0. 

6 per canali naturali poco tortuosi; 

C = 1. 

0 per canali molto tortuosi; 

C = 1. 

3 per canali con angoli di 90° o più. 

d è la profondità del corpo idrico; 

' 

v sw è la velocità trasversale, data dalla: 

v = g ⋅ d ⋅ S 

' 

sw 

l 

nella quale S l è la pendenza del canale. 

Alternativamente 

del fiume. 

Portata della falda, Q gw 

' 

v sw può essere posta pari al 10% della velocità media 

Rappresenta il volume d’acqua che la falda immette nel volume di 

controllo del corpo idrico superficiale nell’unità di tempo. 

E’ possibile calcolarla attraverso la legge di Darcy: 

Q = K ⋅ A ⋅ i 

gw 

dove: 

sat 

gw 

gw 

A gw : area attraverso cui l’acqua di falda affluisce nel corpo idrico 

recettore; è data dal prodotto fra lo spessore (altezza) del plume di falda 

che scarica nel corpo idrico d sw , e la larghezza del plume di falda lungo il 

bordo del corpo idrico superficiale (in direzione di scorrimento dell’acqua) 

L reach . 

i sw : cadente piezometrica data dal rapporto fra il dislivello esistente fra 

falda e pelo libero del corpo idrico superficiale e la distanza L f tra i punti 

tra cui questo dislivello è misurato (vedere figura): 

i 

sw 

h 

= 

gw 

− h 

L 

f 

sw 

43 



Questa cadente può essere diversa dalla cadente che governa il moto 

della la falda: questo sia perché la presenza del corpo idrico modifica tale 

parametro, sia perché in prossimità di un corpo idrico la granulometria 

del terreno può subire variazioni che influiscono sul moto della falda. 

La stima di questo parametro può essere effettuata a mezzo di piezometri 

disposti in punti opportunamente scelti. 

Coefficiente di degradazione della sostanza nelle acque superficiali, λ sw 

Tale parametro tiene conto di eventuali processi di biodegradazione delle 

sostanze inquinanti all’interno delle acque superficiali. 

Dimensionalmente è l’inverso di un tempo ed stimato in laboratorio. In 

mancanza di stime o in analisi di livello 1 viene posto uguale a zero. 

44 



6. Simboli e valori di default 

Di seguito è riportata la lista dei principali simboli utilizzati nelle sezioni 

precedenti e in quelle che seguiranno, con le relative unità di misura. 

La lista è tratta dal documento APAT, pertanto, in alcuni casi, i simboli non 

coincidono esattamente con quelli utilizzati, è opportuno quindi fare 

riferimento anzitutto al significato del parametro e alle sue unità di misura. 

Al termine di questa lista, è riportata una tabella, sempre estratta dal 

documento APAT, in cui sono indicati valori di default “sito generici” per i 

principali parametri visti. Questi valori potrebbero essere utilizzati, ad esempio, 

per un AdR di livello 1. 

45 



46 



47 



48 



49 



50 



51 



7. Vie di migrazione: stima dei fattori di trasporto 

I fattori di trasporto intervengono nella valutazione delle esposizioni indirette 

ovvero laddove eventuali contaminanti possono raggiungere i bersagli solo 

attraverso la migrazione dal comparto ambientale sorgente della 


Nell’AdR questo aspetto assume notevole rilevanza dovuta al fatto che una 

sottostima o sovrastima dei fattori di trasporto porta a valori del rischio e degli 

obiettivi di bonifica rispettivamente troppo bassi o troppo alti. 

Lo schema generale che descrive come questi fattori intervengano nel processo 

di analisi viene illustrato nella figura sottostante: 

Valutata la concentrazione della sorgente, si calcola la concentrazione al punto 

di esposizione attraverso la seguente relazione: 

C = FT ⋅ C 

poe 

Concentrazione 

alla sorgente 

Cs 

s 

Fattori di 

trasporto 

FT 

Il fattore di trasporto FT , tiene conto dei fenomeni di attenuazione che 

intervengono durante la migrazione dei contaminanti. 

In questi appunti i valori di FT sono determinati o attraverso valori di default 

sito-generici oppure attraverso semplici relazioni analitiche. Come si vedrà 

nella parte dell’AdR, gli FT possono essere determinati, in modo molto più 

accurato, attraverso modelli numerici più complessi. 

Nella tabella sotto riportata sono elencati i fattori di trasporto che intervengono 

nella procedura di analisi di rischio di livello 2: 

Concentrazione nel 

punto di esposizione 

Cpoe 

52 



Fattore di trasporto Simbolo 

fattore di lisciviazione in falda da suolo superficiale e/o 

profondo; 

fattore di attenuazione in falda; DAF 

fattore di volatilizzazione di vapori outdoor da suolo 

superficiale; 

fattore di volatilizzazione di vapori outdoor da suolo 

profondo; 

LF 

VFss 

VFsamb 

fattore di volatilizzazione di vapori outdoor da falda; VFwamb 

emissione di particolato outdoor da suolo superficiale; PEF 

emissione di particolato indoor da suolo superficiale; PEFin 

fattore di volatilizzazione di vapori indoor da suolo; VFsesp 

fattore di volatilizzazione di vapori indoor da falda; VFwesp 

fattore di migrazione dall’acqua di falda all’acqua 

superficiale. 

RDF 

Nelle sezioni successive sono brevemente riportate le relazioni che esprimono i 

vari FT. Generalmente esse sono state ricavate imponendo le seguenti 

condizioni: 

la concentrazione degli inquinanti è uniformemente distribuita nel 

volume contaminato ed è costante per tutto il periodo di esposizione; 

terreno omogeneo, isotropo e incoerente (si escludono quindi i suoli 

porosi per fessurazione, i quali necessitano di modellistica specifica 

corrispondente ad un livello 3 di analisi); 

non si considerano fenomeni di biodegradazione o meccanismi di 

degradazione/trasformazione delle sostanze inquinanti nel suolo, in 

soluzione nell’acqua o in fase vapore. 

