Risultati della prima campagna regionale per la

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U.O. Agenti Fisici
ACQUE POTABILI
E
RADIOATTIVITA’
Risultati della prima campagna
regionale per la misura
del contenuto di radioattività
nelle acque potabili lombarde
Milano, giugno 2004
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Questa relazione tecnica riporta i risultati della prima campagna regionale per il controllo della
radioattività naturale nelle acque ad uso potabile, attuata nel corso del 2003 in collaborazione tra
ARPA e la Regione Lombardia - Direzione Generale Sanità.
Tutti i prelievi sono stati effettuati a cura dei Dipartimenti di Prevenzione delle ASL competenti
per territorio, con l’eventuale supporto del Dipartimento ARPA locale. Le determinazioni analitiche
e la discussione dei risultati sono state effettuate a cura della U.O. Agenti Fisici del Dipartimento
ARPA di Milano.
La relazione riprende anche in appendice i risultati di alcune indagini già svolte in precedenza
da questo Dipartimento, autonomamente o in collaborazione con altri Dipartimenti ARPA. La
raccolta di tutti i dati ad oggi disponibili fornisce un quadro più esteso, anche se ancora incompleto,
del contenuto di radioattività delle acque lombarde e consente di individuare alcuni interessanti
spunti di approfondimento.
Si auspica che questa relazione riassuntiva dei dati ad oggi disponibili sul territorio lombardo
possa essere di interesse anche al di fuori del contesto regionale ed offrire spunti di riflessione e
discussione ai diversi enti che, a vario titolo ed in diversi ambiti, sono chiamati ad affrontare i
problemi posto dal D.L.vo 31/01 sulla qualità delle acque destinate al consumo umano.
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INDICE
I.
Acque potabili e radioattività
p. 3
II.
Riferimenti normativi ed impostazione dei controlli
A. Il D.L.vo 31/01 e l’impostazione dei controlli
B. La raccomandazione 2001/928/Euratom sulla tutela della
popolazione contro l’esposizione al radon nell’acqua potabile
p. 3
p. 3
p. 6
III.
Alcune considerazioni preliminari
p. 7
IV.
La campagna regionale 2003
p. 8
V.
Metodi di campionamento e misura
A. Misura dell’attività alfa e beta totale e del trizio
B. Misura del radio-226
p. 10
p. 10
p. 10
VI.
Risultati
A. Attività alfa totale e radio-226
B. Attività beta totale e trizio
C. Stime di dose
p. 10
p. 13
p. 14
p. 16
VII.
Conclusioni e possibili sviluppi di indagine
p. 17
VIII.
Ringraziamenti
p. 18
IX.
Riferimenti bibliografici
p. 19
X.
Appendici
1. Il controllo radiometrico delle acque potabili in Lombardia: la città di
Milano
2. Il controllo radiometrico delle acque potabili in Lombardia:
Parabiago e comuni limitrofi
3. Il controllo radiometrico delle acque potabili in Lombardia: la Val di
Staffora
Documento predisposto da:
Rosella Rusconi e Maurizio Forte
ARPA Lombardia – Dipartimento di Milano
2
p. 20
p. 25
p. 30
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I.
ACQUE POTABILI E RADIOATTIVITA’
L’acqua utilizzata a scopo potabile può contenere sostanze radioattive di origine artificiale e
contiene, normalmente, sostanze radioattive di origine naturale.
La presenza di sostanze radioattive artificiali è dovuta a contaminazioni della falda causate da
incidenti con immissione di radioattività nell’ambiente; nelle prime settimane dopo l’incidente di
Chernobyl, ad esempio, si riscontrava sporadicamente la presenza di tracce di cesio-137 nelle acque
di falda milanesi, anche se in quantità irrilevante dal punto di vista radioprotezionistico.
La presenza di radionuclidi di origine naturale nelle acque è invece un fatto usuale dovuto a
fenomeni di natura geologica e prescinde nella maggior parte dei casi da ipotesi di inquinamento
antropico. Poiché anche le sostanze radioattive naturali possono costituire un rischio per la salute, il
problema della loro presenza nelle acque potabili non può essere trascurato.
I controlli sulle acque sono pertanto finalizzati alla ricerca di sostanze radioattive sia artificiali
che naturali.
Per quanto riguarda le sostanze radioattive artificiali, scopo dei controlli è l’individuazione di
eventuali situazioni di contaminazione di origine antropica. Questo tipo di verifiche rientra dalla
fine degli anni ottanta nel piano di monitoraggio della radioattività ambientale attuato presso i
diversi laboratori regionali di riferimento per la radioattività: in particolare in Lombardia sono
prelevati ed analizzati con frequenza mensile campioni dell’acqua potabile delle principali città. In
nessun caso è stata riscontrata l’esistenza di situazioni di contaminazione da radionuclidi artificiali
di qualche rilevanza.
Per quanto riguarda le sostanze radioattive naturali, scopo dei controlli è quello di ricostruire la
distribuzione della concentrazione di radionuclidi nelle acque utilizzate a scopo potabile e stimare la
dose alla popolazione. Ciò anche alla luce di una recente normativa, il D.L.vo 31/01 “Attuazione
della direttiva 98/83/CE relativa alle acque destinate al consumo umano” [1], che prevede
esplicitamente, per la prima volta, l’obbligo di verificare il valore di alcuni parametri legati alla
radioattività non solo di origine artificiale e prescrive, in alcuni casi, l’adozione di contromisure per
ridurne i valori entro livelli ritenuti più accettabili.
II.
RIFERIMENTI NORMATIVI ED IMPOSTAZIONE DEI CONTROLLI
A. Il D.L.vo 31/01 e l’impostazione dei controlli
Il decreto legislativo 31/01 tratta esplicitamente il problema del contenuto di radioattività (sia
naturale che artificiale) delle acque destinate al consumo umano. Questo decreto prevede, in
particolare, la verifica del rispetto di due parametri relativi alla radioattività nelle acque,
precisamente il trizio (H-3) e la dose totale indicativa, che non dovrebbero superare i valori riportati
in tabella 1.
Il trizio è un radionuclide di origine naturale che viene prodotto dall’interazione della radiazione
cosmica con gli strati alti dell’atmosfera, entra nel ciclo dell’acqua e si trova normalmente nelle
acque di falda in concentrazioni dell’ordine di poche unità di Bq/L (becquerel per litro). Una fonte
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antropogenica di trizio è legata all’esercizio di alcuni tipi di strutture di ricerca e di impianti
nucleari, anche se in Italia tale problema è limitato solo a situazioni particolari.
Tab. 1 – Valori di parametro stabiliti dal D.L.vo 31/01 per la radioattività
Categoria di radionuclidi
Valore di parametro che deve
essere rispettato
H-3
100 Bq/L
Dose totale indicativa*
0,10 mSv/anno
*: ad eccezione del trizio, K-40, radon e prodotti di decadimento del radon
La dose totale indicativa è una misura della quantità di radiazione assorbita dal corpo umano a
causa dell’ingestione delle sostanze radioattive contenute nell’acqua e si misura in mSv/anno
(millisievert per anno). La dose non può essere misurata direttamente, ma viene stimata
moltiplicando i valori di concentrazione di radioattività presenti nell’acqua per opportuni
coefficienti di conversione, che dipendono tra l’altro dal tipo di sostanza radioattiva presente. La
tabella 2 riporta il valore dei coefficienti di conversione di alcuni radionuclidi naturali che si
possono trovare nell’acqua potabile.
Tab. 2 – Coefficienti di dose [2]
Nuclide
Coefficienti di dose efficace impegnata per unità di introduzione per ingestione
per individui della popolazione
(Sv/Bq)
Età <= 1 anno
Età = 7-12 anni
Età > 17 anni
Ra-228
3,0 10-5
3,9 10-6
6,9 10-7
Ra-226
4,7 10-6
8,0 10-7
2,8 10-7
U-238
3,4 10-7
6,8 10-8
4,5 10-8
U-234
3,7 10-7
7,4 10-8
4,9 10-8
Th-232
4,6 10-6
2,9 10-7
2,3 10-7
Th-234
4,0 10-8
7,4 10-9
3,4 10-9
Si osserva, ad esempio, che a parità di concentrazione in acqua la dose dovuta agli isotopi del
radio è maggiore di 1 o 2 ordini di grandezza di quella dovuta agli isotopi dell’uranio.
La valutazione della dose richiederebbe quindi la misura di tutti gli isotopi radioattivi presenti
nelle acque con l’esclusione, ai sensi del D.L.vo 31/01, del contributo del trizio, del potassio-40, del
radon-222 e dei suoi prodotti di decadimento. Questo approccio tuttavia è estremamente oneroso
perché presuppone un notevole impegno di tempo e risorse (le quantità di radioattività da ricercare
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sono molto piccole e richiedono l’utilizzo di tecniche analitiche particolarmente sensibili), e non è
applicabile ad un numero elevato di campioni.
In alternativa, è possibile eseguire uno screening preliminare del contenuto totale di radioattività
attraverso la misura della concentrazione di attività alfa totale e beta totale, che è meno complessa
ed onerosa rispetto alla misura dei singoli radionuclidi.
Le sostanze radioattive si possono infatti classificare grossolanamente in due categorie: sostanze
che emettono radiazione di tipo alfa e sostanze che emettono radiazione di tipo beta. La
concentrazione di attività alfa totale, che si esprime in Bq/L (o indifferentemente in Bq/kg), è una
misura di tutte le sostanze radioattive che emettono radiazione di tipo alfa (ad esempio, tra le
sostanze radioattive naturali, l’uranio ed il radio-226). La concentrazione di attività beta totale, che
si esprime anch’essa in Bq/L, è una misura di tutte le sostanze radioattive che emettono radiazione
di tipo beta (ad esempio, tra le sostanze radioattive naturali, il radio-228 e il potassio-40).
I risultati delle misure di attività alfa totale e beta totale si possono quindi confrontare con i
seguenti valori di riferimento stabiliti dall’Organizzazione Mondiale della Sanità [3]:
Tab. 3 – Valori di riferimento OMS per il contenuto di radioattività delle acque potabili
Parametro
Valore di riferimento
(Bq/L)
Concentrazione di attività alfa totale
0,1
Concentrazione di attività beta totale
1
In linea di massima il rispetto dei suddetti valori di riferimento dovrebbe garantire il non
superamento del valore di parametro per la dose totale indicativa, che come abbiamo ricordato è
uguale a 0,1 mSv/anno. In realtà questo non è sempre necessariamente vero perché la dose dipende
da quali radionuclidi sono presenti nell’acqua, ciascuno con la propria radiotossicità. Per questo
motivo è opportuno che almeno le prime indagini, in assenza di dati ed informazioni preesistenti,
prevedano sia la misura del contenuto di attività alfa e beta totale che l’identificazione e la
quantificazione delle singole specie radioattive presenti, principalmente gli isotopi dell’uranio e del
radio.
Lo schema in figura 1 sintetizza la procedura per la stima della dose totale indicativa.
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Fig. 1 – Procedura per la stima della dose totale indicativa
B. La raccomandazione 2001/928/Euratom sulla tutela della popolazione contro l’esposizione al
radon nell’acqua potabile
Una recente raccomandazione della Comunità Europea (2001/928/Euratom) [4] prende in
considerazione il problema dell’esposizione della popolazione a causa della presenza del radon-222
e di alcuni suoi prodotti di decadimento (piombo-210 e polonio-210) nell’approvvigionamento di
acqua potabile per uso domestico.
Il radon è un gas radioattivo naturale presente normalmente nell’ambiente, il cui isotopo più
importante è il radon-222. Appartiene alla serie degli elementi derivati dal decadimento dell’uranio238 e la sua presenza nell’ambiente è sovente connessa a quella di tracce del suo diretto
progenitore, il radio-226, nelle rocce e nel terreno. Poiché si tratta di un gas inerte, si può muovere
liberamente attraverso materiali porosi come il terreno o i frammenti di roccia. Quando i pori sono
saturi d’acqua, come nel caso del terreno e delle rocce sotto il livello della falda freatica, il radon si
dissolve nell’acqua e viene da essa trasportato.
E’ importante notare che i meccanismi responsabili della presenza di radon in acqua sono
completamente diversi da quelli che agiscono sugli isotopi dell’uranio e del radio. Per questo
motivo le concentrazioni di radon da una parte e di uranio e radio dall’altra sono sempre pressoché
completamente scorrelate. Inoltre, le concentrazioni di radon sono sempre maggiori (di almeno 2
ordini di grandezza) di quelle di uranio e radio.
