IPLA Relazione Finale

IPLA - Sintesi Finale

SUOLO

Il monitoraggio è stata l'attività operativa principale, ed ha portato ad un controllo di alcune aree, abbastanza vaste, del territorio alpino piemontese. Grazie a ciò si può ora progettare una rete di controllo estesa a tutto il resto del territorio regionale facendo affidamento ad una metodologia valida e a conoscenze che consentono un impiego razionale di tecnici e un risparmio notevole in termini di tempo e costi.

Monitoraggio della componente inorganica

I dati relativi alla presenza di piombo, nickel, cadmio e zinco come contenuto totale nel suolo alle diverse profondità hanno consentito innanzitutto di individuare i livelli naturali medi di concentrazione di tali elementi. I background sono diversi per ciascuna area e sono stati illustrati (5° Anno). Questi dati sono fondamentali per poter riconoscere e quantificare l'apportò esogeno degli elementi ricercati.

Transect stradali

In valle di Susa le stazioni di Villarfocchiardo e Susa, nonchè quella di S.Ambrogio, recentemente inserita, hanno registrato superamenti dei background a distanze non superiori ai 25 metri e in quantità che si possono definire livelli di attenzione. Si escludono casi di alta contaminazione, eccezion fatta per le fasce immediatamente limitrofe alle strade, generalmente costituite da scarpate.

Per quanto riguarda l'andamento delle concentrazioni nel tempo, si registrano per i primi quattro anni graduali aumenti, soprattutto nelle fasce più vicine alle strade, mentre per l'ultimo anno l'incremento è maggiore. I grafici per anno e distanze di tutte le stazioni stradali, relativamente all'elemento piombo e all'orizzonte pedologico superficiale, sono allegati nella presente relazione.

Come riassunto dell'andamento globale delle concentrazioni dei metalli pesanti studiati vengono inoltre presentate in questo volume una tabella che riporta:

le medie delle concentrazioni, calcolate per il totale degli anni, per ciascuna stazione e per ciascuna distanza, per ogni metallo pesante analizzato.

Transect vallivi

Il prelievo in zone progressivamente più lontane dalle strade ha consentito di verificare la diffusione dei metalli pesanti in tutto l'ambiente e di stabilire la dotazione naturale dei suoli.

In valle di Susa soltanto la stazione del Pramand risulta contaminata. Nella valle Vermenagna invece piombo, cadmio e zinco risultano in concentrazioni elevate in tre su sei stazioni controllate.

E' stato inoltre riassunto il monitoraggio globale vallivo per le tre aree con una tabella dove sono riportate distanze progressive dagli assi viari e quote sul livello del mare per tutte le stazioni di monitoraggio vallivo.

Questi dati mostrano la tendenza della concentrazione di piombo totale a raggiungere livelli maggiori entro i 2000 m di distanza dalla strada e i 1300-1400 m di quota.

Monitoraggio di inquinanti organici (I.P.A.)

Introduzione

L'approccio allo studio dell'impatto da traffico veicolare ha considerato, anche nel suolo, un'importante categoria di inquinanti organici: si tratta degli idrocarburi policiclici aromatici (I.P.A.), tipici di processi di combustione da derivati petroliferi e dunque potenzialmente validi indicatori anche delle emissioni da traffico veicolare. Vale la pena ricordare come alcuni di questi composti possano derivare da composti già presenti nel carburante, da neoformazione durante la combustione, da perdite di oli lubrificanti. L'utilizzo di benzine "verdi", generalmente a maggiore tenore in idrocarburi aromatici, comporta un peggioramento delle emissioni di IPA in assenza di idoneo convertitore catalitico. La ripartizione degli IPA stessi tra fase volatile e fase particellare, nei gas di scarico, dipende anche dalla tipologia veicolare: nelle emissioni dei veicoli a benzina gi IPA più leggeri sono prevalentemente associati alla fase vapore, nelle emissioni dei veicoli diesel ( dove si riscontra una più elevata presenza di materiale particellare) gli IPA sono soprattutto legati alla fase particellare.