7.1. Lisciviazione e dispersione in falda, LF e DAF 

La lisciviazione consiste nell’infiltrazione d’acqua piovana all’interno del suolo 

che, a contatto con i contaminanti, dà origine alla formazione di un eluato che 

percola attraverso lo strato insaturo (zona vadosa) fino a raggiungere la falda, 

dove poi avvengono fenomeni di diluizione, trasporto e dispersione. 

Nella figura sottostante viene rappresentato schematicamente tale meccanismo 

di trasporto, nel caso di contaminazione di suolo profondo. 

53 



Fattore di lisciviazione, LF 

Il fattore di lisciviazione consente di valutare l’attenuazione subita dalla 

concentrazione di contaminante dovuta al trasporto dalla sorgente di 

contaminazione, dal suolo profondo o superficiale, alla falda a causa 

dell’infiltrazione d’acqua nello strato insaturo di suolo ed alla successiva 

diluizione nell’acquifero superficiale. 

Tale fattore è definito come (figura sopra): 

C 

LF = 

C 

dove: 

Lmf 

s 

⎡ mg l 

⎢ 

⎣mg 

kg 

acqua 

suolo 

⎤ 

⎥ 

⎦ 

C s : concentrazione alla sorgente, in termini di massa di contaminante per 

massa di suolo ( mg kg suolo ) 

C Lmf : concentrazione nell’acqua di falda ( lacqua 

mg ) 

54 



Per calcolo di questo fattore si usa la relazione: 

K sw ⋅ SAM 

LF = 

LDF 

K sw è un fattore di partizione che esprime il rapporto fra la concentrazione alla 

sorgente riferita alla massa di suolo, Cs, e quella, sempre alla sorgente, in 

soluzione, CL1: 

K 

Se consideriamo un volume generico di sorgente, V b , la massa totale di 

contaminante, M I , può essere espressa in due diversi modi: 

M = C ρ V 

I 

S 

S 

b 

e, ricordando la ripartiaizone del contaminante nelle tre fasi del terreno, 

( K d ⋅ ρ s + θW 

+ H ⋅θ 

a ) CL 

Vb 

M I = 

1 

Dalle quali: 

K 

sw 

sw 

= 

( K ⋅ ρ + θ + H ⋅θ 

) 

d 

s 

ρ 

S 

W 

a 

Il valore che si ottiene per la concentrazione in soluzione non deve essere 

superiore al limite di solubilità. Dovrà allora essere verificata la seguente 

condizione: 

CL1 C 

= 

C 

L1 

≤ X ⋅ S 

dove X e S sono rispettivamente la frazione molare e la solubilità del 

contaminante. 

S 

LDF (Leachate Diluition Factor): rappresenta l’attenuazione del contaminante in 

seguito alla sua diluizione nell’acqua della falda. 

C 

LDF = 

C 

L1 

Lmf 

Anzitutto si fa l’ipotesi che la concentrazione nell’eluato in prossimità della 

sorgente, coincidente con C L1, 

sia uguale a quella dell’eluato in corrispondenza 

della piezometrica della falda, C L1' 

. 

Quindi si definiscono la portata ( m s 

3 

) di acqua in falda dovuta al 

percolamento, Q, e la portata d’acqua ( m s 

3 

) che giunge da monte, P come: 

55 



Q = I ⋅W 

⋅ S 

ef 

gw 

gw 

W 

P = v ⋅δ 

⋅ S 

W 

È facile intuire che la massa di contaminante la massa per unità di volume e di 

tempo che entra in falda è: 

Q ⋅ CL1 

Questa, si trova ora ad essere diluita in un volume, sempre per unità di tempo, 

di acqua pari a: 

Q + P 

Da cui: 

C 

Lmf 

Q ⋅ CL1 

= 

Q + P 

E quindi 

Q + P 

LDF = = 1 + 

Q 

P 

Q 

v 

= 1+ 

I 

gw 

ef 

⋅δ 

gw 

⋅W 

SAM (Soil Atteuation Model): è un fattore che tiene conto del non rispetto 

dell’ipotesi C L1 

= CL1' 

, e definito come: 

56 



C 

SAM = 

C 

L1' 

L1 

L’ipotesi citata è attendibile solo se la sorgente e la superficie piezometrica della 

falda sono abbastanza vicine. In caso contrario, possono intervenire vari fattori, 

fra i quali la diluizione, la biodegradazione e la volatilizzazione. 

La formulazione più semplice tiene solo conto della diluizione, valutata nel 

seguente modo: 

La massa totale del contaminante contenuta nella sorgente è data dalla: 

( K ⋅ ρ + θ + H ⋅θ 

) C V = ( K ⋅ ρ + θ + H ⋅θ 

) C ( W ⋅ S d ) 

M ⋅ 

I = d s W 

a L1 

b d s W 

a L1 

Questa massa, una volta passata anche nella zona sottostante deve 

conservarsi, e vale: 

( K ⋅ ρ + θ + H ⋅θ 

) C ( W ⋅ S L ) 

M ⋅ 

I = d s W 

a L1' 

Uguagliando, è facile vedere che: 

C 

C 

L1' 

SAM = = 

L1 

d 

L 

S 

F 

Usando le relazioni viste si ottiene infine: 

LF = 

K 

⋅ SAM 

= 

LDF 

sw 

( K ⋅ ρ + θ + H ⋅θ 

) 

d 

s 

W 

ρ 

w 

S 

a 

F 

⎛ V 

⎜1+ 

⎜ 

⎝ I 

gw 

ef 

⋅δ 

gw 

⋅W 

d 

⎞ L 

⎟ 

⎠ 

Fattore di attenuazione laterale in falda, DAF 

Il fattore DAF (Diluition Attenuation Factor) esprime il rapporto tra la 

concentrazione di un contaminante in corrispondenza della sorgente 

secondaria in falda, C Lfalda e la concentrazione al punto di esposizione C Lpoe , 

situato a valle della sorgente rispetto al flusso di falda ad una distanza: 

C 

DAF = 

C 

Lfalda 

Lpoe 

⎡mg 

l 

⎢ 

⎢⎣ 

mg l 

acqua 

acqua 

⎤ 

⎥ 

⎥⎦ 

Nel caso di concentrazione stimata in falda a partire dalla lisciviazione dal 

suolo, si ha C Lfalda = CLmf 

La modellizzazione di questo fattore è abbastanza complessa. Solitamente si 

adotta il “modello di Domenico”. 