Il radon presente nell’approvvigionamento idrico per uso domestico causa un’esposizione
umana attraverso l’ingestione e l’inalazione. Il radon può essere ingerito mediante l’acqua delle
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condotte o l’acqua in bottiglia. Il radon inoltre viene emesso dall’acqua del rubinetto nell’aria,
contribuendo ad aumentare la concentrazione di radon nell’aria degli ambienti indoor.
La raccomandazione sul radon intende promuovere l’esecuzione di indagini rappresentative per
definire l’entità e la natura delle esposizioni al radon e ai suoi prodotti di decadimento di vita lunga
nella fornitura di acqua potabile per uso domestico. Stabilisce quindi che per concentrazioni di
radon-222 superiori a 100 Bq/L siano effettuate valutazioni aggiuntive per stabilire la necessità di
intraprendere azioni correttive per tutelare la salute umana. Le stesse valutazioni andrebbero
effettuate nel caso in cui la concentrazione di polonio-210 superi 0,1 Bq/L e la concentrazione di
piombo-210 superi 0,2 Bq/L.
In questa fase dei controlli non è stata eseguita in modo sistematico la verifica dei livelli di
concentrazione di radon-222, in quanto non è prevista dal D.L.vo 31/01 e richiede per contro
l’adozione di tecniche di campionamento dedicate. Inoltre negli ultimi decenni sono già stati
effettuati numerosi studi sul radon in acqua, ed i dati ad oggi disponibili indicano che con alcune
eccezioni nelle zone prealpine ed alpine la concentrazione di questo radionuclide è sempre inferiore
a 100 Bq/L. In tali zone si stanno pianificando alcuni approfondimenti di indagine, in particolare
per quanto riguarda la misura di piombo-210 e polonio-210.
Si rammenta che la stima della dose totale indicativa, ai sensi del D.L.vo 31/01, deve essere
eseguita escludendo il contributo del radon e dei suoi prodotti di decadimento.
III.
ALCUNE CONSIDERAZIONI PRELIMINARI
In Lombardia sono state condotte nel corso degli ultimi anni alcune campagne localizzate per la
misura della radioattività nelle acque, i cui risultati sono riassunti nelle Appendici 1-3.
Queste indagini hanno mostrato che nelle acque lombarde il contributo all’attività alfa totale è
dovuto principalmente agli isotopi dell’uranio (U-238, U-235 e U-234) ed eventualmente al
radio-226, in accordo anche con i dati riportati nella letteratura internazionale.
Per quanto riguarda gli isotopi dell’uranio, si trova solitamente che le concentrazioni di U-238 e
U-235 sono in condizioni di rapporto geologico indisturbato (238U/235U = 21,5). Il contributo
dell’uranio-235 si può quindi ritenere trascurabile.
Il rapporto delle concentrazioni di U-234 e U-238 (per cui sarebbe attesa uguale attività in
condizioni di equilibrio secolare) è quasi sempre maggiore di 1. Questo risultato è ricorrente nelle
acque: è infatti legato al meccanismo di erosione delle rocce che porta l’uranio in soluzione ed alla
maggiore instabilità, da un punto di vista cristallografico, dell’isotopo uranio-234 a causa dei
decadimenti che lo originano (fenomeno del rinculo) [5]. Nelle campagne condotte ad oggi in
Lombardia si è trovato che il rapporto 234U/238U varia da 1 fino ad un massimo di 2,6. Da un punto
di vista analitico, questo fatto indirizza preferibilmente la scelta delle metodiche da utilizzare a
quelle che consentono la misura dell’uranio totale o di tutti i suoi isotopi; la misura del solo isotopo
U-238 (ad esempio mediante spettrometria plasma-massa) può portare a sottostime significative
della dose.
La concentrazione di radio-226 è solitamente inferiore di almeno un ordine di grandezza a quella
dell’uranio. Tuttavia il suo contributo alla dose può essere determinante a causa della sua elevata
radiotossicità: a parità di concentrazione, la dose dovuta al radio-226 è circa 10 volte più alta di
quella dovuta all’uranio.
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Un efficace metodo di screening, che consente di limitare l’impegno analitico richiesto, consiste
quindi nel misurare l’attività alfa totale ed il contenuto di radio-226: da questi dati si può ricavare,
per differenza, il contenuto di uranio. In modo analogo si può misurare l’attività alfa totale ed il
contenuto di uranio e ricavare per differenza la concentrazione di 226Ra.
All’attività beta totale contribuiscono principalmente il potassio-40, i prodotti di decadimento a
vita breve dell’uranio-238 (torio-234 e protoattinio-234 metastabile) ed eventualmente il radio-228
e suoi prodotti di decadimento.
Il contributo del 40K all’attività beta totale può essere valutato sulla base del contenuto di
potassio stabile (l’abbondanza isotopica del potassio-40 nella miscela di potassio naturale è fissa, ed
è uguale allo 0,0117%); il contributo dei prodotti di decadimento a vita breve dell’uranio può essere
stimato sulla base della concentrazione di 238U. In questo modo dovrebbe essere possibile, in linea
di principio, identificare l’eventuale presenza di altri beta emettitori (tra cui il 228Ra). Si osserva
tuttavia che le misure beta totale sono affette per loro natura da un’incertezza elevata, che aumenta
ulteriormente quando si procede alla stima della componente beta residua (attività beta totale a
meno del potassio-40 e dei prodotti di decadimento dell’uranio-238). Valutazioni quantitative sulla
componente beta residua sono pertanto, secondo la nostra esperienza, inattendibili; la misura di
eventuali altri beta emettitori andrebbe ove necessario eseguita ad hoc. Si aggiunge anche che nelle
indagini ad oggi condotte sulle acque di rete lombarde non si è mai avuta evidenza della presenza di
228
Ra in quantità significative.
Le considerazioni che si possono formulare sulle misure beta totale si limitano quindi per lo più
alla verifica del non superamento del valore di riferimento di 1 Bq/kg fissato dalle linee guida
OMS.
Non sono state individuate correlazioni semplici tra i parametri chimici fondamentali utilizzati
per caratterizzare le acque e quelli radiometrici. L’applicazione dell’analisi statistica delle
componenti principali individua un gruppo di parametri chimici correlabile ad alcune caratteristiche
radiometriche, tuttavia questi risultati sono difficilmente utilizzabili a fini predittivi.
La ricerca di correlazioni e/o nessi di causa effetto tra le caratteristiche idrogeologiche degli
acquiferi e la radioattività delle acque assume sempre connotazioni molto locali e si ferma per lo più
nel campo delle ipotesi; non è stato possibile individuare proprietà macroscopiche degli acquiferi
ricollegabili al contenuto di radioattività.
IV.
LA CAMPAGNA REGIONALE 2003
In questa prima fase dei controlli la Regione Lombardia - Direzione Generale Sanità e ARPA
hanno concordato di indirizzare il campionamento ad uno screening limitato ai centri urbani di
maggiore dimensione e distribuiti in modo da garantire una copertura territoriale pressoché
omogenea, rimandando a fasi successive le conoscenze di aree particolari del territorio regionale.
La verifica del contenuto di radioattività naturale nell’acqua potabile è stata quindi effettuata
attraverso l’esecuzione di una campagna per la misura delle acque di rete di 34 tra le principali città
lombarde (tabella 4); in ciascuna città è stato individuato un punto di prelievo all’erogazione di rete
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(2 nella città di Milano) ed è stato prelevato un campione di 2 litri circa di acqua, utilizzando i
metodi di campionamento ed analisi descritti nel capitolo seguente.
Tab. 4 – Elenco delle città in cui sono stati eseguiti i campionamenti
Comune
Bergamo
Treviglio
Elusone
Brescia
Idro
Darfo Boario Terme
Como
Cantu'
Gravedona
Cremona
Crema
Soncino
Lecco
Colico
Ballabio
Lodi
Sant'Angelo Lodigiano
Casalpusterlengo
Milano
Legnano
Sesto San Giovanni
Melegnano
Mantova
Castiglione delle Stiviere
Canneto sull'Oglio
Pavia
Varzi
Voghera
Sondrio
Chiavenna
Livigno
Varese
Luino
Angera
Dipartimento ASL
Bergamo
Bergamo
Bergamo
Brescia
Brescia
Brescia
Como
Como
Como
Cremona
Cremona
Cremona
Lecco
Lecco
Lecco
Lodi
Lodi
Lodi
Milano Città
Milano 1
Milano 3
Milano 2
Mantova
Mantova
Mantova
Pavia
Pavia
Pavia
Sondrio
Sondrio
Sondrio
Varese
Varese
Varese
Popolazione
(dati ISTAT al 01/00/2000)
117837
25467
8076
191317
1689
13467
82989
35595
2604
71611
33218
7269
45632
6237
3250
41389
12076
13972
1300977
54066
81663
15975
48288
18139
4558
73752
3588
39703
22006
7340
4959
83798
13985
5487
Per ogni campione sono stati determinati i seguenti parametri radiometrici:
- concentrazione di trizio, da confrontare con il valore di parametro di 100 Bq/L stabilito
dal D.L.vo 31/01;
- concentrazione di attività alfa totale e beta totale, da confrontare con i rispettivi valori di
riferimento di 0,1 e 1 Bq/L stabiliti dalle linee guida OMS;
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- concentrazione di radio-226, allo scopo di valutare per differenza il contributo relativo di
uranio e radio alla dose.
Sulla base delle misure effettuate e delle informazioni preesistenti sono state condotte le stime
di dose.
Questo tipo di impostazione, pur nell’assenza del previsto allegato al D.L.vo 31/01 circa le
metodologie analitiche e le frequenze dei controlli da effettuarsi, fornisce una base dati importante
ed utilizzabile una volta che saranno emanati gli allegati alla normativa.
V.
METODI DI CAMPIONAMENTO E MISURA
A. Misura dell’attività alfa e beta totale e del trizio
I campioni sono stati prelevati ai rubinetti dei punti rete selezionati a cura degli operatori delle
Aziende Sanitarie Locali e consegnati entro il minor tempo possibile al Dipartimento ARPA di
Milano per le analisi radiometriche.
La concentrazione di attività alfa e beta totale è stata determinata mediante conteggio in
scintillazione liquida con discriminazione alfa/beta di campioni preconcentrati; la tecnica di misura,
che è stata descritta altrove [6], è applicabile a tutte le acque potabili con contenuto di sali inferiore
a 500 mg/L e presenta, rispetto al conteggio alfa totale e beta totale di campioni evaporati (metodi
ISO 9696 e 9697), il vantaggio di una maggiore rapidità di esecuzione.
La metodica analitica applicata presso il Laboratorio consente anche, contemporaneamente alla
misura dell’attività alfa e beta totale, la misura della concentrazione di trizio. Questa tecnica inoltre
è selettiva per il radon-222 che viene completamente rimosso dal campione durante il
pretrattamento e non interferisce in alcun modo nel corso della misura.
B. Misura del radio-226
Il campione acidificato e concentrato per lenta evaporazione viene trasferito in una fiala per
scintillazione contenente un cocktail per scintillazione non miscibile all’acqua. La fiala viene
chiusa, agitata e misurata per scintillazione liquida dopo circa un mese, in condizioni di equilibrio
radioattivo tra il radio ed i suoi prodotti di decadimento.
VI.
RISULTATI
I risultati delle misure di attività alfa totale, beta totale e radio-226 sono riportati nella tabella 5.
L’incertezza di misura è espressa in termini di incertezza estesa ed è stata valutata secondo le
indicazioni della norma UNI CEI ENV 13005 [7]. I valori preceduti dal segno ‘-‘ sono da intendersi
come inferiori alla minima attività rivelabile, che è espressa al livello di confidenza del 95 %. I dati
relativi alle misure di trizio non sono riportati in tabella in quanto sono risultati sempre inferiori alla
sensibilità analitica, che è uguale a 5 Bq/kg.
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Tab. 5 – Risultati delle misure del contenuto di attività alfa totale, beta totale e radio-226
Prot.
Comune
interno
Prov. Descrizione:
Indirizzo
Data di
prelievo:
Attività alfa
totale
(mBq/kg)
±
Attività beta
totale
(mBq/kg)
±
Attività
Ra-226
(mBq/kg)
040126 Bergamo
Treviglio - fraz.
040125
Geromma
040127 Clusone
030427 Brescia
030426 Idro
030503 Darfo Boario Terme
030318 Como
030294 Cantù
BG Rete - rubinetto Dipart. Prev.