Si deve considerare ancora l'importanza di questi microinquinanti, in quanto tali si possono classificare per il suolo e per altre matrici ambientali da noi studiate, in relazione al rischio per la salute dell'uomo: sia diretto, dovuto alla potenziale cancerogenicità di molti singoli componenti, sia indiretto in funzione della formazione di prodotti secondari quali i nitro-IPA, anch'essi ad accertata attività cancerogena, per reazione fotochimica in atmosfera con altri composti tipici delle emissioni da combustione (ossidi di azoto).

L'organizzazione delle attività di monitoraggio ha richiesto il supporto analitico del L.S.P. di Grugliasco, strumentalmente attrezzato, e si vuole evidenziare che ciò ha comportato una laboriosa fase di messa a punto di un metodo analitico idoneo, sulla base delle informazioni reperibili in letteratura e della disponibilità del Laboratorio citato. La scelta dei composti analizzati é vincolata alla disponibilità di standard di riferimento (nel caso specifico la stesa miscela adottata dall'E.P.A., Environmental Protection Agency - U.S.A.), pur nell'ambito della significatività per la valutazione di contaminazione da traffico veicolare.

Si precisa ancora che i criteri operativi seguiti per le stazioni di fondovalle, basati sul campionamento del suolo a distanza prossima all'asse stradale (mediante transect a 5 e 10 metri, successivamente esteso a 25 m ed eccezionalmente a 1 e 100 m solo in una stazione) e limitato allo strato superficiale (0-10 cm, orizzonte minerale), sono derivati da una preliminare indagine bibliografica che ha permesso di apprendere come in genere la deposizione di IPA esogeni dovrebbe interessare lo strato più superficiale del suolo e un'area piuttosto limitata rispetto alla fonte mobile di emissione. Come per altri inquinanti nel suolo, e in generale nel monitoraggio del suolo e della vegetazione, sono state comunque introdotte nello studio ulteriori stazioni lungo i versanti delle valli in esame, disposte possibilmente secondo un transect, ai fini di una prima verifica di situazioni critiche anche lontano dalle principali vie di comunicazione e in quota rispetto al fondovalle; in tali stazioni il prelievo dei campioni é avvenuti secondo il profilo pedologico esistente.

Presentazione e valutazione dei principali risultati analitici

Nelle Tabelle 5 e 6 viene presentato un riepilogo dei valori medi ottenuti negli anni per ciascuna stazione, riferiti alla concentrazione di IPA totali (somma delle concentrazioni dei singoli componenti analizzati) e, come esempio dei composti più pericolosi e già normato per altre matrici ambientali, di benzo(a)pirene.

I dati sono suddivisi per area di studio e per tipologia di stazione (stradali e vallive); per i transect stradali sono riferiti a ciascuna delle distanze dall'asse viario esaminate per quella stazione, per le stazioni vallive sono riferiti ai tipi di orizzonte campionati. A tale proposito si precisa che quando nella stazione sono stati considerati differenti orizzonti minerali superficiali, a profondità differente, i dati relativi sono stati mediati per ottenere un unico dato rappresentativo di tale tipo di orizzonte rispetto a quello organico (se prelevato), per potere confrontare tra di loro le diverse stazioni vallive e per confronto con le stazioni stradali (campionamento del solo orizzonte minerale). Si sacrifica dunque un maggiore dettaglio dei dati ai fini di una visione d'insieme semplificata ma più comprensibile. D'altro canto lo studio della diffusione di inquinanti nei diversi orizzonti del profilo esula dal progetto.

Ancora nelle stesse tabelle sono riportati, per IPA totali e benzo(a)pirene, i valori medi elaborati, i minimi assoluti e massimi assoluti riscontrati, a livello di area di studio e per ciascuna secondo i criteri di suddivisione dei dati già citati. Per la Valle di Susa si sottolinea che non é stata considerata nel riepilogo generale, a livello di singolo sito e di conseguenza nell'elaborazione dei dati medi per area, la stazione stradale di S. Ambrogio di Torino, in considerazione della sua introduzione nello studio al 5° anno e dell'anomalo andamento riscontrato rispetto alle altre stazioni stradali della stessa area (come più oltre spiegato).