S 

F 

w 

s 

57 



Questo modello fornisce la distribuzione delle concentrazioni in un dominio 

spaziale tridimensionale, in regime variabile, per effetto dell’ emissione 

continua di un contaminante da una sorgente areale, costituita da un piano 

perpendicolare alla direzione del flusso della falda idrica, avente dimensioni 

trasversale S W e verticale δ gw . 

Orientando l’asse delle x lungo la direzione del flusso di falda, e gli altri due 

assi come mostrato in figura la distribuzione delle concentrazioni è data dalla 

seguente equazione: 

C 

L 

( x, 

y, 

z, 

t) 

C 

L0 

⎡ ⎛ 

⎢ ⎜ y + 0. 

5S 

erf 

⎢ ⎜ 

⎣ ⎝ 

2 α y x 

1 ⎡ x ⎛ 

= exp⎢ 

⎜1− 

8 ⎜ 

⎢⎣ 

2α 

x ⎝ 

W 

⎞ ⎛ 

⎟ ⎜ y − 0. 

5S 

− erf 

⎟ ⎜ 

⎠ ⎝ 

2 α y x 

⎡ 

4λα 

⎤ xR 

⎢ Rx − vet 

1+ 

⎥ 

4λα 

⎞⎤ 

⎥ ⋅ 

⎢ 

v 

xR 

e 

1+ 

⎟ erfc 

⎥ 

⋅ 

v ⎟ 

⎥ 

⎢ 

⎥ 

e ⎠⎦ 

2 α xve 

Rt 

⎢ 

⎥ 

⎢⎣ 

⎥⎦ 

W 

⎞⎤ 

⎡ ⎛ ⎞ ⎛ ⎞⎤ 

⎟ 

z + δ gw z − δ gw 

⎥ ⋅ ⎢erf 

⎜ ⎟ − erf ⎜ ⎟⎥ 

⎟⎥ 

⎢ ⎜ ⎟ ⎜ ⎟ 

⎠⎦ 

⎣ ⎝ 2 α z x ⎠ ⎝ 2 α z x ⎠⎥⎦ 

Dove tutti i simboli sono noti, ma si ricorda che: 

λ è il coefficiente di degradazione, 

R è il fattore di ritardo dovuto all’assorbimento del contaminante su matrice 

solida, di cui si dirà fra poco. 

58 



Si ricorda inoltre che le due funzioni erf e erfc indicano la funzione errore e il 

suo complementare: 

erf 

2 

x 

2 

t 

( x) 

= ∫ e dt , erfc( 

x) 

= 1− 

erf ( x) 

− 

π 

0 

E che, fra le altre, godono delle proprietà: 

0 ⇒ erf ( 0) 

= 0 , ( 0) 

= 1 

∞ ⇒ erf ( x) 

→1 

, erfc( 

) → 0 

−∞ ⇒ erf ( x) 

→ −1 

, erfc( 

) → 2 

( − x) 

= erf ( x) 

, erfc( 

−x) 

erfc( 

x) 

x = erfc 

x → x 

x → x 

erf = 

Nel grafico sottostante è riportato l’andamento di queste funzioni. 

L’unico fattore dipendente dal tempo nell’equazione sopra riportata è quello 

espresso dalla funzione erfc. L’argomento della erfc per t → ∞ tende a − ∞ , cioè 

per t sufficientemente grandi questo termine può essere approssimato a 2 

ottenedo così la relazione stazionaria: 

C 

L 

( x, 

y, 

z) 

C 

L0 

= 

⎡ ⎛ 

⎢ ⎜ y + 0. 

5S 

erf 

⎢ ⎜ 

⎣ ⎝ 

2 α y x 

1 ⎡ x ⎛ 

exp⎢ 

⎜1− 

4 ⎜ 

⎢⎣ 

2α 

x ⎝ 

W 

⎞ ⎛ 

⎟ ⎜ y − 0. 

5S 

− erf 

⎟ ⎜ 

⎠ ⎝ 

2 α y x 

4λα 

⎞⎤ 

x R 

1+ 

⎟⎥ 

⋅ 

v ⎟ 

e ⎠⎥⎦ 

W 

⎞⎤ 

⎡ ⎛ ⎞ ⎛ ⎞⎤ 

⎟ 

z + δ gw z − δ gw 

⎥ ⋅ ⎢erf 

⎜ ⎟ − erf ⎜ ⎟⎥ 

⎟⎥ 

⎢ ⎜ ⎟ ⎜ ⎟ 

⎠⎦ 

⎣ ⎝ 2 α z x ⎠ ⎝ 2 α z x ⎠⎥⎦ 

59 



Una ulteriore semplificazione di questa relazione può essere ottenuta 

ragionando solo lungo l’asse delle x, lungo il quale si hanno i valori massimi di 

concentrazione (ricordare che erf(-x) = -erf(x) ): 

C 

L 

( x, 

0, 

0) 

