La maggior parte delle radiazioni a cui un essere umano sarà esposto nel corso della vita proviene da sorgenti naturali nello spazio o da materiali presenti nella crosta terrestre. I materiali radioattivi possono influenzare l'organismo dall'esterno o, se inalati o ingeriti con il cibo, dall'interno. La dose ricevuta può essere molto variabile perché dipende, da un lato, dalla quantità di minerali radioattivi presenti nella zona del mondo in cui vive la persona, che è correlata alla quantità di nuclidi radioattivi nell'aria e alla quantità trovata sia nel cibo e soprattutto nell'acqua potabile - e, dall'altro, sull'uso di alcuni materiali da costruzione e sull'uso del gas o del carbone come combustibile, nonché sul tipo di costruzione impiegato e sulle abitudini tradizionali delle persone in una determinata località .

Oggi il radon è considerato la fonte più diffusa di radiazioni naturali. Insieme alle sue "figlie", o radionuclidi formati dalla sua disintegrazione, il radon costituisce circa i tre quarti della dose effettiva equivalente alla quale l'uomo è esposto a causa delle sorgenti naturali terrestri. a causa della deposizione di sostanze radioattive nella regione bronchiale.

Il radon è un gas incolore, inodore e insapore sette volte più pesante dell'aria. Due isotopi si verificano più frequentemente. Uno è il radon-222, un radionuclide presente nella serie radioattiva dalla disintegrazione dell'uranio-238; la sua principale fonte nell'ambiente sono le rocce e il suolo in cui si trova il suo predecessore, il radio-226. L'altro è il radon-220 della serie radioattiva del torio, che ha un'incidenza inferiore rispetto al radon-222.

L'uranio si trova ampiamente nella crosta terrestre. La concentrazione media di radio nel suolo è dell'ordine di 25 Bq/kg. Un Becquerel (Bq) è l'unità del sistema internazionale e rappresenta un'unità di attività radionuclidica equivalente a una disintegrazione al secondo. La concentrazione media di gas radon nell'atmosfera sulla superficie terrestre è di 3 Bq/m³, con un range da 0.1 (sopra gli oceani) a 10 Bq/m³. Il livello dipende dalla porosità del suolo, dalla concentrazione locale di radio-226 e dalla pressione atmosferica. Dato che l'emivita del radon-222 è di 3.823 giorni, la maggior parte del dosaggio non è causata dal gas ma dalle figlie del radon.

Il radon si trova nei materiali esistenti e fluisce dalla terra ovunque. Per le sue caratteristiche si disperde facilmente all'aperto, ma tende a concentrarsi in ambienti chiusi, in particolare in grotte ed edifici, e soprattutto in ambienti più bassi dove la sua eliminazione è difficile senza un'adeguata ventilazione. Nelle regioni temperate, si stima che le concentrazioni di radon all'interno siano dell'ordine di otto volte superiori rispetto alle concentrazioni all'aperto.

L'esposizione al radon della maggior parte della popolazione, quindi, avviene per la maggior parte all'interno degli edifici. Le concentrazioni medie di radon dipendono, sostanzialmente, dalle caratteristiche geologiche del suolo, dai materiali di costruzione utilizzati per l'edificio e dalla quantità di ventilazione che riceve.

La principale fonte di radon negli ambienti interni è il radio presente nel terreno su cui poggia l'edificio o nei materiali impiegati per la sua costruzione. Altre fonti significative, anche se la loro influenza relativa è molto minore, sono l'aria esterna, l'acqua e il gas naturale. La figura 1 mostra il contributo che ciascuna fonte apporta al totale.

Figura 1. Sorgenti di radon in ambiente indoor.

I materiali da costruzione più comuni, come legno, mattoni e blocchi di calcestruzzo, emettono relativamente poco radon, a differenza del granito e della pietra pomice. Tuttavia, i problemi principali sono causati dall'uso di materiali naturali come l'ardesia di allume nella produzione di materiali da costruzione. Un'altra fonte di problemi è stata l'uso di sottoprodotti del trattamento dei minerali fosfatici, l'uso di sottoprodotti della produzione di alluminio, l'uso di scorie o scorie dal trattamento del minerale di ferro negli altiforni e l'uso di ceneri derivanti dalla combustione del carbone. Inoltre, in alcuni casi, nella costruzione sono stati utilizzati anche residui derivati ​​dall'estrazione dell'uranio.