Dall'esame delle tabelle e si possono complessivamente esprimere le seguenti considerazioni:

In generale, le elaborazioni a livello di dato medio per area presentano minore rilevanza rispetto al dato medio per stazione e ai dati per area minimi e massimi assoluti, in quanto tendono ad appiattire la situazione e a valutare in modo eccessivo dati che si discostano molto dal range di concentrazione verificato in quell'area. Tuttavia a titolo indicativo questo dato ha una sua valenza, che permette di evidenziare come per i transect stradali la Valle di Susa complessivamente sia la più critica delle aree in esame, in particolare per le distanze di 5 e 10 metri; allo stesso modo il dato medio per area mette in luce come per i transect vallivi, o comunque le stazioni vallive, nell'orizzonte minerale le differenze tra aree di studio siano più contenute e la situazione più critica, anche se risultante da un solo anno di verifica, si abbia nel Cusio-Verbano.
Ancora in generale, si può rilevare che a livello di area i valori assoluti di concentrazione, minimi o viceversa massimi, non sempre derivano dalle stesse stazioni: ciò vale considerando sia le diverse distanze per i transect stradali, sia i diversi orizzonti del profilo pedologico per le stazioni vallive. Analogamente si osserva come non sempre vi sia coincidenza di stazione confrontando i valori assoluti, minimi o viceversa massimi, di IPA totali e di benzo(a)pirene. Si riscontra invece a livello di singola stazione, in genere, un andamento simile rispetto alla distanza dalla strada tra IPA totali e benzo(a)pirene per i transect di fondovalle, ovviamente con livelli di concentrazioni rispettive molto differenti: generalmente i valori di benzo(a)pirene sono inferiori di almeno un ordine di grandezza, circa, rispetto ai corrispondenti valori di IPA totali, anche se non e possibile identificare un rapporto fisso tra i due parametri. Per le stazioni vallive, la differenza tra i valori dei due parametri nello stesso orizzonte di una medesima stazione é molto più variabile (anche due ordini di grandezza, a favore degli IPA totali).
Per i transect stradali, generalmente i valori medi di IPA totali e di benzo(a)pirene decrescono con la distanza dall'asse viario: tale andamento é più evidente nelle stazioni a maggiore contaminazione a 5 metri, mentre in quelle a minore contaminazione i valori sono più simili tra di loro a 5 e 10 m. Le principali eccezioni sono rappresentate dalle stazioni di Lesa/Solcio ma soprattutto di S. Ambrogio di Torino (non riportata in tabella ma in figura): in entrambi i casi l'andamento é opposto, con i valori maggiori a 25 m e a decrescere verso la strada. In particolare la concentrazione a 25 m a S. Ambrogio é talmente elevata (simile come ordine di grandezza a quella media riscontrata a Villarfocchiardo a 5 m) che se considerata nelle elaborazioni per area innalzerebbe il valore medio a oltre 2000 ppb di IPA totali, sfalsando pesantemente l'andamento generale dei transect stradali. poiché si tratta di due stazioni esaminate una sola volta non é possibile una spiegazione del fenomeno, se non ipotizzando una contaminazione locale da IPA probabilmente di natura estranea al traffico veicolare; occorrerebbe sicuramente almeno una seconda verifica nei due siti.
Ancora per i transect stradali, si può supporre che i valori riscontrati a 25 m (esclusi i due casi succitati) siano prossimi a concentrazioni di fondo ovvero "naturali" di quei terreni, non dissimili dai valori ottenuti nelle stazioni vallive (con le dovute eccezioni, più oltre specificate); ciò é confortato anche dal fatto che a Villarfocchiardo, stazione in assoluto più inquinata da IPA, la concentrazione a 25 e a 100 m (unico caso analizzato a tale distanza e riportato in tabella) sia del tutto analoga. Sempre a Villarfocchiardo, l'unico dato verificato a 1 metro dalla strada e riportato in tabella evidenzia come le concentrazioni immediatamente a ridosso dell'asse viario siano minori di quelle a 5 m; tale fatto trova conferma in letteratura in quanto gli inquinanti, soprattutto particellari, depositati in prima istanza a ridosso della carreg-giata, possono subire una risospensione in aria a causa della turbolenza delle scie dei veicoli e dunque ricadere a maggiore distanza dove si verifica, in definitiva, un accumulo più consistente.