C 

L0 

⎡ x ⎛ 4λα 

R ⎞⎤ 

⎛ ⎞ ⎛ ⎞ 

⎜ S ⎟ δ 

⎢ ⎜ 

x ⎟ 

W 

gw 

= exp 1− 

1+ 

⎥ ⋅ erf ⋅ erf ⎜ ⎟ 

⎜ 

⎟ 

⎢ 

⎥ 

⎜ ⎟ ⎜ ⎟ 

⎣ 

2α 

x ⎝ ve 

⎠⎦ 

⎝ 

4 α y x 

⎠ ⎝ 2 α z x ⎠ 

Nel caso in cui tutto l’acquifero sia interessato dalla contaminazione, cioè 

δ = d , è ragionevole pensare che in breve spazio o tempo si ottenga una 

gw 

a 

omogeneizzazione lungo la direzione z, che analiticamente significa α = 0: 

ciò 

comporta una ulteriore semplificazione: 

C 

L 

( x, 

0, 

0) 

C 

L0 

⎡ x ⎛ 4λα 

⎞⎤ 

⎛ ⎞ 

⎢ ⎜ 

x R 

⎥ ⋅ ⎜ S 

⎟ 

W 

= exp 1− 

1+ 

erf ⎟ 

⎜ 

⎟ 

⎢ 

⎥ 

⎜ ⎟ 

⎣ 

2α 

x ⎝ ve 

⎠⎦ 

⎝ 

4 α y x 

⎠ 

Tenuto conto di questi risultati e ponendo: 

C Lfalda = C L0 

e C Lpoe = C L ( x, 

0, 

0) 

Si ha che: 

δ < d 

gw 

gw 

a 

δ = d 

a 

C 

DAF = 

C 

C 

DAF = 

C 

Lfalda 

Lpoe 

Lfalda 

Lpoe 

⎧ 

⎪ ⎡ x ⎛ 

= ⎨exp⎢ 

⎜1− 

⎪⎩ ⎢⎣ 

2α 

⎜ 

x ⎝ 

⎧ 

⎪ ⎡ x ⎛ 

= ⎨exp⎢ 

⎜1− 

⎪⎩ ⎢⎣ 

2α 

⎜ 

x ⎝ 

4λα 

R ⎞⎤ 

⎛ ⎞ ⎛ ⎞⎫ 

⎪ 

1 

⎜ S ⎟ δ 

x ⎟ 

W 

⋅ ⎜ gw 

+ ⎥ ⋅ erf erf ⎟ 

⎟ ⎜ 

⎬ 

v ⎥ 4 ⎟ ⎜ 2 ⎟ 

e ⎠⎦ 

⎝ 

α y x 

⎠ ⎝ α z x ⎠⎪⎭ 

4λα 

⎞⎤ 

⎛ ⎞ ⎫ 

x R 

⎪ 

1 

⎜ S 

⎟ 

W 

+ ⎥ ⋅ erf ⎟ ⋅ 

⎟ ⎜ 

⎬ 

v ⎥ 4 ⎟ 

e ⎠⎦ 

⎝ 

α y x 

⎠ ⎪⎭ 

Il fattore di ritardo R solitamente è stimato dalla relazione: 

R 

= 1 + 

K d 

ρ 

ϑ 

s 

T 

Per quanto riguarda i valori di λ questi sono generalmente forniti per le varie 

sostanze di interesse, come quelle riportate nella tabella sottostante: 

−1 

60 


z 

−1


Spesso però, come già detto in precedenza, per AdR di livello 1 e 2 si pone λ = 0 

, cioè non si considerano processi di degradazione. In questo caso le relazioni 

dei DAF sono ulteriormente semplificate: 

δ < d 

gw 

gw 

a 

δ = d 

a 

C 

DAF = 

C 

C 

DAF = 

C 

Lfalda 

Lpoe 

Lfalda 

Lpoe 

⎧ 

⎫ 

⎪ 

⎛ ⎞ ⎛ ⎞ 

⎜ S ⎟ δ 

W 

⎪ 

⎨ 

⎜ gw 

= erf ⋅ erf ⎟ 

⎜ 

⎬ 

⎪⎩ 

4 ⎟ ⎜ 2 ⎟ 

⎝ 

α y x 

⎠ ⎝ α z x ⎠⎪⎭ 

⎧ 

⎫ 

⎪ 

⎛ ⎞ 

⎜ SW 

⎪ 

= 

⎟ 

⎨erf 

⋅ 

⎜ 

⎬ 

⎪⎩ 

4 ⎟ 

⎝ 

α y x 

⎠ ⎪⎭ 

7.2. Volatilizzazione in ambienti aperti (VFss, VFsamb, VFwamb) 

−1 

Sono ora presi in esame i fattori di trasporto legati alla volatilità del 

contaminante che, presente nel suolo o nella falda, può in parte trovarsi in fase 

vapore e migrare verso la superficie (figura sottostante). 

La descrizione dettagliata di questi fattori di trasporto è spesso molto 

complessa (vedere ad esempio la trattazione riportata nella Appendice D del 

documento APAT), pertanto di seguito si riportano praticamente solo le 

relazioni finali. 

Uno dei parametri più importanti per la descrizione di questo fenomeno è la 

zona di miscelazione in aria, δ air , già precedentemente definita come il volume 

di aria all’interno del quale si ipotizza avvenga la miscelazione tra i 

contaminanti volatili provenienti dal suolo e l’aria stessa. 

−1 

61 



Volatilizzazione di vapori outdoor da suolo superficiale, VFss 

Il fenomeno di volatilizzazione di vapori da suolo superficiale (SS) in ambienti 

aperti (outdoor) è un processo secondo il quale i flussi di vapore, tipicamente di 

sostanze organiche, presenti nella porzione superficiale di terreno migrano 

verso l’aria al di sopra della superficie del terreno stesso (vedere figura sopra). 