Via Borgo Palazzo
29/01/04
17
8,4
-48
BG Rete - scuola materna
Viale Partigiano, 6
28/01/04
57
15
48
BG
BS
BS
BS
CO
CO
Via Matteotti, 11
Via Cantore, 20
Via S. Michele
P.zza Matteotti
via Cadorna, 8
via Madonna
12/02/04
11/08/03
24/07/03
17/09/03
25/06/03
12/06/03
9
43
71
13
-7,6
42
7,2
13
18
8,1
-48
-48
48
-48
67
70
030313 Gravedona
CO
Palazzo Gallio via Statale
24/06/03
-7,6
-48
-2,5
030300
030301
030302
030275
030274
030273
030407
CR
CR
CR
LC
LC
LC
LO
via Belgiardino,2
via Sinigaglia
corso Promessi Sposi, 17
p.zza Roma
via Volta
Via S. Francesco, 13
16/06/03
16/06/03
16/06/03
10/06/03
10/06/03
10/06/03
05/08/03
-7,6
32
29
43
-7,6
-7,6
104
-48
55
-48
-48
79
-48
150
-2,5
-2,5
-2,5
-2,5
-2,5
-2,5
4,6
Via dei Partigiani, 22
05/08/03
-7,6
Piazza del popolo
05/08/03
49
14
63
43
-2,5
via Cusago, 203
via Casoria
28/05/03
28/05/03
186
172
37
35
75
147
45
55
-2,5
-2,5
Cremona
Crema
Soncino
Lecco
Colico
Ballabio
Lodi
030409 Sant'Angelo Lodigiano
LO
030408 Casalpusterlengo
LO
030250 Milano
030251 Milano
MI
MI
Rete - ufficio igiene pubblica
Rete - Sede ARPA
Rete
Rete - fontana pubblica
Rete - rubinetto bagni dip.prev.
Cimitero
Rete - rubinetto Comunità
montana
Sede SIAN
Fontanella
Fontanella
Fontana pubblica
Fontana pubblica
Fontana cimitero
Rete - sede ARPA
Rete - ufficio Ecologia, sede
comunale
Rete -ufficio Ecologia, sede
comunale
Centrale Assiano
Centrale Lambro
11
12
11
10
13
23
±
-2,8
41
39
44
44
42
45
56
-48
-2,8
-2,8
-2,5
-2,5
-2,5
-2,5
-2,5
-2,5
1,6
Tel. 02 75722306-9 - Fax 02 70124857
U.O. Agenti Fisici
Prot.
Comune
interno
030262 Sesto S.Giovanni
030306 Legnano
030312 Melegnano
030345 Mantova
030347 Castiglione delle Stiviere
030346 Canneto sull'Oglio
030314 Pavia
030316
030315
030477
030475
030476
030472
030473
030474
Varzi
Voghera
Sondrio
Chiavenna
Livigno
Varese
Luino
Angera
Prov. Descrizione:
MI Rete
MI Vasconi
MI Rete
Rete - rubinetto ASL - Servizi
MN
territoriali
MN Rete - rubinetto ASL
MN Rete - rubinetto Sede Comunale
Rete - rubinetto Dip di
PV
Prevenzione
PV Fontanella
PV Fontanella
SO Rete - Distretto di Sondrio
SO Rete - Distretto di Chiavenna
SO Rete - Distretto di Bormio
VA Rete - Ospedale F. del Ponte
VA Rete - Ospedale Luino
VA Rete - Ospedale Angera
Indirizzo
Data di
prelievo:
Attività alfa
totale
(mBq/kg)
±
Attività beta
totale
(mBq/kg)
±
Attività
Ra-226
(mBq/kg)
via Oslavia,1
Via Pace
Via Maestri
03/06/03
19/06/03
24/06/03
52
149
48
14
31
13
51
59
54
41
42
42
-2,5
-2,5
-2,5
via dei Toscani, 1
08/07/03
-7,6
Via Garibaldi, 65
P.zza Matteotti, 1
08/07/03
07/07/03
64
-7,6
via Indipendenza, 3
24/06/03
-7,6
P.zza Umberto I
P.zza Castello
L.go Sertoli
Via S. Maria
Via Al Canton
Via F. del Ponte, 19
Via Forlanini, 6
P.zza Garibaldi
23/06/03
24/06/03
28/08/03
28/08/03
28/08/03
26/08/03
26/08/03
26/08/03
23
47
52
22
52
43
13
112
12
-48
16
9,4
13
14
9,5
14
13
8,2
25
±
-2,5
53
-48
42
-2,5
-2,5
50
41
-2,5
58
94
71
81
50
56
54
117
42
47
42
44
39
40
40
49
-2,5
-2,5
-2,5
-2,5
3,4
-2,5
-2,5
-2,5
1,5
Tel. 02 75722306-9 - Fax 02 70124857
U.O. Agenti Fisici
A. Attività alfa totale e radio-226
Il contenuto di attività alfa totale varia da valori inferiori alla sensibilità analitica, che è uguale a
7,6 mBq/kg, fino ad un massimo di 186 mBq/kg; la media dei valori misurati (calcolata
considerando cautelativamente come positivi i valori inferiori al limite di sensibilità) è uguale a 46
± 47 mBq/kg; la funzione di distribuzione dei valori è mostrata in figura 2. La mappa in figura 3
presenta i risultati delle misure riportati su carta regionale.
16
14
Frequenza
12
10
8
6
4
2
0
0-25
25-50
50-75
75-100 100-125 125-150 150-175 175-200
Classe di frequenza (mBq/kg)
Fig. 2 – Attività alfa totale – Distribuzione dei valori di concentrazione
Il valore di riferimento di 100 mBq/kg fissato dall’OMS è superato in 5 campioni su 35: nei 2
campioni prelevati nella città di Milano e nei campioni prelevati a Legnano, Angera e Lodi.
I valori più alti si misurano nella provincia di Milano e nella città di Lodi, a conferma dei risultati
di alcune indagini precedenti (vd. Appendici 1 e 2). Gli approfondimenti già svolti in queste zone
mostrano comunque che non vi è alcun superamento del valore di riferimento di 0,1 mSv/anno per
la dose totale indicativa.
I valori più bassi si misurano nei pressi del fiume Po e del lago di Como. I dati relativi a zone
prealpine ed alpine mostrano in generale valori intermedi.
La concentrazione di 226Ra è risultata sempre inferiore alla sensibilità della metodica, che è
dell’ordine di 2,5 mBq/kg, con l’unica eccezione dei campioni prelevati a Lodi (226Ra = 4,6 ± 1,6
mBq/kg) e Livigno (226Ra = 3,4 ± 1,5 mBq/kg). Si stima quindi che in tutte le acque analizzate il
contributo maggiore all’attività alfa sia dovuto agli isotopi dell’uranio.
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Fig. 3 – Attività alfa totale – Mappa dei risultati
B. Attività beta totale e trizio
La concentrazione di trizio è sempre risultata minore del limite di sensibilità della metodica (< 5
Bq/kg), e quindi sempre abbondantemente inferiore al valore di parametro di 100 Bq/kg fissato dal
D.L.vo 31/01.
Il contenuto di attività beta totale varia da valori inferiori al limite di sensibilità della metodica,
che è uguale a 48 mBq/kg, fino ad un massimo di 150 mBq/kg; la media dei valori misurati
(calcolata considerando cautelativamente come positivi i valori inferiori alla sensibilità analitica) è
uguale a 63 ± 27 mBq/kg; la funzione di distribuzione dei valori è mostrata in figura 4. La mappa
in figura 5 presenta i risultati delle misure riportati su carta regionale.
Il valore di riferimento di 1 Bq/kg non è mai stato superato in nessuno dei campioni analizzati.
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16
14
Frequenza
12
10
8
6
4
2
0
0-25
25-50
50-75
75-100 100-125 125-150 150-175 175-200
Classe di frequenza (mBq/kg)
Fig. 4 – Attività beta totale – Distribuzione dei valori di concentrazione
Fig. 5 – Attività beta totale – Mappa dei risultati
15
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C. Stime di dose
Le stime di dose totale indicativa sono state effettuate separatamente per la classe d’età lattanti
(< 1 anno), bambini (7-12 anni) e adulti (> 17 anni) considerando la sola componente alfa, che sulla
base dei dati attuali appare essere la più significativa e rilevante; il contributo della componente alfa
è stato attribuito all’uranio (per il quale si è utilizzato cautelativamente il coefficiente di dose
dell’uranio-234, che è il più elevato) ed al radio-226 (per il quale si è utilizzato cautelativamente il
valore della sensibilità analitica anche nel caso di dati inferiori alla minima attività rivelabile).
I valori dei coefficienti di dose sono stati ricavati dal D.L.vo 230/95 e successive modifiche ed
integrazioni; i valori del consumo annuale di acqua (tabella 6) sono stati ricavati dal Rapporto
ISTISAN 00/16 [8].
Tab. 6 – Consumo annuale d’acqua per classe d’età
Classe d’età
Consumo medio annuo (litri/anno)
Lattanti
Bambini
Adulti
250
350
730
La tabella 7 riporta, per ogni classe di età, il valore medio, minimo e massimo di dose stimata.
Gli stessi risultati sono presentati nel grafico in figura 6, in cui per ogni classe d’età sono
evidenziati il valore medio, minimo e massimo misurati, ed il confronto con il valore di parametro
di 0,1 mSv/anno.
Tab. 7 – Stime di dose
Dose stimata (mSv/anno)
Classe d’età
Valore medio
Valore minimo
Valore massimo
Lattanti
0,0072
0,0008
0,0201
Bambini
0,0019
0,0002
0,0055
Adulti
0,0022
0,0003
0,0072
0,1 mSv/a
Lattanti
Bambini
Adulti
0,00
0,01
0,02
0,03
0,04
0,05
0,06
0,07
0,08
0,09
Dose stimata (mSv/anno)
Fig. 6 – Dose totale indicativa – Stime per classe d’età
16
0,10
0,11
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Le dosi più elevate sono quelle relative alla classe d’età dei lattanti (< 1 anno), ed anche in
questo caso il valore più alto misurato è pari circa ad 1/5 di 0,1 mSv/anno.
Pur considerando tutte le indeterminazioni associate al calcolo della dose, e la possibilità che vi
sia qualche ulteriore contributo di radionuclidi presenti in tracce, si ritiene improbabile che la dose
totale indicativa superi in qualcuno dei campioni analizzati il valore di parametro di 0,1 mSv/anno
fissato dal D.L.vo 31/01.
VII.
CONCLUSIONI E POSSIBILI SVILUPPI DI INDAGINE
La prima mappatura del contenuto di radionuclidi naturali nelle acque potabili lombarde ha
evidenziato una notevole variabilità nel contenuto di radioattività naturale; in nessun caso tuttavia è
stato superato il valore di parametro di 0,1 mSv/anno per la dose totale indicativa. Il valore di
riferimento per la concentrazione di trizio, stabilito in 100 Bq/kg, è rispettato in tutti i campioni
analizzati.
L’attività alfa totale è dovuta principalmente all’uranio. Tuttavia studi precedenti [9] hanno
dimostrato che alcune acque minerali lombarde contengono quantità significative di radio-226, il
cui contributo alla dose diviene determinante. Sarebbe quindi auspicabile prevedere
approfondimenti di indagine in zone selezionate.
All’attività beta totale contribuisce in misura rilevante il 40K, il cui contributo tuttavia non deve
essere considerato ai fini delle stime di dose. In alcune situazioni potrebbe essere opportuno
prevedere approfondimenti specifici per la misura del 228Ra, radionuclide beta emettitore di elevata
radiotossicità che può essere presente nelle acque potabili.
I valori più elevati di contenuto di radioattività non si misurano nella zona dei rilievi (prealpini,
alpini o appenninici) ma nella provincia di Milano. Ciò è forse riconducibile al tempo di ricarica
degli acquiferi di captazione, che nelle zone molto urbanizzate sono mediamente più profondi.
I valori più bassi misurati in prossimità del Po e del lago di Como sono probabilmente dovuti ad
infiltrazioni delle acque superficiali di questi corpi idrici nelle falde di approvvigionamento delle
acque potabili. Situazioni analoghe non si riscontrano però in prossimità di tutti gli altri corpi idrici
lombardi, ad esempio il lago Maggiore e d’Idro, presso i quali si misurano valori più elevati.
Informazioni utili si potrebbero raccogliere compilando questionari sulle caratteristiche dei pozzi
e degli acquedotti che servono le diverse località, che potrebbero essere predisposti ed utilizzati già
nelle prossime campagne di misura.
Il contenuto di radioattività delle acque non è semplicemente correlabile ad alcun parametro
chimico o caratteristica idrogeologica degli acquiferi di captazione. Allo stato attuale delle
conoscenze l’unica possibilità percorribile per verificare il rispetto del D.L.vo 31/01 sembra essere
quella dell’esecuzione di campagne di misura.