Infine per i transect stradali, l'osservazione delle figure a livello di singola stazione evidenzia un'elevata variabilità delle concentrazioni negli anni (dove sono disponibili), in particolare nel 1993 per la Valle di Susa e nel 1995 per la Cuneo- Tenda si sono verificati consistenti innalzamenti nelle rispettive stazioni in esame; poiché la tecnica di prelievo e di conservazione dei campioni nonché la metodologia di preparazione e di analisi degli stessi sono rimaste immutate, tale variabilità non é facilmente interpretabile e al contempo e scarsamente probabile un incremento di emissioni veicolari in prossimità di tutte le stazioni. E' comunque importante rilevare come, generalmente, il gradiente di concentrazione lungo il singolo transect si mantenga negli anni. La variabilità dei dati, sicuramente più elevata rispetto a quella riscontrata per gli inquinanti inorganici esaminati nel suolo (metalli pesanti), comporta l'opportunità di proseguire il monitoraggio degli IPA se si vuole ottenere una banca dati più completa ed affidabile.
Per i transect vallivi, o comunque le stazioni vallive, le considerazioni hanno un valore più limitato in quanto per numerose stazioni non si dispone di un numero sufficiente di dati per valutare l'andamento negli anni e sovente di anno in anno sono stati campionati orizzonti minerali non coincidenti, come profondità, nella stessa stazione. Tuttavia si può rilevare come generalmente le concentrazioni di IPA totali e di benzo(a)pirene si mantengano su livelli più bassi rispetto alle stazioni di fondovalle della stessa area o comunque non superino i valori medi delle stazioni meno contaminate e quelli alle distanze maggiori dalla strada per le stazioni più contaminate. Una vistosa eccezione é costituita nel Cusio-Verbano dalla stazione di Mottarone su micascisti, peraltro esaminata una sola volta, dove la concentrazione di IPA totali nell'orizzonte minerale é la più alta di tutte le stazioni vallive ed é anche maggiore di quella riscontrata nelle due stazioni a fondovalle nel Cusio-Verbano stesso.
Ancora per le stazioni vallive, dove sono stati campionati anche orizzonti organici si evidenzia che non sempre i livelli di IPA totali sono più elevati rispetto agli orizzonti minerali della stessa stazione; la non perfetta corrispondenza tra orizzonte di tipo organico e maggiore ricchezza in IPA totali si rileva anche dal dato medio per area nei due tipi di orizzonte. In proposito in letteratura si trovano informazioni tra loro discordanti. Inoltre in questi anni in genere si e osservato (dati non riportati in tabella) come laddove si verifichi una maggiore concentrazione di IPA nell'orizzonte organico, il contributo principale non é dovuto ai singoli IPA più pesanti e con maggiore numero di anelli aromatici; questi ultimi sono ritenuti più indicativi di contaminazione da traffico veicolare o comunque antropico, e in effetti con il monitoraggio effettuato si e in genere riscontrata una forte incidenza di tali IPA, rispetto agli IPA totali, nelle stazioni stradali più "inquinate".
Infine per le stazioni vallive, le figure già citate non evidenziano un andamento omogeneo della concentrazione di IPA totali, limitatamente all'orizzonte minerale, con la quota e con la distanza dalla strada: in entrambi i casi infatti non si rileva una distribuzione decrescente di concentrazione innalzandosi di quota o allontanandosi dai fondovalle. Rimane comunque, in genere, valida l'affermazione della presunta minore contaminazione delle stazioni vallive nel loro complesso rispetto alle stazioni stradali.