Il radon può immettere acqua e gas naturale nel sottosuolo. L'acqua utilizzata per l'approvvigionamento di un edificio, soprattutto se proveniente da pozzi profondi, può contenere quantità significative di radon. Se quest'acqua viene utilizzata per cucinare, l'ebollizione può liberare gran parte del radon in essa contenuto. Se l'acqua viene consumata fredda, il corpo elimina prontamente il gas, quindi bere quest'acqua non rappresenta generalmente un rischio significativo. La combustione del gas naturale nelle stufe senza canna fumaria, nei termosifoni e negli altri elettrodomestici può anche portare ad un aumento del radon negli ambienti interni, soprattutto nelle abitazioni. A volte il problema è più acuto nei bagni, perché il radon nell'acqua e nel gas naturale utilizzato per lo scaldabagno si accumula se non c'è abbastanza ventilazione.

Dato che solo pochi anni fa i possibili effetti del radon sulla popolazione in generale erano sconosciuti, i dati disponibili sulle concentrazioni riscontrate negli ambienti interni sono limitati a quei Paesi che, per loro caratteristiche o circostanze particolari, sono più sensibili a questo problema . Quello che si sa per certo è che è possibile trovare concentrazioni negli spazi interni molto superiori alle concentrazioni riscontrate all'aperto nella stessa regione. A Helsinki (Finlandia), ad esempio, sono state riscontrate concentrazioni di radon nell'aria interna cinquemila volte superiori alle concentrazioni normalmente riscontrabili all'aperto. Ciò può essere dovuto in gran parte ad interventi di risparmio energetico che possono favorire sensibilmente la concentrazione di radon negli ambienti interni, soprattutto se fortemente coibentati. Gli edifici finora studiati in diversi paesi e regioni mostrano che le concentrazioni di radon riscontrate al loro interno presentano una distribuzione che si avvicina al logaritmo normale. Vale la pena notare che un piccolo numero di edifici in ciascuna regione mostra concentrazioni dieci volte superiori alla mediana. I valori di riferimento per il radon negli spazi interni e le raccomandazioni correttive di varie organizzazioni sono riportati in "Regolamenti, raccomandazioni, linee guida e standard" in questo capitolo.

In conclusione, la via principale per prevenire le esposizioni al radon si basa sull'evitare di costruire in aree che per loro natura emettono una maggiore quantità di radon nell'aria. Dove ciò non è possibile, i pavimenti e le pareti devono essere adeguatamente sigillati e i materiali da costruzione non devono essere utilizzati se contengono materiale radioattivo. Gli spazi interni, in particolare gli scantinati, dovrebbero avere un'adeguata ventilazione.

Di ritorno

Nel 1985 il Surgeon General del Servizio Sanitario Pubblico degli Stati Uniti ha riesaminato le conseguenze sulla salute del fumo per quanto riguarda il cancro e le malattie polmonari croniche sul posto di lavoro. Si è concluso che per la maggior parte dei lavoratori statunitensi il fumo di sigaretta rappresenta una maggiore causa di morte e disabilità rispetto all'ambiente di lavoro. Tuttavia, il controllo del fumo e una riduzione dell'esposizione ad agenti pericolosi sul posto di lavoro sono essenziali, poiché questi fattori agiscono spesso in sinergia con il fumo nell'induzione e nello sviluppo di malattie respiratorie. È noto che diverse esposizioni professionali inducono bronchite cronica nei lavoratori. Questi includono l'esposizione alla polvere di carbone, cemento e grano, agli aerosol di silice, ai vapori generati durante la saldatura e all'anidride solforosa. La bronchite cronica tra i lavoratori in queste occupazioni è spesso aggravata dal fumo di sigaretta (US Surgeon General 1985).