17
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La campagna regionale è stata indirizzata in modo da coprire in modo pressoché omogeneo il
territorio regionale, anche se con una densità di campionamento bassa, interessando però una
porzione significativa della popolazione lombarda.
Esperienze precedenti hanno mostrato che, in presenza di acquedotti alimentati da una
molteplicità di pozzi di approvvigionamento, il contenuto di radioattività può cambiare nel tempo a
causa di variazioni nelle modalità di miscelazione e distribuzione delle acque. In questi casi può
essere auspicabile ripetere nel tempo i campionamenti al fine di ottenere dati medi più
rappresentativi. Campionamenti ripetuti nel tempo dovrebbero essere pianificati nei casi in cui i
valori di dose stimati rappresentano una frazione significativa del valore di parametro stabilito dal
D.L.vo 31/01.
Nessuno dei campioni monitorati nel corso della campagna regionale presenta queste
caratteristiche; non si ritiene pertanto necessario ripetere nel tempo altri campionamenti in queste
località.
I metodi di indagine per la misura della radioattività nelle acque sono particolarmente onerosi e,
per contro, le fonti di approvvigionamento pubbliche sono estremamente numerose (circa 8000 in
tutta la Lombardia): è quindi improponibile un controllo puntuale di ogni pozzo. Pertanto, allo
scopo di coniugare l’esigenza di garantire il rispetto del D.L.vo 31/01 con quelle di pianificazione
delle attività analitiche e di laboratorio richieste, si ritiene indispensabile che il controllo
radiometrico delle acque potabili continui ad essere pianificato a livello regionale mediante
monitoraggi rappresentativi e l’esecuzione di campagne di indagine in aree di particolare interesse.
Per l’anno 2004 si suggerisce quindi di condurre alcuni approfondimenti nella zona di Angera,
che ha valori di attività alfa totale più alti della media e per la quale non esistono altre informazioni
pregresse.
Si propone inoltre di selezionare una zona geografica alpina o prealpina (ad esempio la provincia
di Sondrio) nella quale condurre una campagna mirata, coniugando per quanto possibile le
informazioni di tipo geologico con quelle radiometriche. Anche le valli bergamasche potrebbero
essere di interesse, in quanto le acque minerali prodotte in quella zona sono le uniche che
presentano concentrazioni significative di radio-226.
VIII.
RINGRAZIAMENTI
Di fondamentale importanza si è rivelato nelle diverse indagini il contributo e la discussione con
i geologi presenti in ARPA, che si auspica prosegua e si consolidi nel tempo. Si ringraziano per la
collaborazione i laboratori di ARPA che si occupano di analisi chimiche delle acque, che hanno
provveduto ad analizzare i campioni prelevati nel corso del tempo.
Si ringrazia anche la d.ssa Azzellino del Dipartimento di Ingegneria Ambientale del Politecnico
di Milano per il supporto fornito nella esecuzione delle elaborazioni statistiche.
18
Tel. 02 75722306-9 - Fax 02 70124857
U.O. Agenti Fisici
IX.
[1]
[2]
[3]
[4]
[5]
[6]
[7]
[8]
[9]
RIFERIMENTI BIBLIOGRAFICI
Decreto Legislativo 2 febbraio 2001, n. 31 “Attuazione della direttiva 98/83/CE relativa alle
acque destinate al consumo umano”; Supplemento ordinario alla G.U. n. 52, 3 marzo 2001
Decreto Legislativo 26 maggio 2000, n. 241 “Attuazione della direttiva 96/29/EURATOM in
materia di protezione sanitaria della popolazione e dei lavoratori contro i rischi derivanti dalle
radiazioni ionizzanti”; Supplemento ordinario alla G.U. n. 203, 31 agosto 2000
World Health Organization, Guidelines for drinking water quality, 2nd edition, 1 (1993), 2
(1996)
Raccomandazione della Commissione 2001/928/Euratom sulla tutela della popolazione
contro l’esposizione al radon nell’acqua potabile; Gazzetta ufficiale delle Comunità Europee
n. L 344, 28 dicembre 2001
J.K. Osmond and J.B. Cowart “Uranium Series Disequilibrium”, 2° Edition, Clarendon Press,
Oxford, 1992
M. Forte, R. Rusconi, E. Di Caprio, S. Bellinzona and G. Sgorbati “Natural radionuclides
measurements in Lombardia drinking water by liquid scintillation counting” - 9th Symposium
on Environmental Radiochemical Analysis - Maidstone (Kent- GB), 18-20 settembre 2002
UNI CEI ENV 13005, Guida all’espressione dell’incertezza di misura, Luglio 2000
S. Risica and S. Grande, Council Directive 98/83/EC on the quality of water intended for
human consumption: calculation of derived activity concentrations, Rapporto ISTISAN 00/16
R. Rusconi, M. Forte, G. Abbate, R. Gallini, G. Sgorbati “Natural radioactivity in bottled
mineral waters: A survey in Northern Italy”, Journal of Radioanalytical and Nuclear
Chemistry, Vol. 260, No. 2 (2004)
19
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APPENDICE 1
U.O. Agenti Fisici
IL CONTROLLO RADIOMETRICO DELLE ACQUE POTABILI IN LOMBARDIA:
LA CITTÀ DI MILANO
M. Forte, R. Rusconi, S. Bellinzona, M.T. Cazzaniga e G. Sgorbati
Dipartimento Provinciale ARPA di Milano – Sede di Milano
I. INTRODUZIONE
Un approfondimento di indagine è stato dedicato a Milano, il centro più popoloso della Lombardia.
Controlli puntuali e periodici vengono effettuati, con cadenza mensile, sull’acqua prelevata presso la sede
ARPA di via Juvara sin dalla fine degli anni ’80 nel contesto delle attività previste dalla Rete Nazionale di
Monitoraggio della Radioattività ambientale. Le misure sono effettuate tramite spettrometria gamma su
elevati volumi di campione, raccolti mediante un campionamento in continuo ed opportunamente
preconcentrati, e consentono di determinare le concentrazioni di molti tra i principali radionuclidi naturali ed
artificiali.
L’acquedotto della città di Milano, tuttavia, è particolarmente complesso ed esteso, si approvvigiona da
oltre 500 pozzi, e la rappresentatività per l’intera area milanese del dato misurato presso la sede del
Dipartimento ARPA non è assicurabile a priori. E’ stato pertanto realizzato un monitoraggio esteso a livello
cittadino allo scopo di quantificare la variabilità del contenuto di radioattività nelle acque di rete. Il
campionamento individuale dei singoli pozzi si presentava eccessivamente oneroso, quindi il territorio
cittadino è stato suddiviso in 31 maglie quadrate (tante quante sono le centrali dell’acquedotto) di lato 2,4
km, all’interno delle quali si è provveduto ad individuare, presso parchi o giardini, una fontanella pubblica. I
prelievi sono stati effettuati nel corso della primavera del 2003 in ciascuno dei punti selezionati utilizzando
le metodiche di prelievo ed analisi di seguito descritte.
Sono di seguito riassunti i risultati sia del monitoraggio periodico effettuato negli ultimi 15 anni presso la
sede ARPA di via Juvara che quelli relativi alla mappatura dell’intera area urbana.
II. METODI DI CAMPIONAMENTO E MISURA
A. Gamma emettitori (radionuclidi artificiali)
La tecnica di prelievo e misura è ampiamente consolidata: un sistema di alimentazione invia direttamente
ed in continuo l’acqua potabile di rete ad una colonna contenente un letto misto di resine a scambio ionico,
che trattengono le specie ioniche disciolte. Al termine del periodo di campionamento (normalmente un mese)
la resina viene essiccata in corrente d’aria, trasferita in un contenitore di Marinelli ed analizzata mediante
spettrometria gamma ad alta risoluzione. Nelle condizioni analitiche utilizzate (quantità di resina: 1 litro,
volume d’acqua percolata: 250 litri c.a., durata della misura spettrometrica: 4000 minuti) la sensibilità per i
radionuclidi artificiali è normalmente dell’ordine della frazione di mBq/kg. La minima attività rivelabile per i
principali radionuclidi naturali è invece normalmente più elevata a causa dell’interferenza con il fondo
naturale di radiazione; è tuttavia sufficiente, in molti casi, a determinare le concentrazioni effettivamente
presenti.
B. Attività alfa e beta totale e 222Rn
La concentrazione di attività alfa e beta totale è stata determinata mediante conteggio in scintillazione
liquida con discriminazione alfa/beta di campioni preconcentrati.
La concentrazione di 222Rn è stata misurata con il metodo del conteggio in scintillazione liquida di
campioni in doppia fase, prestando particolare attenzione nella fase di prelievo al fine di evitare perdite di
radon dal campione; la sensibilità analitica, nelle condizioni tipiche di misura, è dell’ordine di 0,25 Bq/kg. Il
20
APPENDICE 1
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U.O. Agenti Fisici
metodo analitico è stato scelto in quanto offre sensibilità analitiche decisamente migliori rispetto alla
spettrometria gamma ed ha una ripetibilità migliore rispetto alla tecnica emanometrica.
III.
CONTROLLI PUNTUALI
I risultati del controllo periodico mensile del contenuto di radionuclidi gamma emettitori, dal 1989 ad
oggi, sono riassunti nella tabella 1. Complessivamente sono state effettuate circa 120 misure mensili; in
nessun caso è stata individuata la presenza di radionuclidi artificiali in concentrazione superiore alla
sensibilità della metodica.
La concentrazione media di 238U è superiore di almeno un ordine di grandezza a quella degli isotopi del
radio; nel complesso, la concentrazione di radionuclidi naturali presenta una qualche variabilità nel tempo
che è dovuta verosimilmente a cambiamenti estemporanei, per motivi gestionali interni all’acquedotto, dei
punti e delle modalità di approvvigionamento. Questo tipo di controlli consente, sotto opportune ipotesi, di
valutare il rispetto del valore di parametro previsto dal D.L.vo 31/01 per la dose totale indicativa per i
radionuclidi naturali che maggiormente vi contribuiscono (238U ed isotopi del radio). Tuttavia,
l’implementazione pratica del sistema di campionamento richiede tempo, spazio e la presenza costante di
personale che controlli periodicamente il buon funzionamento del sistema di arricchimento; non è pertanto
facilmente utilizzabile in campagne di misura estese, nelle quali i punti di prelievo sono prevedibilmente
molti e sparsi sul territorio.
Tab. 1 - Radionuclidi naturali e artificiali nell’acqua potabile (Milano - via Juvara); media di 120 misure
137
40
Cs
Media
Min
Max
K
mBq/kg
< 0,5
mBq/kg
52,5 ± 7,2
37,8
69,8
S 232Th
228
Ra
(228Ac)
mBq/kg
1,17 ± 0,35
0,53
2,93
238
U
(234Th)
mBq/kg
40,6 ± 13,8
21,6
79,6
S 238U
226
Ra
(214Pb)
mBq/kg
1,05 ± 1,22
0,40
7,18
210
Pb
mBq/kg
< 100
S 235U
235
U
mBq/kg
2,52 ± 0,40
1,67
3,28
250
250
200
200
Attività (mBq/kg)
Attività (mBq/kg)
Dal mese di marzo 2002 sono inoltre effettuate, sulla stessa acqua di rete, misure periodiche di attività
alfa totale, beta totale e 222Rn mediante conteggio in scintillazione liquida. L’attività alfa totale è risultata
variabile da 30 a 150 mBq/kg, con valore medio pari a 92 ± 32 mBq/kg (figura 1); l’attività beta totale è
risultata variabile da valori inferiori alla sensibilità della metodica fino ad un massimo di 108 mBq/kg, con
una media di 58 ± 29 mBq/kg (figura 2). La concentrazione in attività di 222Rn varia tra 3,9 e 6,9 Bq/kg, con
una media di 5,4 ± 1,0 Bq/kg.
150
100
50
150
100
0
50
0
D T (2002-2004)
D T (2002-2004)
Fig. 1 - Andamento temporale attività a
Fig. 2 - Andamento temporale attività b
21
APPENDICE 1
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U.O. Agenti Fisici
IV.
LA MAPPATURA DELLA CITTÀ DI MILANO
Allo scopo di valutare la rappresentatività per tutta la città di Milano dei dati ottenuti dal punto di prelievo
presso la sede ARPA di via Juvara, è stata pianificata una campagna di monitoraggio estesa a tutto il
territorio cittadino.