A livello di singole aree e singole stazioni, per quanto riguarda le concentrazioni in IPA totali si possono segnalare le situazioni seguenti:

In Valle di Susa, le stazioni stradali che presentano i valori medi più elevati sono Caselette a 5 metri e soprattutto Villarfocchiardo a 5 e 10 metri, mentre a Susa e a Savoulx i valori medi non superano mai 1000 ppb; per le stazioni vallive, limitatamente agli orizzonti minerali, i valori più alti si riscontrano a Trucco (stazione più in quota su uno dei due versanti del transect di media valle) e, in misura inferiore, a Pramand (stazione più in quota su uno dei due versanti del transect di alta valle), comunque minori di 1000 ppb.

Monitoraggio della soluzione circolante

Il monitoraggio, iniziato nell'area dell'alta valle di Susa negli ultimi due anni di progetto, comincia a fornire le prime interessanti indicazioni, anche se la difficile accessibilità della stazione dell'Alpe Le Selle (quota 1950 m) nei mesi invernali limita il numero dei campionamenti e quindi dei dati a disposizione.

L'impatto dell'inquinamento è di gran lunga maggiore nelle vicinanze degli assi viari: vi è infatti una marcata differenza fra i dati della soluzione circolante nel suolo presso l'ex-vivaio forestale di Salbertrand e quella presso l'Alpe Le Selle (per il commento in dettaglio si rinvia alla relazione del 5° Anno).

Anche se si escludono situazioni critiche, almeno nel suolo e quindi anche come potenziale di traslocazione alle piante, sono da controllare con periodicità le zone del Parco poste ai piedi del Gran Bosco, dove gli effetti delle derive inquinanti possono verificarsi in certe condizioni climatiche.

Cartografia

Nell'ultimo anno di progetto vengono redatti alcuni documenti cartografici che, oltre a fornire un quadro riassuntivo a livello territoriale del monitoraggio svolto, sono utili per le valutazioni di rischio ambientale. In particolare sono state elaborate:

4 carte delle Unità di Terre - Si tratta di un documento per ogni transect vallivo dove sono evidenziate le stazioni di monitoraggio con i riferimenti alle figure riassuntive di questo volume e le principali caratteristiche ambientali del territorio controllato.
Carta del rischio di inquinamento dell'ambiente su base pedologica e climatica - E' stata redatta per il transect dell'alta valle di Susa, che rappresenta l'area più interessante e più studiata, oggetto di monitoraggio delle deposizioni atmosferiche e della soluzione circolante. Il rischio è ripartito su tre livelli: alto, medio e basso. Risulta dal calcolo di un'equazione parametrica basata su tre fattori: potere tampone del suolo, fattore pedoclimatico, fattore di incidenza solare. Il risultato è la prevalenza del rischio più alto sul versante meridionale dove vi sono maggiori condizioni di stress idrico e peggiori condizioni geopedologiche, mentre la protezione maggiore dall'inquinamento è offerta dal versante settentrionale e in particolare dall'area occupata dal Gran Bosco di Salbertrand. Una certa attenzione deve essere riservata al fondovalle (rischio alto e medio) e ai pascoli d'alta quota (rischio medio), come viene confermato dai dati del monitoraggio della soluzione circolante. La metodologia utilizzata per la redazione della carta è descritta nella relazione del 5° Anno.

ANALISI STATISTICA DE1 RISULTATI RELATIVI AI PRINCIPALI PARAMETRI MONITORATI NEL SUOLO E NELLA VEGETAZIONE

Per l'analisi comparata dei risultati del monitoraggio nelle matrici suolo e vegetazione, la scelta è ricaduta sui quei parametri che, nel corso degli anni di studio, sono stati identificati come migliori traccianti dell'inquinamento da traffico veicolare: piombo, IPA totali e benzo(a)pirene.

In particolare il benzo(a)pirene è stato scelto - oltre che come rappresentante della categoria di IPA maggiormente tossici - anche per la probabile cancerogenicità che lo elegge a parametro di riferimento legislativo per la qualità dell'aria.

Descrizione dei risultati

Per i transect stradali e per tutte le stazioni nelle quali sono stati effettuati controlli analitici su campioni di vegetazione, sono state calcolate le concentrazioni medie negli anni di piombo, IPA totali e benzo(a)pirene, nelle piante e - limitatamente ai casi in cui erano a disposizione dati analitici pedologici rapportabili al sito di campionamento vegetale - nel suolo.