Il fattore di volatilizzazione in aria outdoor da SS si esprime come rapporto tra 

la concentrazione della specie chimica nel punto di esposizione (in aria), Cair, e 

quella in corrispondenza della sorgente di contaminazione (suolo superficiale) 

Cs: 

VF 

ss 

C 

= 

C 

air 

s 

⎡ mg m 

⎢ 

⎣mg 

kg 

3 

aria 

suolo 

⎤ 

⎥ 

⎦ 

Per il calcolo di questo termine si prendono in considerazione due modelli. 

Il primo (modello di Juri) descrive il processo di diffusione degli inquinanti in 

atmosfera provenienti da una colonna di suolo contaminato dal piano 

campagna fino ad una certa profondità. Questa profondità può essere finita 

(modello a sorgente finita) oppure infinita (modello a sorgente infinita). In 

62 



questo ambito, in via cautelativa, si adotta come soluzione per la stima del 

fattore di volatilizzazione il modello a sorgente infinita, col quale si ottiene la 

soluzione: 

VF 

ss 

= 

U 

Dove : 

' 

eff 

2W s Ds 

H 

3 

air 

ρ 

δ 

air 

πτ 

( ϑ + K ρ + Hϑ 

) 

w 

d 

s 

a 

⋅10 

eff 

Ds è il coefficiente di diffusione effettiva del suolo ( cm s 

2 

) che viene calcolato 

dalla: 

D 

eff 

s 

ϑ 

= Da 

θ 

3. 

33 

a 

2 

e 

Dw 

ϑ 

+ 

H θ 

3. 

33 

w 

2 

e 

Nella quale a D e D w sono rispettivamente i coefficienti di diffusione in aria e in 

acqua ( cm s 

2 

documento ISPESL). 

[ 1 ] 

) e che possono riportati nelle caratteristiche dei contaminati (p.e. 

Nella soluzione sopra riportata è interessante notare che il secondo fattore 

sotto radice esprime la partizione del contaminante in aria rispetto al totale. 

Va notato infine che il fattore moltiplicativo 1000 è necessario unicamente per 

potere utilizzare le unità di misura riportate nelle tabelle date nelle sezioni 

precedenti. 

Il secondo modello è essenzialmente un bilancio di massa, nel quale si eguaglia 

il valore massimo di massa che può entrare nel volume di miscelazione, che 

coincide con la massa totale del contaminante nel suolo superficiale, con quella 

che esce dal volume di miscelazione a causa del trasporto eolico nel tempo di 

esposizione τ : 

' 

S W dρ 

C = U δ S τ C 

' 

w 

s 

s 

air 

air 

' 

w 

air 

Dalla quale, tenuto conto del fattore 1000 per i cambi di unità di misura: 

VF 

= 

ss 

U air 

' 

W ρ sd 

⋅ 

δ τ 

air 

10 3 

[ 2] 

La relazione [1] è più completa della [2] in quanto tiene conto anche della 

partizione dell’inquinante nelle tre fasi del terreno (solida, liquida e gassosa) e 

della diffusività effettiva nel suolo. 

63 



Tuttavia, la [1] fornisce, per i composti volatili, valori di VFss troppo alti e 

quindi poco attendibili, mentre per i composti poco volatili i valori da essa 

ricavati sono sempre inferiori e più attendibili di quelli ottenuti dalla [2]. 

Per questo motivo, si procede al calcolo di entrambi i valori, dopodiché si 

sceglie il più basso. 

Volatilizzazione di vapori outdoor da suolo profondo, VFsamb 

Il fenomeno di volatilizzazione di vapori da suolo profondo (SP) in ambienti 

aperti è un processo secondo il quale le specie chimiche volatili presenti nel SP 

migrano verso la superficie del terreno ed inoltre si rimescolano con l’aria della 

zona posta al di sopra della sorgente contaminante. 

Il fattore di volatilizzazione in aria outdoor da SP si esprime come rapporto tra 


quella in corrispondenza della sorgente di contaminazione (suolo profondo): 

VF 

samb 

C 

= 

C 

air 

s 

⎡ mg m 

⎢ 

⎣mg 

kg 

3 

aria 

suolo 

⎤ 

⎥ 

⎦ 

Per il calcolo di questo termine si prendono in considerazione due modelli. 

Il primo (modello di Farmer) porta alla soluzione: 

VF 

samb 

= 

Hρ 

( ϑ + K ρ + Hϑ 

) 

w 

d 

s 

a 

s 

⎛ U airδ 

air L 

⎜ 

1+ 

eff ' 

⎝ Ds 

W 

s 

⋅10 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

Mentre il secondo adotta la stessa soluzione vista in precedenza e basata sul 

bilancio di massa: 

VF 

' 

W ρ sd 

s 

= ⋅ 

δ τ 

samb 

U air 

air 

10 3 

[ 2] 

Anche in questo caso valgono le stesse considerazioni fatte nella soluzione 

precedente, pertanto si procede al calcolo di entrambi i valori, dopodiché si 

sceglie il più basso. 

Volatilizzazione di vapori outdoor da falda, VFwamb 

Il fenomeno di volatilizzazione di vapori da falda (GW) in ambienti aperti è un 

processo secondo il quale le specie chimiche volatili, presenti in soluzione nelle 

acque di falda, migrano, sotto forma di vapori, verso la superficie del terreno, 

dove si mescolano con l’aria della zona sovrastante la sorgente contaminata. 

3 

[ 1 ] 

64 



Il fattore di volatilizzazione in aria outdoor da GW si esprime come rapporto tra 


quella in corrispondenza della sorgente di contaminazione (in falda): 

VF 

wamb 

C 

= 

C 

air 

s 

⎡mg 

m 

⎢ 

⎢⎣ 

mg l 

3 

aria 

acqua 

⎤ 

⎥ 

⎥⎦ 

Questo fattore di trasporto si ricava dalla relazione: 

VF 

wamb 

H 

= 

U airδ 

air L 

1+ 

eff 

D W 

w 

GW 

' 

⋅10 

3 

Dove il coefficiente di diffusione effettiva in acqua, 

D 

eff 

w 

= 

⎛ h 

⎜ 

⎝ D 

( h + h ) 

cap 

cap 

eff 

cap 

v 

h 

+ 

D 

v 

eff 

s 

⎞ 

⎟ 

⎠ 

eff 

D w , è dato dalla: 

Nella quale, il coefficiente di diffusione effettiva nella frangia capillare è dato 

dalla: 

D 

eff 

cap 

ϑ 

= Da 

θ 

3. 