I dati epidemiologici hanno chiaramente documentato che i minatori di uranio ei lavoratori dell'amianto che fumano sigarette comportano rischi significativamente più elevati di cancro delle vie respiratorie rispetto ai non fumatori in queste occupazioni. L'effetto cancerogeno dell'uranio e dell'amianto e del fumo di sigaretta non è semplicemente additivo, ma sinergico nell'indurre il carcinoma a cellule squamose del polmone (US Surgeon General 1985; Hoffmann e Wynder 1976; Saccomanno, Huth e Auerbach 1988; Hilt et al. 1985). Gli effetti cancerogeni dell'esposizione a nichel, arsenicali, cromati, eteri clorometilici e quelli del fumo di sigaretta sono almeno additivi (US Surgeon General 1985; Hoffmann e Wynder 1976; IARC 1987a, Pershagen et al. 1981). Si potrebbe presumere che i lavoratori delle cokerie che fumano abbiano un rischio maggiore di cancro ai polmoni e ai reni rispetto ai lavoratori delle cokerie non fumatori; tuttavia, mancano dati epidemiologici che supportino questo concetto (IARC 1987c).

Lo scopo di questa panoramica è valutare gli effetti tossici dell'esposizione di uomini e donne al fumo di tabacco ambientale (ETS) sul luogo di lavoro. Certamente, limitare il fumo sul posto di lavoro andrà a vantaggio dei fumatori attivi riducendo il loro consumo di sigarette durante la giornata lavorativa, aumentando così la possibilità che diventino ex fumatori; ma smettere di fumare gioverà anche a quei non fumatori che sono allergici al fumo di tabacco o che hanno malattie polmonari o cardiache preesistenti.

Natura fisico-chimica del fumo di tabacco ambientale

Fumo mainstream e sidestream

ETS è definito come il materiale nell'aria interna che ha origine dal fumo di tabacco. Sebbene il fumo di pipa e di sigaro contribuisca all'ETS, il fumo di sigaretta ne è generalmente la principale fonte. L'ETS è un aerosol composito emesso principalmente dal cono di combustione di un prodotto del tabacco tra una boccata e l'altra. Questa emissione è chiamata fumo sidestream (SS). In misura minore, l'ETS è costituito anche da componenti del fumo tradizionale (SM), cioè quelli che vengono espirati dal fumatore. La tabella 7 elenca i rapporti dei principali agenti tossici e cancerogeni nel fumo inalato, nel fumo principale e nel fumo laterale (Hoffmann e Hecht 1990; Brunnemann e Hoffmann 1991; Guerin et al. 1992; Luceri et al. 1993) . Sotto "Tipo di tossicità", i componenti del fumo contrassegnati con "C" rappresentano agenti cancerogeni per animali riconosciuti dall'Agenzia internazionale per la ricerca sul cancro (IARC). Tra questi vi sono il benzene, la β-naftilammina, il 4-aminobifenile e il polonio-210, anch'essi riconosciuti cancerogeni per l'uomo (IARC 1987a; IARC 1988). Quando si fumano sigarette con filtro, alcuni componenti volatili e semivolatili vengono selettivamente rimossi dalla MS mediante filtri (Hoffmann e Hecht 1990). Tuttavia, questi composti sono presenti in quantità molto più elevate nella SS non diluita rispetto alla SM. Inoltre, quei componenti del fumo che si formano favorevolmente durante la combustione nell'atmosfera riducente del cono in fiamme, vengono rilasciati in SS in misura molto maggiore che in MS. Ciò include gruppi di agenti cancerogeni come le nitrosammine volatili, le nitrosammine specifiche del tabacco (TSNA) e le ammine aromatiche.

Tabella 1. Alcuni agenti tossici e cancerogeni nel fumo di sigaretta non diluito

^a C=Cancerogeno; CoC=co-cancerogeno; T=tossico; TP=promotore tumorale.
^b ND=non rilevato.
^c NN=N'-nitrosonornicotina.
^d NNK=4-(metilnitrosamino)-1-(3-piridil)-1-butanone.