I dati relativi ad ogni parametro monitorato sono stati ripartiti per area di studio (Vai Susa, Area Cuneo Tenda, Area Cusio Verbano), per tipologia di stazione (transect stradale a vegetazione erbacea, stazione a vegetazione erbacea e stazione a vegetazione arborea) e per localizzazione (stazione di fondo valle, stazione valliva).

Come si può rilevare dall'esame dei risultati, la variabilità - espressa in termini di coefficiente di variazione - dei valori di concentrazione nel suolo e nella vegetazione, misurati nello stesso sito in anni differenti, risulta confrontabile per entrambe le matrici, sia nel caso degli IPA totali che nel caso del benzo(a)pirene.

Per quanto riguarda il piombo, i coefficienti di variazione riferiti alla matrice suolo appaiono generalmente inferiori a quelli riscontrati nella matrice vegetazione, soprattutto se si tiene conto solo dei dati analitici riferiti al periodo 1992-1994.

Da tale fenomeno, non giustificabile con una variazione graduale e continua del livello di inquinamento, si può dedurre una maggiore variabilità nel comportamento di indicatore dell'inquinamento da traffico veicolare da parte delle piante e, di conseguenza, una minore attendibilità.

Va comunque sottolineato che, a fronte di un basso livello di significatività ascrivibile alla scarsità di ripetizioni analitiche negli anni per molte delle stazioni considerate, soprattutto per quanto riguarda IPA totali e benzo(a)pirene, ogni considerazione può risultare puramente indicativa.

Emergono risultati contrastanti tra i livelli di inquinamento del piombo e degli IPA nelle diverse aree: l'area Cusio Verbano evidenzia un range di concentrazione media del piombo nel suolo più elevato rispetto alla Vai Susa, la quale, a sua volta, presenta valori decisamente superiori alle altre due aree per gli IPA totali e il benzo(a)pirene. Tali dati, inoltre, risultano difficilmente interpretabili comparando la matrice suolo con la matrice vegetazione.

La discordanza tra i livelli di inquinamento del piombo e degli IPA totali è stata, infine, rappresentata graficamente, riportando i valori di concentrazione media degli inquinanti nel suolo alle varie distanze dalla strada (5, 10 e 25 metri), in una articolazione per area e per transect stradale. Utilizzando poi il piombo - i cui dati analitici risultano più facilmente generalizzabili - quale tracciante di inquinamento veicolare, sono stati confrontati i risultati del monitoraggio nel suolo e nelle piante erbacee, per gli stessi transect stradali (limitatamente ai casi in cui si disponeva dei dati per entrambe le matrici) ma a differenti distanze dall'asse stradale (5, 25 e 50 metri): si evidenzia la scarsa sovrapponibilità degli andamenti di concentrazione media del piombo nelle stesse stazioni, suggerendo modelli di distribuzione dell'inquinante diversi per le due matrici.

Elaborazione dei risultati

Verifica della relazione tra concentrazione di inquinante nella matrice suolo e nella matrice vegetazione

Per valutare matematicamente la relazione esistente tra gli andamenti delle concentrazioni medie nel suolo e nei campioni vegetali, sono stati presi in considerazione due parametri:

il coefficiente di correlazione lineare (r), che misura in statistica il grado di variazione congiunta di due serie di dati;
il fattore di concentrazione (C.F.), ritrovato in letteratura (Alloway, 1990), definito come il rapporto tra la quantità presente nella pianta (µg/g s.s.) e la quantità presente nel suolo (µg/g s.s.).

Per tutte le stazioni nelle quali sono stati effettuati controlli analitici sia in campioni di suolo che in campioni di vegetazione, sono stati posti a confronto in tabella - suddividendo i dati relativi alle piante erbacee da quelli riferiti alle piante arboree - le concentrazioni medie degli inquinanti nel suolo e nelle piante, ordinandoli in senso decrescente rispetto al valore ritrovato nel suolo. Ogni stazione è stata caratterizzata sia dal punto di vista geografico (appartenenza ad un'area) che della collocazione rispetto al fondo valle (stazione di fondo valle o stazione valliva, cioè localizzata sui versanti).