33 

a, 

cap 

2 

e 

D ϑ w 

+ 

H θ 

3. 

33 

w, 

cap 

2 

e 

7.3. Volatilizzazione in aria indoor 

Questo fenomeno può verificarsi nel caso in cui, in corrispondenza della zona 

di contaminazione, vi sia un edificio nel quale, a causa di eventuali fessurazioni 

nelle fondazioni o nei muri perimetrali dei locali interrati, si verifichi 

l’infiltrazione della fase volatile dei contaminanti. 

Nella figura sottostante si riporta lo schema relativo al fenomeno di 

volatilizzazione in ambienti confinati (indoor) nei due casi possibili, ossia 

sorgente di contaminazione nel suolo e sorgente di contaminazione nella falda. 

La modellizzazione dei fattori di trasporto coinvolti è abbastanza complicata, di 

seguito sono riportate solo le relazioni finali, rimandando per alcuni 

approfondimenti all’Appendice F del documento APAT. 

65 



Volatilizzazione di vapori indoor da suolo, VFsesp 

Il fattore di volatilizzazione in aria indoor da suolo, unico per SS e SP, si 

esprime come rapporto tra la concentrazione della specie chimica nel punto di 

esposizione (in aria indoor) Cpoe, e quella in corrispondenza della sorgente di 

contaminazione (suolo) Cs: 

VF 

sesp 

C 

= 

C 

poe 

s 

⎡ mg m 

⎢ 

⎣mg 

kg 

3 

aria 

suolo 

⎤ 

⎥ 

⎦ 

Anche in questo caso si usano due relazioni una basata su un modello più 

completo ed una sul bilancio di massa. 

La prima è 

VF 

sesp 

= 

Hρ 

( ϑ + K ρ + Hϑ 

) 

w 

eff 

Ds 

D 

1+ 

+ 

L L ER D 

T 

d 

b 

s 

s 

D 

eff 

s 

L L ER 3 

⋅10 

a T b 

eff 

s Lcrack 

eff 

crcack T 

L η 

[ 1 ] 

66 



Dove 

definito) e 

eff 

Ds è il coefficiente di diffusione effettiva attraverso la zona vadosa (già 

delle fondazioni: 

D 

eff 

crack 

ϑ 

= D 

a 

eff 

D crack è il coefficiente di diffusione effettiva attraverso le fenditure 

3. 

33 

a, 

crack 

2 

θ e 

D ϑ w 

+ 

H 

3. 

33 

w, 

crack 

2 

θ e 

Il procedimento che porta alla relazione del bilancio di massa non è banale 

(Appendice F del documento APAT), quindi si riporta di seguito solo la sua 

espressione finale: 

VF 

ρ d 

10 

s 3 

sesp = (SS) oppure 

LbERτ 

VF 

ρ d 

10 

s s 3 

sesp = (SP) 

LbERτ 

E’ da notare che, anche in questo caso, l’espressione ricavata non tiene conto 

né delle proprietà del terreno né di quelle del contaminante. 

Anche in questo caso, il fattore così calcolato viene confrontato con quello 

ottenuto dal del bilancio di massa, per poi utilizzarne il minimo dei due. 

Volatilizzazione di vapori indoor da falda, VFwesp 

La volatilizzazione indoor da falda si verifica quando sopra la zona di falda 

contaminata vi è un edificio nel quale avviene l’infiltrazione dei contaminanti. 

Il fattore di volatilizzazione in aria indoor da falda si esprime come rapporto tra 

la concentrazione della specie chimica nel punto di esposizione (in aria indoor) 

Cpoe, e quella in corrispondenza della sorgente di contaminazione (suolo) Cs: 

VF 

sesp 

C 

= 

C 

poe 

s 

⎡mg 

m 

⎢ 

⎢⎣ 

mg l 

3 

aria 

acqua 

⎤ 

⎥ 

⎥⎦ 

Contrariamente ai casi precedenti, in questo caso non si considera il bilancio di 

massa bensì un’unica relazione, della quale si rimanda all’appendice F del 

documento APAT per i dettagli: 

VF 

wesp 

eff 

Ds 

H 

LT 

LbER 

= 

⋅10 

eff 

eff 

Dw 

Dw 

Lcrack 

1+ 

+ eff 

L L ER D L η 

T 

b 

crcack 

T 

3 

67 



Dove 

eff 

Dcrack è il coefficiente di diffusione effettiva attraverso le fenditure delle 

fondazioni (già definito) e 

tavola d’acqua (già definito). 

eff 

D w è il coefficiente di diffusione effettiva attraverso la 

7.4. Emissione di particolato dal suolo indoor e outdoor, PEF 

Il fenomeno di emissione di particolato da suolo superficiale (SS) è un processo 

secondo il quale avviene il sollevamento di polveri dal suolo superficiale 

contaminato, a seguito di fenomeni di erosione, e il rimescolamento, e la 

conseguente diluizione di queste polveri con l’aria della zona sovrastante la 

sorgente di contaminazione. 

L’inalazione di tale particolato può avvenire sia in ambienti aperti che in 

ambienti confinati. 