ETS nell'aria interna

Sebbene la SS non diluita contenga quantità maggiori di componenti tossici e cancerogeni rispetto alla SM, la SS inalata dai non fumatori è altamente diluita dall'aria e le sue proprietà sono alterate a causa del decadimento di alcune specie reattive. La Tabella 8 elenca i dati riportati per gli agenti tossici e cancerogeni in campioni di aria interna con vari gradi di inquinamento da fumo di tabacco (Hoffmann e Hecht 1990; Brunnemann e Hoffmann 1991; Luceri et al. 1993). La diluizione in aria di SS ha un impatto significativo sulle caratteristiche fisiche di questo aerosol. In generale, la distribuzione dei vari agenti tra la fase vapore e la fase particellare viene modificata a favore della prima. Le particelle in ETS sono più piccole (<0.2 μ) di quelle in MS (~0.3 μ) e i livelli di pH di SS (pH 6.8 - 8.0) e di ETS sono superiori al pH di MS (5.8 - 6.2; Brunnemann e Hoffmann 1974). Di conseguenza, il 90-95% della nicotina è presente nella fase vapore dell'ETS (Eudy et al. 1986). Allo stesso modo, altri componenti di base come il minore Nicotiana gli alcaloidi, così come le ammine e l'ammoniaca, sono presenti principalmente nella fase vapore dell'ETS (Hoffmann e Hecht 1990; Guerin et al. 1992).

Tabella 2. Alcuni agenti tossici e cancerogeni in ambienti interni inquinati da fumo di tabacco

^a NN=N'-nitrosonornicotina.
^b ND=non rilevato.
^c NNK=4-(metilnitrosamino)-1-(3-piridil)-1-butanone.

Biomarcatori dell'assorbimento dell'ETS da parte dei non fumatori

Sebbene un numero significativo di lavoratori non fumatori sia esposto all'ETS sul posto di lavoro, nei ristoranti, nelle proprie case o in altri luoghi al chiuso, è difficilmente possibile stimare l'effettiva diffusione dell'ETS da parte di un individuo. L'esposizione all'ETS può essere determinata con maggiore precisione misurando specifici costituenti del fumo oi loro metaboliti nei fluidi fisiologici o nell'aria espirata. Sebbene siano stati esplorati diversi parametri, come CO nell'aria espirata, carbossiemoglobina nel sangue, tiocianato (un metabolita dell'acido cianidrico) nella saliva o nelle urine, o idrossiprolina e N-nitrosoprolina nelle urine, solo tre misure sono effettivamente utili per stimare l'assorbimento di ETS da parte di non fumatori. Ci permettono di distinguere l'esposizione passiva al fumo da quella dei fumatori attivi e dai non fumatori che non hanno assolutamente alcuna esposizione al fumo di tabacco.

Il biomarcatore più utilizzato per l'esposizione all'ETS dei non fumatori è la cotinina, un importante metabolita della nicotina. È determinato mediante gascromatografia, o mediante dosaggio radioimmunologico nel sangue o preferibilmente nelle urine, e riflette l'assorbimento di nicotina attraverso il polmone e la cavità orale. Pochi millilitri di urina di fumatori passivi sono sufficienti per determinare la cotinina con uno dei due metodi. In generale, un fumatore passivo ha livelli di cotinina da 5 a 10 ng/ml di urina; tuttavia, valori più elevati sono stati occasionalmente misurati per i non fumatori che sono stati esposti a forti ETS per un periodo più lungo. È stata stabilita una risposta alla dose tra la durata dell'esposizione a ETS e l'escrezione urinaria di cotinina (tabella 3, Wald et al. 1984). Nella maggior parte degli studi sul campo, la cotinina nelle urine dei fumatori passivi era compresa tra lo 0.1 e lo 0.3% delle concentrazioni medie riscontrate nelle urine dei fumatori; tuttavia, in caso di esposizione prolungata ad alte concentrazioni di ETS, i livelli di cotinina corrispondevano fino all'1% dei livelli misurati nelle urine dei fumatori attivi (US National Research Council 1986; IARC 1987b; US Environmental Protection Agency 1992).