Sono stati poi calcolati il coefficiente di correlazione lineare ed il fattore di concentrazione, appaiando le variabili:

piombo nel suolo - piombo nella pianta erbacea;
piombo nel suolo - piombo nella pianta arborea;
PA totali nel suolo - IPA totali nella pianta erbacea;
IPA totali nel suolo - IPA totali nella pianta arborea;
benzo(a)pirene nel suolo - benzo(a)pirene nella pianta erbacea;
benzo(a)pirene nel suolo - benzo(a)pirene nella pianta arborea.

Il valore del coefficiente di correlazione lineare ottenuto comparando la concentrazione di piombo nel suolo e nelle piante erbacee indica l'assenza di una proporzionalità difetta tra le due variabili, mentre il valore ottenuto per le piante arboree, più alto ma comunque non significativo, potrebbe essere falsato dal fatto che si tratta di campioni vegetali provenienti da diverse specie arboree, con comportamenti di assorbimento probabilmente diversi. A questo proposito è stato testata la relazione tra concentrazione di piombo nel suolo ed in una sola specie arborea (pino): il risultato, non generalizzabile data l'esiguità del campione e la verifica singola, evidenzia un elevato grado di interdipendenza delle due variabili.

Nel caso degli IPA totali e del benzo(a)pirene, l'interpretazione dei valori assunti dal coefficiente di correlazione lineare non identifica alcuna relazione diretta tra inquinamento nel suolo e nei due tipi di vegetazione.

Si è provato a restringere il campo a cui applicare il coefficiente di correlazione lineare, usando vari criteri di discriminazione (tutte le stazioni appartenenti ad un'area, tutte le stazioni di fondo valle e tutte quelle vallive, tutte le stazioni di fondo valle appartenenti ad un'area, tutti i valori ricadenti nello stesso transect stradale, ecc...), ma senza ottenere alcun risultato univocamente interpretabile.

Per quanto riguarda il fattore di concentrazione, l'intervallo di valori ottenuti - peraltro rientrante nei range reperiti in bibliografia - è simile per il piombo nelle piante erbacee e nelle piante arboree; sulla base dei pochi dati disponibili risulta invece più variabile l'assorbimento di IPA da parte delle piante sia erbacee che arboree.

Alcuni Autori (Alloway, 1990) hanno provato a descrivere matematicamente la relazione tra assorbimento vegetale e concentrazione di piombo nel terreno con una funzione di tipo curvilineo: l'assorbimento di piombo diventerebbe progressivamente inferiore a maggiori concentrazioni, secondo la seguente equazione :

Pb nella pianta = 0,74 [1- exp (-1,4 s) ] + 0,16 s

s = Pb nel suolo

L'applicazione di tale formula ai singoli dati analitici (partendo dalla concentrazione di piombo nel suolo, sono stati posti a confronto i valori di concentrazione calcolati per le piante e quelli effettivamente misurati) ha fornito però esiti contrastanti nel limitato campione analizzato.

Verifica della relazione tra concentrazione di inquinante nelle matrici e distanza dall'asse stradale

Il coefficiente di correlazione lineare è stato utilizzato per verificare il grado di interdipendenza di altre variabili: la concentrazione di piombo nel suolo o nella pianta e la distanza del sito di campionamento rispetto all'asse stradale.

In primo luogo si è provato a verificare l'eventualità di una relazione diretta, impiegando come variabile indipendente la distanza dei punti di prelievo lungo il transect stradale e come variabile dipendente la concentrazione di piombo nella matrice suolo o nella matrice vegetazione: in entrambi i casi i risultati sono apparsi contradditori.