Il fattore di emissione di particolato in aria outdoor da SS si esprime come 

rapporto tra la concentrazione della specie chimica nel punto di esposizione (in 

aria) e quella in corrispondenza della sorgente di contaminazione (nel suolo): 

C 

PEF = 

C 

poe 

ss 

⎡ mg m 

⎢ 

⎣mg 

kg 

3 

aria 

suolo 

⎤ 

⎥ 

⎦ 

Definita la portata di particolato da suolo superficiale per unità di superficie 

P e 

2 [ g ( cm s) 

] 

, per ambienti esterni il bilancio massa di particolato emessa – 

massa di particolato miscelata in aria, nel tempo τ, si può scrivere come: 

' ' 

' 

PeW 

S wτC 

ss = U airδ 

airS 

wC 

poeτ 

Dalla quale, tenuto conto del solito fattore 1000 per le unità di misura, si 

ottiene: 

' 

PeW 

PEF = 

U δ 

air 

air 

⋅10 

3 

In caso di ambienti indoor questo fattore può essere moltiplicato per la frazione 

di polveri che entrano nell’ambiente chiuso, Fi, che però, in via cautelativa, 

viene quasi sempre posto uguale a 1. 

Anche in questo caso il valore di PEF può essere moltiplicato per la frazione 

areale di fratture del suolo (1 in via cautelativa). 

7.5. Dispersione in aria outdoor, ADF 

68 



Il fattore di dispersione del contaminante in atmosfera (ADF - Air Dispersion 

Factor) si esprime come rapporto tra la concentrazione della specie chimica nel 

punto di esposizione, Cair, e quella in corrispondenza della sorgente di 

contaminazione Cs (figura sottostante): 

3 

C ⎡ 

air mg m 

ADF = ⎢ 3 

Cs 

⎣mg 

m 

aria 

aria 

⎤ 

⎥ 

⎦ 

La trattazione dettagliata della dispersione atmosferica di questo caso sarà 

fatta più avanti nel corso di Laboratorio di Dinamica degli Inquinanti. 

Al momento ci si limita a dire che per il calcolo di questo fattore si utilizza un 

approccio gaussiano, nel quale: 

- la sorgente è considerata tutta concentrata nel punto indicato in figura è 

' 

con una emissione di: U airδ 

air S wC 

s 

- il suolo è perfettamente riflettente 

- non vi sono limitazioni alla dispersione verticale. 

Sotto queste ipotesi, considerato un punto di esposizione al suolo ad una 

distanza x sottovento rispetto alla sorgente e posto sotto l’asse del plume di 

dispersione (condizione peggiore) si dimostra che l’ADF vale: 

δ 

ADF = 

πσ 

y 

air 

S 

' 

w 

⎛ 

exp⎜ 

− 

⎝ 

2 

air 

( ) ( ) ( ) ⎟⎟ ⎜ 2 

x σ x 2σ 

x 

z 

δ 

z 

⎞ 

⎠ 

7.6. Migrazione dall’acqua di falda alle acque superficiali, RDF 

69 



Questa via di migrazione non è più considerata nelle ultime versioni delle linee 

guida ministeriali. Ciò nonostante, questa parte viene comunque lasciata in 

questi appunti in quanto mostra l’approccio modellistico rimane valido. 

La migrazione dei contaminanti dall’acqua di falda all’acqua superficiale 

determina una contaminazione del corpo superficiale ricettore, che va 

determinata, nell’ipotesi di perfetto mescolamento tra acqua di falda ed acqua 

superficiale e di corpo idrico superficiale non inquinato. 

Facendo riferimento alla figura già vista in precedenza e allo schema 

semplificato sotto riportato, si può esprimere la concentrazione del 

contaminante in falda con quella a valle del corpo idrico superficiale mediante 

un semplice bilancio di massa: 

Q 

sw 

C 

0 

( Q + Q ) C = 0 

+ QgwC 

gw − sw gw sw 

Poiché in generale C 0


e acqua del corpo idrico ricevente, dove la zona di mescolamento è definita 

dalla seguente relazione: 

0. 

4W 

MZ = 

D 

2 

sw 

v 

y, 

sw 

sw 

71 



8. Modalità di esposizione e bersagli: di stima dei fattori di esposizione 

Le vie e le modalità di esposizione sono quelle mediante le quali il potenziale 

bersaglio entra in contatto con le specie chimiche contaminanti. 

Si ha una esposizione diretta se la via di esposizione coincide con la sorgente di 

contaminazione; si ha una esposizione indiretta nel caso in cui il contatto del 

recettore con la sostanza inquinante avviene a seguito della migrazione dello 

stesso e quindi avviene ad una certa distanza dalla sorgente. 

In generale, le vie di esposizione possono essere suddivise in quattro categorie: 

suolo superficiale (SS), 

aria outdoor (AO), 

aria indoor (AI), 

acqua profonda (GW) 

Ad ogni sorgente di contaminazione possono corrispondere più vie di 

esposizione, e pertanto in siti diversi si possono avere combinazioni diverse, a 

seconda delle caratteristiche specifiche del sito stesso. 

Per quanto riguarda i bersagli della contaminazione, ai fini dell’esecuzione di 

un’analisi di rischio sanitaria, questi sono esclusivamente umani. 

Tali ricettori sono differenziati in funzione: 

della loro localizzazione: infatti si devono prendere in considerazione nell’ 

analisi tutti i recettori umani compresi nell’area logica di influenza del 

sito potenzialmente contaminato. 

In tale ambito, si definiscono bersagli on-site quelli posti in 

corrispondenza della sorgente di contaminazione, e bersagli off-site quelli 

posti ad una certa distanza da questa. 

della destinazione d’uso del suolo; le quali possono essere differenziate 

in: 

o Residenziale, a cui corrispondono bersagli umani sia adulti che 

bambini (0-6 anni). 

Uno scenario di esposizione è Residenziale quando al suo interno 

sono presenti delle abitazioni che sono o potranno essere abitate. 

In questo territorio, i residenti sono in frequente contatto con gli 

inquinanti presenti, l’assunzione di sostanze inquinanti è 

72 



giornaliera e a lungo termine con possibilità quindi di generare 

elevati rischi di esposizione. 

o Ricreativo, a cui corrispondono bersagli umani sia adulti che 

bambini. 