Tabella 3. Cotinina urinaria nei non fumatori in base al numero di ore riportate di esposizione al fumo di tabacco di altre persone nei sette giorni precedenti

^a La tendenza all'aumentare dell'esposizione era significativa (p<0.001).

Fonte: Sulla base di Wald et al. 1984.

Il cancerogeno della vescica umana 4-aminobifenile, che si trasferisce dal fumo di tabacco nell'ETS, è stato rilevato come addotto dell'emoglobina nei fumatori passivi in ​​concentrazioni fino al 10% del livello medio di addotto riscontrato nei fumatori (Hammond et al. 1993). È stato misurato fino all'1% dei livelli medi di un metabolita del cancerogeno derivato dalla nicotina 4-(metilnitrosamino)-1-(3-piridil)-1-butanone (NNK), che si trova nelle urine dei fumatori di sigarette nelle urine di non fumatori che erano stati esposti ad alte concentrazioni di SS in un laboratorio di prova (Hecht et al. 1993). Sebbene quest'ultimo metodo dei biomarcatori non sia stato ancora applicato negli studi sul campo, è promettente come indicatore adeguato dell'esposizione dei non fumatori a un cancerogeno polmonare specifico del tabacco.

Fumo di tabacco ambientale e salute umana

Disturbi diversi dal cancro

L'esposizione prenatale alla SM e/o all'ETS e l'esposizione postnatale precoce all'ETS aumentano la probabilità di complicanze durante le infezioni respiratorie virali nei bambini durante il primo anno di vita.

La letteratura scientifica contiene diverse dozzine di segnalazioni cliniche provenienti da vari paesi, che riportano che i figli di genitori fumatori, soprattutto bambini di età inferiore ai due anni, presentano un eccesso di malattie respiratorie acute (US Environmental Protection Agency 1992; US Surgeon General 1986; Medina et al.1988; Riedel et al.1989). Diversi studi hanno anche descritto un aumento delle infezioni dell'orecchio medio nei bambini esposti al fumo di sigaretta dei genitori. L'aumento della prevalenza di versamento dell'orecchio medio attribuibile all'ETS ha portato a un aumento dell'ospedalizzazione di bambini piccoli per intervento chirurgico (US Environmental Protection Agency 1992; US Surgeon General 1986).

Negli ultimi anni, prove cliniche sufficienti hanno portato alla conclusione che il fumo passivo è associato a una maggiore gravità dell'asma in quei bambini che già hanno la malattia e che molto probabilmente porta a nuovi casi di asma nei bambini (US Environmental Protection Agency 1992 ).

Nel 1992, la US Environmental Protection Agency (1992) ha esaminato criticamente gli studi sui sintomi respiratori e le funzioni polmonari nei non fumatori adulti esposti all'ETS, concludendo che il fumo passivo ha effetti sottili ma statisticamente significativi sulla salute respiratoria degli adulti non fumatori.

Una ricerca della letteratura sull'effetto del fumo passivo sulle malattie respiratorie o coronariche nei lavoratori ha rivelato solo pochi studi. Uomini e donne che sono stati esposti all'ETS sul posto di lavoro (uffici, banche, istituzioni accademiche, ecc.) per dieci o più anni avevano una funzione polmonare compromessa (White e Froeb 1980; Masi et al. 1988).

Cancro ai polmoni

Nel 1985, l'Agenzia internazionale per la ricerca sul cancro (IARC) ha riesaminato l'associazione dell'esposizione passiva al fumo di tabacco con il cancro ai polmoni nei non fumatori. Sebbene in alcuni studi, ogni non fumatore affetto da cancro ai polmoni che aveva riferito di esposizione a ETS fosse stato intervistato personalmente e avesse fornito informazioni dettagliate sull'esposizione (US National Research Council 1986; US EPA 1992; US Surgeon General 1986; Kabat e Wynder 1984), il L'IARC ha concluso:

Le osservazioni finora fatte sui non fumatori sono compatibili o con un aumento del rischio da fumo 'passivo' o con l'assenza di rischio. La conoscenza della natura del fumo sidestream e mainstream, dei materiali assorbiti durante il fumo 'passivo' e della relazione quantitativa tra dose ed effetto che si osservano comunemente dall'esposizione ad agenti cancerogeni, tuttavia, porta alla conclusione che il fumo passivo dia origine ad alcune rischio di cancro (IARC 1986).