Si è cercata poi una proporzionalità diretta, indipendentemente dai transect stradali, tra concentrazione di piombo nella matrici (suolo, vegetazione erbacea, vegetazione arborea) e lontananza dall'asse stradale, sia in senso orizzontale (distanza rilevata topograficamente) sia verticale (quota misurata) sia in entrambi i sensi (distanza calcolata in linea d'aria). L'elaborazione dei dati disponibili non ha evidenziato alcuna relazione diretta tra tutte le variabili correlate, neppure nel caso in cui la verifica è stata ristretta ad una sola specie arborea (castagno, faggio, pino, robinia).

Si è tentato allora di studiare la funzione di distribuzione dell'inquinamento da piombo nel suolo a livello dei transect stradali, illustrando dapprima graficamente - per tutte le stazioni, suddivise per area - la curva di concentrazione dell'inquinante ai diversi punti di prelievo, che nel caso del suolo sono stati identificati in numero superiore rispetto a quelli della vegetazione. Dai grafici risulta evidente come il picco di concentrazione si abbatta entro i primi 5-10 metri, dopodichè le concentrazioni si assestano sui livelli di background.

A partire dagli andamenti raffigurati sono state ricercate le funzioni di regressione in grado di fornire le previsioni più attendibili rispetto ai dati a disposizione: l'indicatore statistico dell'attendibilità di una linea di tendenza della regressione è il coefficiente di determinazione (r2). Applicando tre delle possibili tipi di regressione (lineare, polinomiale, a potenza) e verificandone il relativo livello di significatività attraverso il coefficiente di determinazione, si è voluto semplicemente dimostrare come la distribuzione dell'inquinamento da piombo nel suolo risulti descritta con maggiore attendibilità e precisione da funzioni di tipo curvilineo, piuttosto che da funzioni lineari, rimandando ogni conclusione ad approfondimenti successivi, con dimensioni campionarie maggiormente significative.

Verifica della relazione tra concentrazione di inquinante nella matrice suolo e nella matrice vegetazione (vedere Tabella 7, 8, 9 e 10)

Per valutare matematicamente la relazione esistente tra gli andamenti delle concentrazioni medie nel suolo e nei campioni vegetali, sono stati presi in considerazione due parametri:

il coefficiente di correlazione lineare (r), che misura in statistica il grado di variazione congiunta di due serie di dati;
il fattore di concentrazione (C.F.), ritrovato in letteratura (Alloway, 1990), definito come il rapporto tra la quantità presente nella pianta (µ9/g s.s.) e la quantità presente nel suolo (µg/g s.s.).

Sono stati poi calcolati il coefficiente di correlazione lineare ed il fattore di concentrazione, appaiando le variabili:

piombo nel suolo - piombo nella pianta erbacea;
piombo nel suolo - piombo nella pianta arborea;
IPA totali nel suolo - IPA totali nella pianta erbacea;
IPA totali nel suolo - IPA totali nella pianta arborea;
benzo(a)pirene nel suolo - benzo(a)pirene nella pianta erbacea;
benzo(a)pirene nel suolo - benzo(a)pirene nella pianta arborea.

A questo proposito è stato testata la relazione tra concentrazione di piombo nel suolo ed in una sola specie arborea (pino): il risultato, non generalizzabile data I'esiguità del campione e la verifica singola, evidenzia un elevato grado di interdipendenza delle due variabili.

Pb nella pianta = 0,74 [1- exp (-1,4 s)] + 0,16 s

s = Pb nel suolo

Verifica della relazione tra concentrazione di inquinante nelle matrici e distanza dall'asse stradale

A partire dagli andamenti raffigurati sono state ricercate le funzioni di regressione in grado di fornire le previsioni più attendibili rispetto ai dati a disposizione: l'indicatore statistico dell'attendibilità di una linea di tendenza della regressione è il coefficiente di determinazione (r). Applicando tre delle possibili tipi di regressione (lineare, polinomiale, a potenza) e verificandone il relativo livello di significatività attraverso il coefficiente di determinazione, si è voluto semplicemente dimostrare come la distribuzione dell'inquinamento da piombo nel suolo risulti descritta con maggiore attendibilità e precisione da funzioni di tipo curvilineo, piuttosto che da funzioni lineari, rimandando ogni conclusione ad approfondimenti successivi, con dimensioni campionarie maggiormente significative.