L’acquedotto civico di Milano provvede all’approvvigionamento idrico della città di Milano, dei comuni
di Corsico e Peschiera Borromeo attraverso l’erogazione annuale di circa 250 milioni di m3 di acqua; nel suo
bacino d’utenza risiedono approssimativamente 1.350.000 abitanti, con una dotazione idrica media per
abitante residente di 540 litri al giorno. Il rifornimento idrico della città proviene esclusivamente dalla falda
alla quale attingono 550 pozzi che, attingendo all’acquifero tradizionale o all’acquifero profondo, alimentano
31 stazioni di pompaggio. L’acqua viene immessa nella rete di distribuzione dopo essere stata sottoposta ai
trattamenti necessari per adeguarne la qualità ai requisiti del DPR 236/88; in particolare, 17 centrali su 31
sono dotate di sistemi di filtraggio a carbone attivo per la rimozione di inquinanti organici. Nella città di
Milano la rete di distribuzione è lunga circa 2300 chilometri e segue nel sottosuolo l’articolazione delle vie
cittadine; è configurata a ‘tela di ragno’ in modo tale da garantire l’erogazione in ogni punto della città anche
in caso di fermo di una o più delle centrali; tuttavia l’acqua erogata in una zona proviene, tendenzialmente,
dalle centrali ad essa più vicine.
A. Risultati
La figura 3 presenta i risultati delle misure di attività alfa totale riportati sulla mappa della città.
N
MONITORAGGIO RADIOATTIVITA’
NELLE ACQUE DI MILANO
- Attività alfa totale (mBq/kg) LEGENDA
Attività alfa totale (mBq/kg)
0 - 50
50 - 100
100 -150
150 - 200
200 - 250
250 - 300
Centrali acquedotto
Griglia (passo= 2,4 km)
0
1
2
Zone di decentramento
Confine comunale - Milano
Km
Fig. 3 – Attività alfa totale – Mappa dei risultati
22
APPENDICE 1
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U.O. Agenti Fisici
La concentrazione di attività alfa totale varia da 65 a 290 mBq/kg, con una media di 112 ± 44 mBq/kg.
L’istogramma della distribuzione dei valori misurati, che è riportato nella figura 4, è approssimativamente
lognormale.
Nel 61% dei campioni, per i quali l’attività alfa totale superava il livello di riferimento di 100 mBq/kg
proposto dalle linee guida OMS, sono state effettuate ulteriori analisi per determinare il contributo relativo
degli isotopi dell’uranio e del 226Ra. L’attività alfa è risultata sempre imputabile, pressoché esclusivamente,
all’uranio.
L’attività beta totale è risultata variabile da valori inferiori al limite di sensibilità della metodica (48
mBq/kg) fino ad un massimo di 175 mBq/kg, con una media di 72 ± 22 mBq/kg; in nessun caso è stato
superato il livello di riferimento di 1 Bq/kg proposto dalle linee guida OMS. Studi precedenti dimostrano che
attività alfa totale e beta totale non sono generalmente correlate.
La concentrazione di 222Rn varia tra 0,32 e 12,8 Bq/kg, con una media di 6,8 Bq/kg (figura 5). La quantità
di Rn risulta talvolta molto bassa, verosimilmente nei casi in cui le centrali di distribuzione utilizzano torri
di aerazione per l’abbattimento dei solventi organici, favorendo in questo modo anche l’eliminazione del
radon presente.
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
120,0%
12
120,0%
100,0%
10
100,0%
80,0%
8
80,0%
6
60,0%
4
40,0%
20,0%
2
20,0%
,0%
0
Frequenza
Frequenza
222
60,0%
40,0%
0,075
0,119
0,164
0,208
0,253 > 0,253
,0%
0,32 2,82 5,32 7,82 10,32>10,32
Classe (limite superiore)
Classe (limite superiore)
Fig. 5 - Distribuzione dei valori di attività di 222Rn (Bq/kg)
Fig. 4 - Distribuzione dei valori di attività alfa totale (mBq/kg)
B. Stime di dose
Le stime di dose sono state effettuate per la classe d’età adulti (> 17 anni), supponendo trascurabile il
contributo della componente beta ed attribuendo il contributo della componente alfa esclusivamente agli
isotopi dell’uranio.
I valori dei coefficienti di dose sono stati ricavati dal D.L.vo 230/95 e successive modifiche ed
integrazioni; i valori del consumo annuale di acqua sono stati ricavati dal Rapporto ISTISAN 00/16.
La dose alla popolazione varia tra 0,003 e 0,01 mSv/anno, con un valore medio di 0,0044 mSv/anno.
V. COMMENTI E CONCLUSIONI
Il controllo del contenuto di radioattività delle acque richiede una riflessione preliminare sulla scelta della
metodica analitica più opportuna; ciò in relazione sia alla dimensione della campagna che ai parametri
analitici ed ai limiti di sensibilità desiderati.
Sotto opportune ipotesi, la spettrometria gamma è uno strumento analitico adatto non solo al controllo
della contaminazione da artificiali, ma anche alla stima della dose impegnata da radionuclidi naturali. Non è
tuttavia applicabile a campagne di misura spazialmente estese.
23
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APPENDICE 1
U.O. Agenti Fisici
In questi casi, la misura mediante scintillazione liquida del contenuto di attività alfa e beta totale è uno
strumento rapido ed efficace e consente di stimare la dose alla popolazione attraverso l’utilizzo di valutazioni
indipendenti sul contributo relativo degli isotopi dell’uranio e del radio all’attività alfa e beta totale.
La prima mappatura del contenuto di radioattività delle acque della città di Milano ha evidenziato una
notevole variabilità, sia temporale che spaziale, nel contenuto di radioattività naturale.
La variabilità temporale è verosimilmente riconducile a variazioni nel contributo relativo dei diversi pozzi
e centrali di approvvigionamento all’erogazione finale di rete. Per quanto riguarda la variabilità spaziale, il
punto di prelievo di via Juvara non è risultato completamente rappresentativo della situazione cittadina in
quanto, pur fornendo dati non lontani dalla media milanese, non permette l’individuazione di outlier anche
rilevanti.
Questa situazione, peraltro attesa, è presumibilmente caratteristica di grandi acquedotti civici che si
avvalgono di una molteplicità di pozzi di approvvigionamento e di centrali di distribuzione. La
caratterizzazione del contenuto di radioattività delle acque richiede quindi in questi casi un’indagine estesa
sia nel tempo che sul territorio.
24
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APPENDICE 2
U.O. Agenti Fisici
PARABIAGO E COMUNI LIMITROFI
Maurizio Forte, Rosella Rusconi, Silvia Bellinzona e Rosina Gallini
Paola Panzeri, Michele Russo, Wanna Danieli e Anna Paola Gatti
Dipartimento Provinciale ARPA di Milano – Sede di Parabiago
I. INTRODUZIONE
Nel corso della prima fase della campagna regionale di monitoraggio radiometrico delle acque di rete
sono stati analizzati campioni prelevati presso le tredici sedi ARPA lombarde ai punti finali di erogazione,
normalmente da rubinetti all’interno dei laboratori. Nel campione prelevato presso la sede del Dipartimento
ARPA di Parabiago erano stati misurati valori di attività nettamente superiori alla media regionale; ciò ha
reso di interesse un approfondimento di indagine volto a chiarire l’estensione e le ragioni di questa anomalia.
E’ stata perciò realizzata in stretta collaborazione con il Dipartimento ARPA di Parabiago una campagna di
misure sulle acque di falda della città di Parabiago e dei comuni circostanti, effettuando il prelievo ai singoli
pozzi di captazione ed in particolare sui 7 pozzi afferenti all’acquedotto di Parabiago e su 10 pozzi afferenti
agli acquedotti di alcuni dei comuni vicini, in maggior parte riferibili alla seconda e alla terza falda. Per
completare il quadro conoscitivo sono stati, inoltre, campionati 3 pozzi di prima falda destinati ad usi
industriali. I dati ottenuti sono stati interpretati sia mediante l’uso di tecniche statistiche che grazie all’esame
della geologia ed idrogeologia locale.
II. METODI DI CAMPIONAMENTO E MISURA
I campioni sono stati prelevati ai rubinetti di spillamento dei singoli pozzi con modalità differenziate in
relazione alle caratteristiche degli analiti.
L’aliquota per la determinazione del 222Rn è stata raccolta in recipienti in vetro da 500 ml dotati di tappo
con setto in teflon. Il prelievo è stato effettuato introducendo completamente nel recipiente un tubo in
plastica collegato al rubinetto di erogazione e flussando il liquido per alcuni minuti per consentire numerosi
ricambi all’interno del contenitore. Quest’ultimo è stato poi accuratamente chiuso evitando la formazione di
un battente d’aria all’interno. La procedura impedisce, come dimostrato in numerose prove comparative,
perdite di gas radon che tende ad essere spontaneamente desorbito dall’acqua.
L’aliquota per le altre determinazioni radiometriche e chimiche è stata raccolta in recipienti da 10 litri in
polietilene. La scelta del polietilene è volta a minimizzare i fenomeni di adesione dei soluti sulle pareti.
Le determinazioni radiometriche ed in particolare la misura delle attività alfa e beta totali, dell’attività
dell’uranio totale e delle concentrazioni in attività dei suoi isotopi 234U e 238U, del 226Ra e del 222Rn sono state
realizzate mediante la tecnica della scintillazione liquida con procedure messe a punto dal Dipartimento
ARPA di Milano e testate in interconfronti nazionali ed internazionali.
Le misure chimico-fisiche sulle acque, corrispondenti alle analisi cosiddette di tipo C3 routinariamente
effettuate sulle acque di rete, sono state realizzate dalla U.O. Risorse Idriche e Naturali del Dipartimento di
Milano. In particolare la determinazione del residuo fisso è stata effettuata per conduttimetria e quella delle
concentrazioni di anioni e cationi per cromatografia ionica. L’attività di 40K è stata ricavata per calcolo dalla
concentrazione dello ione K+.
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APPENDICE 2
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U.O. Agenti Fisici
Le analisi chimiche e la preparazione delle aliquote per le misure radiometriche sono state effettuate nel
minor tempo possibile (48 ore circa dal campionamento) per evitare alterazioni dei campioni.
III. RISULTATI
In tabella 1 sono presentati i risultati delle analisi radiometriche. L’attività alfa totale presenta un
intervallo di variazione più ampio di quella beta; 7 campioni presentano attività superiori a 100 mBq/kg e, di
questi, 2 superiori a 300 mBq/kg. Un simile andamento si nota per l’attività dell’uranio totale. Il rapporto
degli isotopi 234U e 238U varia tra 1,18 e 2,12. Le concentrazioni di 226Ra sono sempre inferiori al limite di
sensibilità della metodica. Le variazioni delle concentrazioni di 222Rn sono comprese tra 5,3 e 19,8 Bq/kg.
Dall’esame della tabella si può immediatamente osservare che l’attività alfa osservata è principalmente
attribuibile agli isotopi dell’uranio. La correlazione tra questi due parametri risulta essere molto stretta
(R2=0,94). Raggruppando i valori dell’attività alfa totale (o dell’uranio totale) in base alla falda di
appartenenza si nota che la media più alta di concentrazioni di attività è riferibile alla seconda falda (figura
1).
Il rapporto 234U/238U viceversa aumenta gradualmente dalla prima alla terza falda (figura 2). Le
concentrazioni di 222Rn sono leggermente maggiori in media nella prima falda, mentre poco si può dire a
proposito del 226Ra dal momento che tutti i campioni sono risultati al di sotto del limite di rivelabilità.
Analoghe considerazioni sono state ripetute sui parametri chimici, per i quali il dato più evidente è il
decremento del residuo fisso medio dalla prima alla terza falda. Tuttavia, data la molteplicità dei parametri in
gioco, una visione globale delle relazioni tra di essi necessita dell’applicazione di metodi di analisi statistica
più raffinati.
Tab. 1 - Risultati delle analisi radiometriche
Comune
Indirizzo
Lainate
v. XXV aprile
Cerro M.
v. Vercelli
Parabiago fr. S.Lorenzo 1
Falda
Alfa tot
mBq/kg
Beta tot
mBq/kg
Uranio tot
mBq/kg
U-234/U-238
Ra-226
mBq/kg
Rn-222
Bq/kg
1
15,6
± 6,1
41
±
15
11,1
± 2,7
1,34 ± 0,88
< 2,8
10,0
± 1,5
3
22,9
± 6,8
57
±
16
20,4
± 2,6
1,68 ± 0,47
< 2,8
5,31
± 0,88
3
26,9
± 7,2
35
±
15
31,4
± 3,5
1,80 ± 0,39
< 2,8
13,6
± 2,0
Rho
c.so Europa
1
28,5
± 7,3
40
±
15
41,1
± 4,2
1,22 ± 0,21
< 2,8
n.d.