Pertanto, esiste un'apparente dicotomia tra i dati sperimentali che supportano il concetto che l'ETS provoca un certo rischio di cancro ei dati epidemiologici, che non sono conclusivi rispetto all'esposizione all'ETS e al cancro. I dati sperimentali, compresi gli studi sui biomarcatori, hanno ulteriormente rafforzato il concetto che l'ETS è cancerogeno, come discusso in precedenza. Discuteremo ora fino a che punto gli studi epidemiologici che sono stati completati dopo il citato rapporto IARC hanno contribuito a chiarire la questione del cancro al polmone ETS.

Secondo i precedenti studi epidemiologici, e in circa 30 studi riportati dopo il 1985, l'esposizione all'ETS dei non fumatori costituiva un fattore di rischio per il cancro del polmone inferiore a 2.0, rispetto al rischio di un non fumatore senza un'esposizione significativa all'ETS (US Environmental Protection Agency 1992; Kabat e Wynder 1984; IARC 1986; Brownson et al. 1992; Brownson et al. 1993). Pochi, se non nessuno, di questi studi epidemiologici soddisfano i criteri di causalità nell'associazione tra un fattore ambientale o occupazionale e il cancro del polmone. I criteri che soddisfano questi requisiti sono:

1. un grado di associazione consolidato (fattore di rischio≥3)
2. riproducibilità dell'osservazione da parte di numerosi studi
3. accordo tra la durata dell'esposizione e l'effetto
4. plausibilità biologica.

Una delle maggiori incertezze sui dati epidemiologici risiede nella scarsa attendibilità delle risposte ottenute interrogando i casi e/oi loro parenti circa l'abitudine al fumo dei casi. Sembra che vi sia generalmente un accordo tra le storie di fumo dei genitori e del coniuge fornite da casi e controlli; tuttavia, ci sono bassi tassi di concordanza per la durata e l'intensità del fumo (Brownson et al. 1993; McLaughlin et al. 1987; McLaughlin et al. 1990). Alcuni ricercatori hanno contestato l'attendibilità delle informazioni derivate dagli individui sul loro stato di fumatori. Ciò è esemplificato da un'indagine su larga scala condotta nel sud della Germania. Una popolazione di studio selezionata in modo casuale consisteva di oltre 3,000 uomini e donne, di età compresa tra 25 e 64 anni. Queste stesse persone sono state interrogate tre volte nel 1984-1985, nel 1987-1988 e di nuovo nel 1989-1990 in merito alle loro abitudini al fumo, mentre ogni volta l'urina veniva raccolta da ciascun probando e veniva analizzata per la cotinina. Quei volontari che risultavano avere più di 20 ng di cotinina per ml di urina erano considerati fumatori. Tra gli 800 ex fumatori che si dichiaravano non fumatori, il 6.3%, il 6.5% e il 5.2% avevano livelli di cotinina superiori a 20 ng/ml durante i tre periodi di tempo testati. Gli autoproclamati non fumatori, che sono stati identificati come veri fumatori in base all'analisi della cotinina, costituivano rispettivamente lo 0.5%, l'1.0% e lo 0.9% (Heller et al. 1993).

La limitata attendibilità dei dati ottenuti dal questionario e il numero relativamente limitato di non fumatori con cancro del polmone che non sono stati esposti ad agenti cancerogeni sul posto di lavoro, indicano la necessità di uno studio epidemiologico prospettico con valutazione di biomarcatori (ad es. cotinina, metaboliti di idrocarburi polinucleari aromatici, e/o metaboliti di NNK nelle urine) per giungere ad una valutazione conclusiva della questione sul nesso di causalità tra fumo involontario e tumore del polmone. Sebbene tali studi prospettici con biomarcatori rappresentino un compito importante, sono essenziali per rispondere alle domande sull'esposizione che hanno importanti implicazioni per la salute pubblica.