In questo caso si intende definire un qualsiasi terreno in cui la 

gente spende un limitato periodo di tempo giocando, pescando, 

cacciando o svolgendo una qualsiasi attività esterna. 

Dal momento che possono essere incluse attività molto differenti 

tra loro è necessaria una descrizione sito-specifica per definire gli 

intervalli dei valori dei vari coefficienti di esposizione, che possono 

essere anche molto differenti tra loro. 

o Industriale/Commerciale, a cui corrispondono bersagli 

esclusivamente adulti. 

In questo scenario le persone esposte al maggior rischio di 

contaminazione sono i lavoratori presenti nel sito, i quali sono 

esposti alla contaminazione con frequenza praticamente 

giornaliera. 

Svolgendo attività fisiche impegnative i lavoratori presenti in sito 

saranno maggiormente esposti a determinate vie espositive. 

Per quanto riguarda il bersaglio bambini, in assenza di dati di esposizione sito- 

specifici, si intende individui aventi una età compresa tra 0 - 6 anni. 

Nella tabella sottostante sono riportate le tipologie di bersaglio considerato 

(adulto e/o bambino) e di esposizione (diretta o indiretta) in funzione della 

destinazione d’uso del suolo, della via e modalità di esposizione e della sorgente 

di contaminazione. 

73 



E’ quindi necessario reperire delle specifiche informazioni riguardanti l’area 

oggetto di indagine. 

Alcuni di queste informazioni riguardano: 

l’uso del sito attuale e la destinazione d'uso prevista dagli strumenti 

urbanistici; 

l’uso del suolo nell’intorno del sito (residenziale, industriale, 

commerciale, agricolo, ricreativo); 

la presenza di pozzi ad uso idropotabile; 

la distribuzione della popolazione residente e delle altre attività 

antropiche. 

8.1. Calcolo della portata effettiva di esposizione 

L’esposizione E [ ( kg d ) ] 

contaminante. 

mg rappresenta l’assunzione cronica giornaliera del 

Questo fattore è dato dal prodotto tra la concentrazione, calcolata in 

corrispondenza del punto di esposizione Cpoe, (es. mg l ), e la portata effettiva di 

esposizione EM, (es. ( kg d) 

l ), che può rappresentare la quantità di suolo 

ingerita, di aria inalata o di acqua contaminata bevuta al giorno per unità di 

peso corporeo: 

74 



E = C poe ⋅ EM 

Per la determinazione di entrambi i termini è necessario definire il modello 

concettuale del sito. 

La valutazione della portata effettiva di esposizione EM si traduce nella stima 

della dose giornaliera della matrice ambientale considerata, che può essere 

assunta dai recettori umani identificati nel modello concettuale. 

La stima della portata effettiva di esposizione EM ha, generalmente, carattere 

conservativo secondo il principio della esposizione massima ragionevolmente 

possibile, ed avviene usando l’espressione generica: 

CR ⋅ EF ⋅ ED 

EM = 

BW ⋅ AT ⋅ d y 

( 365 ) 

Dove CR è il tasso di contatto con il mezzo contaminato (es. l d , litri di acqua 

ingeriti al giorno). 

Gli altri simboli sono riportati nella tabella riportata di seguito. In particolare, 

con il simbolo AT si indica il tempo medio di esposizione di un individuo ad 

una data sostanza. Per le sostanze cancerogene l’esposizione è calcolata sulla 

durata media della vita, cioè 70 anni, mentre per quelle non cancerogene è 

mediata sull’effettivo periodo di esposizione (ED). Ne consegue che il rischio per 

sostanze cancerogene è relativo non al periodo di tempo della diretta 

esposizione, bensì a tutto l’arco della vita. 

Di seguito sono riportate le relazioni utilizzate per il calcolo della portata 

effettiva di esposizione per i diversi fattori di esposizione. 

I simboli utilizzati e i loro valori di default sono riportati nella tabella che 

segue. Notare che sono riportate le relazioni per ogni modalità di esposizione 

elencate nella tabella precedente (bersagli/esposizione). Le parentesi [ ] al 

numeratore raggruppano i fattori che definiscono CR : 

Contatto dermico: 

EM 

= 

[ ⋅ ⋅ ] ⋅ 

BW ⋅ AT ⋅( 

365d 

y) 

SA AF ASB EF ED 

Ingestione di suolo: [ IR ⋅ FI ] EF ⋅ ED 

EM = 

BW ⋅ AT ⋅( 

365d 

y) 

⎡ mg 

⎢ 

⎣kg 

d 

⎡ mg 

⎢ 

⎣kg 

d 

75 


⎤ 

⎥ 

⎦ 

⎤ 

⎥ 

⎦


Ingestione di vapori e polveri 

⎡B0 ⋅ EF ⎤ g EF ⋅ ED 

EM = 

⎣ ⎦ 

BW AT d y 

outdoor: ⋅ ⋅( 

365 ) 

Ingestione di vapori e polveri 

indoor: 

⎡Bi ⋅ EF ⎤ g EF ⋅ ED 

EM = 

⎣ ⎦ 

BW ⋅ AT ⋅ d y 

( 365 ) 

⎡ m 

⎢ 

⎣kg 

d 

3 

⎡ m 

⎢ 

⎣kg 

d 

3 

E’ importante notare che, fissata la destinazione d’uso del area interessata, la 

stima della portata effettiva di esposizione EM fornisce due valori: uno per la 

popolazione adulta, EMA, e uno per i bambini EMB . 

La portata effettiva di esposizione da utilizzare nell’analisi di rischio è la somma 

delle due: 

EM = EMA + EMB 

76 


⎤ 

⎥ 

⎦ 

⎤ 

⎥ 

⎦

Modello Concettuale

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