Lainate
v. Caronasca
3
29,8
± 7,5
57
±
17
20,6
± 2,8
2,12 ± 0,67
< 2,8
12,3
Rescaldina v. Melzi
1
97
3
47,8
±
± 1,8
28
55
±
16
111,7 ± 9,7
1,35 ± 0,13
< 2,8
14,7
± 2,2
± 9,2
51
±
16
52,5
± 5,1
1,72 ± 0,25
< 2,8
10,9
± 1,6
n.d.
Rho
v. Capuana
2
55
±
10
38
±
15
62,1
± 5,8
1,67 ± 0,22
< 2,8
Rho
v. B.D'Este
3
70
±
12
72
±
17
64,6
± 6,2
1,75 ± 0,26
< 2,8
n.d.
Legnano
v. Quasimodo
3
71
±
12
65
±
17
80,1
± 7,4
1,76 ± 0,22
< 2,8
10,9
± 1,6
Parabiago v. Sempione
1
83
±
13
53
±
16
130
±
11
1,18 ± 0,10
< 2,8
18,9
± 2,7
Parabiago v. Butti
1
83
±
13
92
±
19
69,2
± 6,3
1,22 ± 0,14
< 2,8
9,9
± 1,5
Inveruno
v. Rosselli
Parabiago p.zza Vittoria
3
99
±
15
76
±
18
123
±
11
1,76 ± 0,16
< 2,8
6,9
± 1,1
2+3
129
±
18
83
±
18
159
±
14
1,61 ± 0,13
< 2,8
11,4
± 1,7
Marcallo
v. Jacini
1
135
±
18
84
±
18
170
±
14
1,34 ± 0,10
< 2,8
19,8
± 2,9
Lainate
v. Caronasca
2
171
±
33
49
±
24
120
±
11
1,78 ± 0,17
< 2,8
10,4
± 1,6
2+3
229
±
36
55
±
25
219
±
19
1,43 ± 0,09
< 2,8
11,6
± 1,7
2
250
±
42
121
±
29
267
±
22
1,31 ± 0,07
< 2,8
9,5
± 1,5
2
327
±
45
76
±
28
341
±
28
1,36 ± 0,07
< 2,8
13,6
± 2,0
Parabiago v. D. Gnocchi
2
388
±
61
48
±
28
375
±
30
1,28 ± 0,06
< 2,8
10,2
± 1,5
Parabiago v. Borromini
26
APPENDICE 2
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U.O. Agenti Fisici
300,0
400
2,00
350
250,0
1,60
200,0
mBq/kg
mBq/kg
1,20
150,0
0,80
100,0
Prima falda
300
Seconda falda
250
Terza falda
200
150
100
0,40
50,0
50
0
0,00
0,0
1
2
3
Falda
Fig. 1 - Attività alfa totale
medie in funzione della falda
1
2
3
Falda
1484000 1488000 1492000 1496000 1500000 1504000
Coordinate X
Fig. 2 - Rapporti 234U/238U
medi in funzione della falda
Fig. 3 - Attività dell’uranio totale in funzione delle
coordinate Gauss-Boaga
L’applicazione dell’analisi delle componenti principali (PCA) ha consentito di individuare gruppi di
parametri in relazione tra di loro, con i seguenti risultati: alla prima componente principale (primo gruppo di
parametri internamente correlati) appartengono la maggior parte dei parametri chimico-fisici (pH, residuo
fisso, durezza, concentrazione della maggior parte degli anioni e cationi) oltre che, con relazione inversa, la
falda e il rapporto 234U /238U, evidentemente correlato alle caratteristiche generali dell’acqua piuttosto che al
contenuto di radioattività. Alla seconda componente principale appartengono: l’attività alfa totale e le
concentrazioni di uranio totale, 234U e 238U. L’attività beta totale e il radon vengono collocati in gruppi
distinti, anche tra di loro, cui è associata una “varianza spiegata” minima: sono quindi sostanzialmente
scorrelati sia dai parametri radiometrici che chimico-fisici.
Un altro risultato di interesse si ottiene mettendo in relazione le concentrazioni di uranio, distinte per
falda, con le coordinate Gauss Boaga orizzontali (x); risulta evidente l’incremento dell’attività in ciascuna
delle tre falde procedendo in direzione est-ovest, cioè verso il bacino del Ticino (figura 3).
IV. STIME DI DOSE
Le stime di dose da ingestione sono state effettuate adottando i criteri previsti dalla normativa vigente e
dalle linee guida internazionali e considerando la classe d’età adulti (> 17 anni).
I radionuclidi considerati ai fini del calcolo della dose sono l’uranio-234 e l’uranio-238 ed il radio-226;
poiché la concentrazione di radio-226 è risultata sempre inferiore alla minima attività rivelabile si è assunto
cautelativamente che la concentrazione presente fosse uguale alla sensibilità analitica.
I valori dei coefficienti di dose utilizzati sono stati ricavati dal D.L.vo 230/95 e successive modifiche ed
integrazioni; i valori del consumo annuale di acqua sono quelli raccomandati nel Rapporto ISTISAN 00/16.
La tabella 2 riporta i risultati delle stime di dose effettuate.
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APPENDICE 2
U.O. Agenti Fisici
Tab. 2 - Risultati delle stime di dose
IDENTIFICAZIONE CAMPIONE
STIME DI DOSE
Dose efficace impegnata
Protocollo
Comune
Descrizione
(mSv/anno)
020389
Inveruno
Pozzo comunale-acquedotto
0,0048
020390
Parabiago
Ditta ITS ARTEA spa
0,0050
020391
Legnano
Pozzo AMGA
0,0034
020392
Parabiago
Ditta SO.LA.GO.
0,0030
020393
Lainate
Ditta Perfetti
0,0010
020407
Parabiago
0,0123
020408
Parabiago
0,0024
020409
Parabiago
0,0098
020410
Parabiago
0,0017
020417
Parabiago
0,0135
020418
Cerro Maggiore
0,0013
020419
Parabiago
0,0061
020420
Parabiago
0,0082
020426
Rho
0,0027
020427
Rho
0,0028
020428
Rescaldina
0,0044
020429
Rho
Ospedale
0,0020
020445
Marcallo
0,0064
020446
Lainate
0,0047
020447
Lainate
0,0013
Nel caso del campione con la concentrazione di uranio più elevata (circa 400 mBq/kg) la dose è
dell’ordine di 0,013 mSv/anno.
Il valore di parametro di 0,1 mSv/anno indicato dal D.L.vo 31/01 non è mai superato.
V. CONSIDERAZIONI GEO-LITOLOGICHE
La descrizione della struttura idrogeologica nel sottosuolo della provincia di Milano, e in generale della
Pianura Padana, ampiamente riportata in letteratura e basata prevalentemente su criteri litologici di
permeabilità e vulnerabilità della risorsa non permette di avanzare ipotesi sull'origine delle differenze
osservate nel contenuto radiometrico delle acque analizzate. Tuttavia, è verosimile che tali differenze siano
spiegabili in base alla composizione degli acquiferi, in quanto è noto che la geologia della zona e la
composizione petrografica dell’acquifero hanno un’influenza fondamentale sul contenuto di radioattività
naturale nelle acque. La maggior parte degli elementi radioattivi disciolti, infatti, proviene dall’erosione delle
rocce a contatto con l’acqua.
Studi recenti effettuati nell'alta valle del Fiume Olona, immediatamente a Nord dell'area oggetto della
presente indagine, hanno consentito di ricostruire la struttura geologica di dettaglio dei depositi prequaternari e quaternari e la loro evoluzione paleogeografica. In particolare, si evidenzia la presenza dei
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APPENDICE 2
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U.O. Agenti Fisici
paleoalvei del Fiume Olona e del Fiume Ticino. Il primo risulta posizionato in prossimità e parallelo
all'attuale corso del fiume, mentre il secondo si colloca molto più ad est della posizione del corso attuale.
Sino al Pliocene superiore, infatti, il fiume Ticino scorreva in direzione Ovest - Est, dal Lago Maggiore al
Lago di Varese, per poi puntare verso Sud in prossimità di Gazzada (Va) percorrendo l'attuale valle del
Fiume Arno. Le due piane fluviali, nella zona a valle di Castel Seprio (Va), formano un unico corpo
sedimentario costituito dalla sovrapposizione dei sedimenti dei due fiumi e, data la predominanza del Ticino
sia per portata che per carico sedimentario, si rinvengono graniti provenienti dalla zona ticinese anche in
Valle Olona. Tali depositi sedimentari vengono identificati come Allogruppo di Cairate (ghiaie, sabbie con
livelli di limo sabbioso e/o limo argilloso più o meno frequenti) la cui successione (prisma sedimentario) è
ben visibile nei profili sismici eseguiti dall'Agip all'altezza e a sud di Busto Arsizio.
Si può quindi ipotizzare che l’antico alveo del Ticino (delta-conoide del paleo-Ticino), approfondendosi
ed ispessendosi verso sud, si spingesse almeno sino all'area di studio contribuendo a formare parte del
secondo acquifero. Considerando che l'area di alimentazione dei sedimenti trasportati dal Ticino è costituita
principalmente da graniti, ortogneiss e scisti (Duomo Lepontino), tutte rocce ricche di uranio, con un
contenuto sino a 3,9 g/t, rispetto alle rocce basiche che presentano un massimo di 0,96 g/t, si può
ragionevolmente supporre che il contenuto radiometrico delle acque di seconda falda e la sua variabilità
areale siano legati alla presenza o meno del paleoalveo del fiume Ticino sepolto dai depositi fluvioglaciali.
Di contro i depositi legati all'attuale corso del Ticino potrebbero giustificare la variabilità del contenuto
radiometrico in prima falda.
V. CONCLUSIONI
Il valore di parametro per la dose totale indicativa riportato nel Decreto Legislativo 31/01 (0,1 mSv/anno)
non viene mai superato: il valore massimo di dose efficace calcolato è stato di 0,02 mSv/anno. Ciò è dovuto
al fatto che, anche se nel campione in questione l’attività alfa totale è dell’ordine di 400 mBq/kg, la
radioattività presente è dovuta all’uranio la cui radiotossicità non è particolarmente elevata. Concentrazioni
analoghe di radio-226 avrebbero posto problemi radioprotezionistici di altra rilevanza.
Le conclusioni tratte dall’analisi dei dati chimici, radiometrici e geografici delle acque in esame si
possono così riassumere:
- nell’ambito di questo gruppo di campioni, gli isotopi dell’uranio sono i radionuclidi più abbondanti in
termini di concentrazione di attività;
- l’attività alfa totale e la concentrazione di attività dell’uranio sono fortemente correlate; un solo parametro
radiometrico (ad esempio l’attività alfa totale) è quindi sufficientemente descrittivo da un punto di vista
radiometrico;
- l’attività alfa varia in funzione sia della falda (le attività più elevate si registrano nella seconda) che della
posizione geografica del pozzo (aumentano in direzione ovest);
- l’analisi statistica dei dati chimico-fisici e radiometrici permette di raggruppare le acque in modo efficace.
Un ampio gruppo di parametri chimici (ed il rapporto isotopico
secondo un criterio coerente con la falda prevalente;
- le attività di
234
U /
238
U) permette di classificarle
222
Rn disciolto rientrano tra quelle normalmente riscontrate nelle falde padane e appaiono
dipendere scarsamente dalla profondità di captazione dell’acqua e dalla posizione del pozzo; non sono
comunque correlate agli altri parametri chimici o radiometrici delle acque;
- la geologia del sottosuolo sembrerebbe suggerire una relazione diretta tra il contenuto radiometrico delle
acque di falda e la presenza dei depositi fluviali del Ticino, che risultano composti da frammenti di rocce
granitiche e gneissiche notoriamente ricche in elementi radioattivi. In particolare la posizione del
paleoalveo del Ticino potrebbe spiegare la variabilità radiometrica osservata in seconda falda.
La relazione completa di questa indagine è consultabile sul sito www.arpalombardia.it
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APPENDICE 3
U.O. Agenti Fisici
LA VAL DI STAFFORA (PV)
Maurizio Forte, Rosella Rusconi, Silvia Bellinzona e Maria Teresa Cazzaniga
Cristina Bosio, Luciano Bosticco
Dipartimento Provinciale ARPA di Pavia
Roberto Pisati
Università degli Studi di Pavia
I. INTRODUZIONE
La parte meridionale della Lombardia è costituita dalla pianura alluvionale del fiume Po, che ne disegna il
confine sud. L’unica eccezione è costituita dall’Oltrepo Pavese, una zona collinare dell’estensione
approssimativa di 1000 km2 posta a sud del Po. L’Oltrepo Pavese rappresenta anche l’unica porzione di
Appennino compresa entro i confini lombardi. Questa peculiarità ha suggerito di realizzare un
approfondimento di indagine allo scopo di verificare se i livelli di radioattività nelle acque dell’Oltrepo si
discostassero significativamente da quelli, molto bassi, registrati nella parte meridionale della Lombardia ed
in particolare in prossimità del fiume Po. Si è scelto di indagare una singola valle, la Val di Staffora, e di
seguirne il percorso dal Po sino agli ultimi centri abitati, nella sua parte meridionale.