Fumo di tabacco ambientale e ambiente occupazionale

Sebbene gli studi epidemiologici non abbiano finora dimostrato un'associazione causale tra l'esposizione all'ETS e il cancro ai polmoni, è comunque altamente auspicabile proteggere i lavoratori sul luogo di lavoro dall'esposizione al fumo di tabacco ambientale. Questo concetto è supportato dall'osservazione che l'esposizione a lungo termine dei non fumatori all'ETS sul posto di lavoro può portare a una ridotta funzionalità polmonare. Inoltre, in ambienti lavorativi con esposizione ad agenti cancerogeni, il fumo involontario può aumentare il rischio di cancro. Negli Stati Uniti, l'Environmental Protection Agency ha classificato l'ETS come cancerogeno di gruppo A (noto per l'uomo); pertanto, la legge negli Stati Uniti richiede che i dipendenti siano protetti dall'esposizione all'ETS.

Diverse misure possono essere prese per proteggere il non fumatore dall'esposizione all'ETS: vietare il fumo sul posto di lavoro, o almeno separare i fumatori dai non fumatori ove possibile, e assicurare che le stanze dei fumatori abbiano un sistema di scarico separato. L'approccio più gratificante e di gran lunga il più promettente è assistere i dipendenti che fumano sigarette negli sforzi per smettere.

Il cantiere può offrire ottime opportunità per implementare programmi per smettere di fumare; infatti, numerosi studi hanno dimostrato che i programmi sul posto di lavoro hanno più successo dei programmi basati sulla clinica, perché i programmi sponsorizzati dal datore di lavoro sono di natura più intensa e offrono incentivi economici e/o di altro tipo (US Surgeon General 1985). Viene inoltre indicato che l'eliminazione delle malattie polmonari croniche e del cancro legate all'occupazione spesso non può procedere senza sforzi per convertire i lavoratori in ex fumatori. Inoltre, gli interventi nei luoghi di lavoro, compresi i programmi per smettere di fumare, possono produrre cambiamenti duraturi nella riduzione di alcuni fattori di rischio cardiovascolare per i dipendenti (Gomel et al. 1993).

Apprezziamo molto l'assistenza editoriale di Ilse Hoffmann e la preparazione di questo manoscritto di Jennifer Johnting. Questi studi sono supportati da USPHS Grants CA-29580 e CA-32617 dal National Cancer Institute.

Di ritorno

Per quanto riguarda l'adozione di misure per ridurre l'uso del tabacco, i governi dovrebbero tenere presente che mentre le persone decidono autonomamente se smettere di fumare, è responsabilità del governo adottare tutte le misure necessarie per incoraggiarle a smettere. I passi intrapresi dai legislatori e dai governi di molti paesi sono stati indecisi, perché mentre la riduzione dell'uso del tabacco è un indiscusso miglioramento della salute pubblica - con conseguente risparmio nella spesa sanitaria pubblica - ci sarebbero una serie di perdite economiche e dislocazioni in molti settori, almeno di natura temporanea. La pressione che le organizzazioni e le agenzie internazionali per la salute e l'ambiente possono esercitare a questo proposito è molto importante, perché molti paesi potrebbero annacquare le misure contro l'uso del tabacco a causa di problemi economici, specialmente se il tabacco è un'importante fonte di reddito.

Questo articolo descrive brevemente le misure normative che possono essere adottate per ridurre il fumo in un paese.

Avvertenze sui pacchetti di sigarette

Una delle prime misure adottate in molti paesi è quella di esigere che sui pacchetti di sigarette sia ben visibile l'avvertimento che il fumo nuoce gravemente alla salute del fumatore. Questo monito, il cui scopo non è tanto quello di esercitare un effetto immediato sul fumatore, ma piuttosto di mostrare che il governo è preoccupato per il problema, sta creando un clima psicologico che favorirà l'adozione di misure successive che altrimenti sarebbero considerate aggressive dalla popolazione fumatrice.