Questo lavoro, svolto in stretta collaborazione con il Dipartimento ARPA di Pavia, ha come scopo
l’analisi del contenuto di radioattività delle acque di falda dell’Oltrepo Pavese per quanto riguarda le acque
prelevate direttamente ai pozzi o alle sorgenti situate nella Valle Staffora, per un numero totale di 15
campioni.
L’ubicazione dei pozzi è stata scelta in modo tale da fornire un campione sufficientemente
rappresentativo della zona, anche se questa considerazione può essere svolta solamente a posteriori data
l’elevata variabilità della concentrazione di radionuclidi naturali nelle acque riscontrata nelle precedenti
indagini.
II. INQUADRAMENTO GEOLOGICO ED IDROGEOLOGICO
Il territorio esaminato nel presente studio interessa la media e bassa valle del torrente Staffora,
geograficamente riconducibile al tratto d’asta torrentizia compreso tra il comune di Varzi sino alla
confluenza con il fiume Po. In tale zona sono identificabili due differenti domini morfologici. Il primo, più a
nord, costituisce la superficie fondamentale della pianura ed è rappresentato dall’area vogherese,
geologicamente modellata da coltri alluvionali e fluviali d’età compresa dal Pleistocene inferiore
all’Olocene, giacenti su formazioni marine d’età prequaternaria. Nel settore meridionale, invece, il torrente
Staffora sagoma un’ampia vallata, fiancheggiata da rilievi collinari appenninici.
La storia geologica del margine appenninico vogherese-piacentino, che ha influenzato la deposizione e
deformazione delle successioni sedimentarie terziarie del bacino ligure-piemontese, è stata caratterizzata da
differenti fasi tettoniche parossistiche, le quali si sono susseguite a partire dal Miocene inducendo le falde
appenniniche a dei movimenti verso nord con conseguenti sovrapposizioni ed appilamenti tra le diverse unità
prequaternarie. Eventi legati a predominanti deformazioni compressive sono caratterizzati dalla presenza di
faglie inverse e da fronti di sovrascorrimento.
30
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APPENDICE 3
U.O. Agenti Fisici
L’area di pianura che diparte dal fondovalle del torrente Staffora sino alla zona golenale in destra
idrografica del Po costituisce un’unica superficie interrotta solo da alcuni terrazzi. Si può osservare che i
terrazzi più elevati sono rappresentati da depositi pleistocenici fluviali o fluvio-lacustri antichi. La superficie
principale della pianura appare strutturata da alluvioni del Pleistocene medio-recente mentre le alluvioni più
recenti sono riconducibili a quelle ghiaioso-sabbiose oloceniche.
Il sottosuolo dell’area di pianura evidenzia l’esistenza di una coltre di sedimenti di potenza variabile, con
rapporti tra i differenti litotipi che mantengono un andamento orizzontale. I rapporti geometrici tra livelli a
diversa granulometria modellano strati sovrapposti, spesso interdigitati tra loro, con uno sviluppo molto
eterogeneo dei sedimenti, la cui causa è da ricercarsi nelle alterne fasi di sedimentazione ed erosione fluviale,
nonché di migrazione degli alvei.
In generale, si evidenzia una diminuzione di potenza dei depositi alluvionali da sud a nord che, nei pressi
dei rilievi collinari, risultano inferiormente delimitati dalle argille azzurre del substrato marino terziario. Man
mano che ci si spinge verso il Po si osservano profondità ben maggiori.
Sotto il profilo litostratigrafico, la deposizione dei depositi grossolani, e quindi dei potenziali acquiferi,
evidenzia che in prossimità della zona collinare si registra lungo la verticale una maggior diffusione di
litotipi impermeabili o semipermeabili. Questi tendono a diminuire considerevolmente di potenza verso nord.
Ovunque è presente in superficie un primo strato di argilla il cui spessore tende ad aumentare da ovest
verso est. Inoltre gli strati permeabili diventano più numerosi e consistenti avvicinandosi al fiume Po.
I rapporti stratigrafici ed interpretativi, proposti da diversi autori, evidenziano per questa zona l’esistenza
di acquiferi sovrapposti ospitanti falde idriche sempre più indipendenti tra loro via via che ci si sposta verso
nord. Tuttavia per le finalità del presente studio, esaminando le principali fonti disponibili di
approvvigionamento idrico sotterraneo ad uso potabile, si ritiene che da un punto di vista idrogeologico e
idrochimico l’area di interesse possa essere schematizzata nel modo seguente.
Acquiferi superficiali: ospitano falde libere e talvolta, a causa della presenza di consistenti coperture
impermeabili, falde con carattere d’occasionale e temporanea debole artesianità. In generale questi sono
alimentati direttamente dalle piogge, dai corsi d’acqua e dalle irrigazioni. A sud tali acquiferi sono collocati a
profondità limitate a poche decine di metri (Torrazza Coste e Silvano Pietra) e sono caratterizzati da ridotti
livelli acquiferi. Nel settore settentrionale, invece, appaiono riconducibili al cosiddetto acquifero
tradizionale, sussistendo sino a 70 ¸ 80 m di profondità (Cervesina, Lungavilla e Casei Gerola).
Acquiferi profondi: i pozzi che raggiungono questa litozona possiedono mediamente profondità
superiori a 120 m, con falde che hanno una fonte di ricarica lenta e non ben identificata. Si tratta di acquiferi
di tipo multistrato ospitanti delle falde confinate, racchiuse cioè in livelli impermeabili aventi un’estesa
variabilità laterale. In realtà alcuni pozzi che raggiungono tali livelli acquiferi più profondi (Voghera,
Codevilla, Retorbido e Rivanazzano) spesso presentano tratti di tubazioni filtranti a profondità variabili da 60
a oltre 160 m, che agevolano quindi un mescolamento delle acque tra potenziali differenti livelli acquiferi.
Acquiferi di fondovalle: il fondovalle dello Staffora presenta delle falde in stretta connessione con il
regime idraulico del corso d’acqua, che risultano essere tradizionalmente sfruttate per usi differenti,
compreso quello potabile. Tali acquiferi mostrano una potenzialità dipendente sia dallo spessore, compreso
tra 10 e 20 m, che dall’eterogeneità dei depositi alluvionali presenti.
Sorgenti: in corrispondenza di alcune placche arenacee (Castagnola e Pizzocorno-Pietragavina) sono
riconoscibili alcune manifestazioni sorgentizie significative, localizzate soprattutto in corrispondenza di
profonde incisioni che presentano uno sviluppo a raggiera rispetto all’estensione delle placche, le quali
hanno un’azione drenante nei confronti delle acque immagazzinate dai rilievi, costituiti da litotipi
maggiormente permeabili per porosità e fratturazione.
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APPENDICE 3
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U.O. Agenti Fisici
III.
SCELTA DEI PUNTI DI CAMPIONAMENTO
I punti di campionamento sono stati scelti tra le differenti captazioni a prevalente uso idropotabile con
l’intento di conseguire, per quanto possibile, una rappresentazione sufficiente delle informazioni esistenti
lungo il corso del torrente Staffora, cercando altresì di evidenziare per l’area di pianura le possibili
differenziazioni anche nella direzione est-ovest.
I pozzi sono stati identificati tra quelli con maggiori disponibilità di informazioni con l’intento di
rappresentare in modo significativo le differenti fonti di approvvigionamento esistenti. Di seguito (tabella 1)
si espone una tabella riassuntiva dei diversi punti di captazione esaminati nel presente studio.
Tab. 1 - Elenco dei pozzi campionati nella campagna in Val di Staffora con relativo inquadramento dal punto di vista idrogeologico
Comune
Casei Gerola
Lungavilla
Torrazza Coste
Cervesina
Silvano Pietra
Abitanti
2.536
2.154
1.518
1.200
703
Voghera
38.183
Rivanazzano
Retorbido
Codevilla
Godiasco
Ponte Nizza
4.429
1.170
917
2.806
864
Varzi
3.539
Località
Via Squadrelli
Via Palli
San Giorgio
P.za Caduti
Careggi
Via Volturno
Via Bassi
Gerlina
Bidella
Fornace 2
Ferretta
Campo sportivo
San Ponzo 2
Belcredi 1
Sorgente Lazzuola
Prof. (m)
32
56
33
90
25
80
150
169
162
116
116
16
nd
12
nd
Acquifero
Superficiale
Profondo
Fondo valle
Sorgente
I campioni sono stati prelevati direttamente ai rubinetti dei singoli pozzi utilizzati normalmente per i
controlli chimici e batteriologici delle acque. Al momento del prelievo sono stati misurati pH, temperatura ed
ossigeno disciolto con strumenti da campo.
IV.
ANALISI CHIMICHE
Presso il Dipartimento ARPA di Pavia sono stati misurati i principali parametri chimico-fisici quali
conducibilità, durezza, residuo fisso e ossidabilità, la concentrazione dei cationi sodio, potassio, magnesio,
calcio, ferro e manganese e la concentrazione degli anioni cloruro, fluoruro, idrogenocarbonato, solfato,
nitrato e fosfato. Inoltre, i parametri: torbidità, azoto nitroso e ammoniacale, cloro residuo libero, idrogeno
solforato, ioni cadmio e cromo sono sempre risultati inferiori alla sensibilità della metodica. I risultati di
queste analisi non sono stati riportati in dettaglio nella presente pubblicazione ma utilizzati all’occorrenza
per l’elaborazione dei dati.
Le condizioni chimico-fisiche delle acque sotterranee considerate sono state evidenziate mediante la
raccolta ed il confronto delle analisi chimiche effettuate. L’analisi comparata dei dati ottenuti ha permesso di
evidenziare alcuni caratteri idrochimici salienti in relazione alle differenti tipologie di acquiferi.
Come risulta evidente dalla rappresentazione fornita dai relativi diagrammi di Shoeller (figura 1), gli
acquiferi di fondovalle sono caratterizzati da acque bicarbonato-solfato calcio-magnesiache, con una
composizione ben raffrontabile su tutta l’asta analizzata del torrente Staffora, da Varzi (Belcredi) a
Godiasco. Da queste, si discostano sensibilmente le acque derivanti dalla sorgente di Lazzuola, originatesi
dallo scorrimento ed infiltrazione poco profonda di acque meteoriche, che risultano più ricche in bicarbonato
e povere in solfati, cloruri e potassio.
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APPENDICE 3
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HCO3
SO4
Cl
Na + K
Mg
Ca
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10,00
meq/l
1,00
BELCREDI
0,10
GODIASCO
PONTE NIZZA
Acquifero fondovalle Staffora
LAZZUOLA
HCO3
SO4
Cl
Na + K
Mg
Ca
0,01
10,00
CERVESINA
1,00
meq/l
SILVANO PIETRA
CASEI
0,10
LUNGAVILLA
Acquifero superficiale
TORRAZZA
HCO3
SO4
Cl
Na + K
Mg
Ca
0,01
10,00
BASSI
GERLINA
1,00
meq/l
BIDELLA
RETORBIDO
0,10
CODEVILLA
Acquifero profondo
VOLTURNO
0,01
Fig. 1 - Diagrammi di Shoeller
Per gli acquiferi della pianura (acquifero superficiale) si osserva complessivamente una discreta
continuità delle caratteristiche chimiche, fatte salve alcune situazioni locali, a causa del mescolamento tra
falde e all’interazione con i principali corsi d’acqua. Si tratta sempre di acque bicarbonato calcio-
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APPENDICE 3
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magnesiache, dotate di significativi tenori in solfati. Si evidenzia, inoltre, una buona corrispondenza di facies
idrochimica per i pozzi più superficiali della pianura settentrionale.
Gli acquiferi più profondi presentano mediamente un minor contenuto in solfati e magnesio e un maggior
tenore in cloruri rispetto alle captazioni più superficiali, manifestando evidenti conformità di classe
idrochimica tra acque provenienti da pozzi vicini come Retorbido e Codevilla o quelli dell’area di Voghera
(Bassi, Gerlina e Volturno).
V.
ANALISI RADIOMETRICHE
Le analisi radiometriche sono state effettuate presso il Dipartimento ARPA di Milano. I campioni,
opportunamente pretrattati secondo procedure standard descritte nel dettaglio in precedenti pubblicazioni
disponibili sul sito www.arpalombardia.it, sono stati misurati mediante conteggio per scintillazione liquida.
Sono state determinate le attività a e b totali e le concentrazioni di trizio, U totale, 234U, 238U, 226Ra e 222Rn.
Le concentrazioni di 40K sono state determinate per calcolo dalla concentrazione del potassio stabile sulla
base della concentrazione isotopica naturale. Particolari precauzioni sono state adottate per il prelievo delle
aliquote destinate all’analisi del radon; anch’esse sono descritte nelle pubblicazioni specifiche sopracitate. I
risultati delle determinazioni radiometriche sono riportati nella tabella 2. I valori di attività alfa totale
misurati nei diversi punti di prelievo sono rappresentati anche in figura 2.
Tab. 2 - Risultati delle analisi radiometriche
226
Ra
(mBq/kg)
K
(mBq/kg)
H
(Bq/kg)
Rn
(Bq/kg)
1,3 ± 0,14
< 2,5
82 ± 4,1
< 5
12,0 ± 0,62
100 ± 5,6
1,2 ± 0,10
< 2,8
45 ± 2,3
< 5
10,2 ± 0,77
60 ± 21
111 ± 6,3
1,3 ± 0,11
< 2,5
28 ± 1,4
< 5
6,4 ± 0,36
28 ± 5,1
170 ± 29
11 ± 0,8
*
< 2,8
167 ± 8,4
< 5
14,2 ± 0,72
Silvano Pietra (S)
89 ± 10,3
80 ± 24
80 ± 4,5
1,2 ± 0,11
< 2,8
74 ± 3,7
< 5
8,5 ± 0,65
Voghera Volturno (P)
64 ± 8,1
90 ± 23
42 ± 2,5
1,5 ± 0,16
< 2,5
85 ± 4,2
< 5
11,3 ± 0,59
Voghera Bassi (P)
43 ± 6,4
70 ± 21
43 ± 2,5
1,7 ± 0,18
< 2,5
76 ± 3,8
< 5
9,6 ± 0,51
Voghera Gerlina (P)
60 ± 7,8
80 ± 24
43 ± 2,6
1,5 ± 0,15
< 2,8
76 ± 3,8
< 5
11,7 ± 0,86
Rivanazzano Bidella (P)
41 ± 6,2
40 ± 19
33 ± 2,0
2,1 ± 0,25
< 2,8
40 ± 2,0
< 5
11,7 ± 0,87
Retorbido (P)
54 ± 7,3
90 ± 25
55 ± 3,2
1,5 ± 0,15
< 2,8
82 ± 4,1
< 5
11,7 ± 0,86
Codevilla (P)
51 ± 7,0
70 ± 23
54 ± 3,1
1,5 ± 0,15
< 2,8
59 ± 3,0
< 5
10,8 ± 0,80
Godiasco (F)
67 ± 8,4
70 ± 21
47 ± 2,7
1,4 ± 0,14
< 2,8
99 ± 5,0
< 5
14,7 ± 1,07
Ponte Nizza (F)
55 ± 7,4
100 ± 23
67 ± 3,8
1,6 ± 0,14
< 2,8
91 ± 4,5
< 5
9,2 ± 0,70
Varzi Belcredi (F)
39 ± 6,0
60 ± 21
25 ± 1,5
2,6 ± 0,37
< 2,8
62 ± 3,1
< 5
7,0 ± 0,55
Varzi Lazzuola (S)
25 ± 4,9
70 ± 21
4 ±0,5
*
< 2,8
65 ±3,3
S: acquifero superficiale; P: acquifero profondo; F: acquifero di fondovalle; S: sorgente
< 5
3,5 ± 0,33
Località
a
(mBq/kg)
b
(mBq/kg)
U
(mBq/kg)
Casei Gerola (S)
46 ± 6,6
100 ± 24
40 ± 2,4
Lungavilla (S)
84 ± 9,8
90 ± 22
Torrazza Coste (S)
97 ± 10,9
Cervesina (S)
234
U / 238U
40
3
222
* Non è stato possibile eseguire la deconvoluzione spettrale dei picchi relativi ai due isotopi dell’uranio a causa dei valori troppo
bassi dell’attività di tale elemento, molto vicina alla minima attività rivelabile.
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Fig. 2 - Attività a totale
L’attività a totale varia tra 25 e 97 mBq/kg, con una media di 56 mBq/kg. L’attività b totale varia tra 40 e
170 mBq/kg con una media pari a 84 mBq/kg. Con una sola eccezione (Varzi Lazzuola), per la quale non si è
peraltro trovata una ragionevole giustificazione, l’attività alfa totale è risultata essere dovuta pressoché
esclusivamente al contributo dell’uranio.
Il rapporto degli isotopi dell’uranio è sempre maggiore di 1; il valore più elevato (2,6) è stato misurato nel
campione di Varzi Belcredi.
La concentrazione di radio-226 è risultata sempre inferiore alla sensibilità della metodica.
La concentrazione media di potassio stabile (e quindi di 40K) è maggiore dei valori fino ad ora misurati in
altre zone della Lombardia.
35
APPENDICE 3
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VI.
VALUTAZIONI
DOSIMETRICHE
Sono state effettuate le stime di dose per tre classi di età (< 1 anno, 12 – 17 anni, > 17 anni); i valori del
consumo annuale di acqua sono stati ricavati dal Rapporto ISTISAN 00/16 (rispettivamente 250, 350 e 730
L/anno); i valori dei coefficienti di dose sono stati ricavati dal D.L.vo 230/95 e successive modifiche ed
integrazioni.
Le stime sono state effettuate ritenendo trascurabile la componente beta e considerando per la componete
alfa il contributo di uranio e radio. Infatti, sebbene la concentrazione di 226Ra sia risultata sempre inferiore
all’attività minima rivelabile dallo strumento, nel calcolo della dose efficace si è convenuto di considerare
anche tale radionuclide per ottenere una stima di dose cautelativa nei confronti della popolazione. La
concentrazione di radio nelle acque è stata considerata, perciò, pari alla minima attività rivelabile.
I risultati sono presentati nella tabella 3.
Tab. 3 - Dose totale indicativa alla popolazione per i vari gruppi d’età considerati
Pozzo
Casei Gerola
Lungavilla
Torrazza Coste
Cervesina
Silvano Pietra
Voghera Volturno
Voghera Bassi
Voghera Gerlina
Rivanazzano Bidella
Retorbido
Codevilla
Godiasco
Ponte Nizza
Varzi Belcredi
Varzi Lazzuola
Dose stimata per classe d’età (mSv/anno)
< 1 anno
7-12 anni
> 17 anni
0,007
0,002
0,002
0,012
0,003
0,004
0,013
0,004
0,004
0,004
0,001
0,001
0,010
0,003
0,003
0,007
0,002
0,002
0,007
0,002
0,002
0,007
0,002
0,002
0,006
0,002
0,002
0,008
0,002
0,003
0,008
0,002
0,002
0,008
0,002
0,002
0,009
0,003
0,003
0,006
0,002
0,001
0,004
0,001
0,001
0,008
Media
0,002
0,002
Come si può vedere, le dosi per qualsiasi gruppo d’età considerato non superano il valore di soglia
raccomandato (pari a 0,1 mSv/y) in nessuno dei campioni d’acqua prelevati.
Sebbene non venga richiesto esplicitamente dalla direttiva comunitaria, è stata calcolata a scopo
comparativo anche la dose dovuta alla presenza nelle acque dell’isotopo radioattivo 40K. Il valore massimo
riscontrato è pari a 0,003 mSv/y nel campione d’acqua del comune di Cervesina, e la media sull’intera
popolazione è pari a 0,001 mSv/y, inferiore quindi a quella dovuta agli isotopi dell’uranio ed al radio.
VII.
ANALISI DEI RISULTATI E CONCLUSIONI
Dal punto di vista chimico, le acque campionate sembrano possedere caratteristiche precise che
permettono di distinguerle in gruppi sostanzialmente diversi:
·
acque superficiali e profonde (nella zona della pianura)
·
acque del fondovalle e di sorgente
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Per gli acquiferi della pianura si osserva una complessiva e discreta uniformità delle caratteristiche
chimiche, fatte salve alcune situazioni locali. Gli acquiferi profondi presentano concentrazioni medie di ioni
sodio, potassio e cloruri superiori a quelle presenti negli acquiferi superficiali.
Per quanto riguarda il contenuto di radioattività, sono stati calcolati e riportati in tabella 4 i valori medi di
attività alfa e beta totale per tipologia di acquifero. All’interno del gruppo delle acque superficiali si nota
un’ampia variabilità dei valori di attività alfa e beta totale che potrebbe essere dovuta sia all’interazione delle
falde con i corsi d’acqua principali che allo scarso isolamento di diversi orizzonti acquiferi, determinato da
cause naturali o legate alla costruzione dei pozzi. Gli acquiferi profondi e del fondovalle presentano, invece,
una maggior omogeneità, eccezion fatta per le acque della sorgente (Varzi Lazzuola) in cui l’attività a risulta
assai bassa.
Tab. 4 - Variabilità dell'attività a e b totale. Media e deviazione standard sono misurate in mBq/kg
Tipologia di acquifero
Superficiale
Profondo
Fondovalle
Attività a totale
69 ± 30
52 ± 9
54 ± 14
Attività b totale
100 ± 30
75 ± 14
77 ± 11
Le attività a misurate in Val Staffora sono mediamente superiori a quelle osservate lungo l’alveo del
fiume Po e del fiume Ticino ed a quelle di alcune città lombarde vicine ai rilievi montuosi alpini e ad
importanti corpi idrici superficiali1, in cui l’attività a risulta inferiore a 8 mBq/kg; sono, al contrario,
decisamente inferiori rispetto a quelle misurate nelle acque di Parabiago e di Milano dove risultano pari a
circa 115 mBq/kg.
L’attività dell’uranio totale contribuisce in maniera preponderante all’attività a totale, mentre l’attività
del 226Ra è risultata ovunque inferiore alla minima attività rilevabile, pari a circa 3 mBq/kg;
conseguentemente l’andamento delle concentrazioni di uranio totale segue quello dell’attività alfa totale.
L’attività b totale è dovuta per la maggior parte alla presenza di 40K, radioisotopo naturale che
accompagna il potassio stabile con un’abbondanza isotopica relativa pari allo 0,0117 %.
Non sono state evidenziate correlazioni tra l’attività a e b totale, come pure tra i parametri radiometrici e
le caratteristiche chimiche delle acque o con la falda di provenienza.
Le attività a e b totali nelle acque sono risultati sempre inferiori ai valori di riferimento indicati nelle
linee guida dell’Organizzazione Mondiale della Sanità, pari a 100 mBq/kg per l’attività a totale ed a 1 Bq/kg
per l’attività b totale.
La concentrazione di 222Rn disciolto nelle acque varia tra 3,5 e 14,7 Bq/kg e non sembra essere collegato
alla falda di captazione del campione d’acqua prelevato. Il valore particolarmente basso riscontrato nella
sorgente del comune di Varzi (Varzi Lazzuola) è probabilmente dovuto alla presenza di un serbatoio situato
a monte del punto di prelievo in cui vi può essere una notevole perdita del gas radon disciolto nell’acqua.
Come già evidenziato nelle precedenti relazioni, le attività di 222Rn in acqua sono normalmente più elevate
(di circa due ordini di grandezza) rispetto a quelle di tutti gli altri radionuclidi dal momento che il gas radon
segue meccanismi di diffusione radicalmente differenti. Le concentrazioni di 222Rn misurate sono tuttavia in
linea con quelle attese per i campioni d’acqua della pianura padana. In nessun caso viene superato il livello
di riferimento di 100 Bq/kg definito dalla Raccomandazione della Commissione Europea 2001/928/Euratom
sulla tutela della popolazione contro l’esposizione al radon nell’acqua potabile.
1
Pavia, Cremona, Mantova e alcuni comuni delle province di Lecco, Como e Varese
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I valori di 3H sono risultati in tutti i campioni inferiori a 1,5 Bq/kg, ampiamente al di sotto del valore di
parametro indicato dal Decreto 31/01 e pari a 100 Bq/kg.
I valori del parametro dose totale indicativa, calcolato nella tabella 3 in base ai consumi d’acqua e ai
valori di dose efficace impegnata per unità di introduzione, variano tra 0,001 e 0,013 mSv/y e risultano più
elevati per la classe con età inferiore ad 1 anno, con una media per tale classe pari a 0,008 mSv/y. In ogni
caso, per nessun campione considerato e per nessuna classe viene superato il limite di 0,1 mSv/y stabilito dal
sopracitato Decreto 31/01.
38

Risultati della prima campagna regionale per la

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