Alcuni esperti sostengono l'inclusione di queste avvertenze sui sigari e sul tabacco da pipa. Ma l'opinione più generale è che quegli avvertimenti non sono necessari, perché le persone che usano quel tipo di tabacco normalmente non inalano il fumo, e l'estensione di questi avvertimenti porterebbe più probabilmente a ignorare i messaggi nel loro insieme. Per questo l'opinione prevalente è che le avvertenze debbano essere applicate solo ai pacchetti di sigarette. Un riferimento al fumo passivo non è stato, per il momento, considerato, ma non è un'opzione da scartare.

Restrizioni al fumo negli spazi pubblici

Il divieto di fumare negli spazi pubblici è uno degli strumenti normativi più efficaci. Questi divieti possono ridurre significativamente il numero di persone esposte al fumo passivo e, inoltre, possono ridurre il consumo giornaliero di sigarette da parte dei fumatori. Le comuni lamentele da parte dei proprietari di spazi pubblici, come hotel, ristoranti, strutture ricreative, sale da ballo, teatri e così via, si basano sull'argomentazione che queste misure comporteranno una perdita di clienti. Tuttavia, se i governi attuano queste misure su tutta la linea, l'impatto negativo di una perdita di clientela si verificherà solo nella prima fase, perché le persone alla fine si adatteranno alla nuova situazione.

Un'altra possibilità è la progettazione di spazi specifici per i fumatori. La separazione dei fumatori dai non fumatori dovrebbe essere efficace al fine di ottenere i benefici desiderati, creando barriere che impediscano ai non fumatori di inalare il fumo di tabacco. La separazione deve quindi essere fisica e, se l'impianto di climatizzazione utilizza aria di riciclo, l'aria delle zone fumatori non deve essere miscelata con quella delle zone non fumatori. Realizzare spazi per fumatori comporta quindi spese di costruzione e compartimentazione, ma può essere una soluzione per chi vuole servire il pubblico fumatori.

Oltre ai luoghi in cui è ovviamente vietato fumare per motivi di sicurezza a causa di possibili esplosioni o incendi, dovrebbero esserci anche aree, come strutture sanitarie e sportive, scuole e asili nido, in cui non è consentito fumare anche se non ci sono sistemi di sicurezza. rischi del genere.

Restrizioni al fumo sul lavoro

Le restrizioni al fumo sul posto di lavoro possono anche essere prese in considerazione alla luce di quanto sopra. I governi e gli imprenditori, insieme ai sindacati, possono stabilire programmi per ridurre l'uso del tabacco sul posto di lavoro. Le campagne per ridurre il fumo sul posto di lavoro hanno generalmente successo.

Quando possibile, si raccomanda la creazione di aree non fumatori per stabilire una politica contro l'uso del tabacco e per sostenere le persone che difendono il diritto a non essere fumatori di seconda mano. In caso di conflitto tra un fumatore e un non fumatore, la normativa dovrebbe sempre lasciare prevalere il non fumatore e, qualora non possano essere separati, il fumatore dovrebbe essere sollecitato ad astenersi dal fumare sul posto di lavoro.

Oltre che nei luoghi in cui per motivi di salute o sicurezza dovrebbe essere vietato fumare, non si dovrebbe ignorare la possibilità di sinergia tra gli effetti dell'inquinamento chimico sul posto di lavoro e il fumo di tabacco anche in altri ambiti. Il peso di tali considerazioni si tradurrà, senza dubbio, in un'ampia estensione delle restrizioni al fumo, soprattutto nei luoghi di lavoro industriali.

Maggiore pressione economica contro il tabacco

Un altro strumento di regolamentazione su cui i governi fanno affidamento per frenare l'uso del tabacco è l'imposizione di tasse più elevate, principalmente sulle sigarette. Questa politica è intesa a portare a un minor consumo di tabacco, il che giustificherebbe la relazione inversa tra il prezzo del tabacco e il suo consumo e che può essere misurata confrontando la situazione nei diversi paesi. È considerato efficace quando la popolazione è avvertita dei pericoli dell'uso del tabacco e avvisata della necessità di smettere di consumarlo. Un aumento del prezzo del tabacco può essere una motivazione per smettere di fumare. Questa politica, tuttavia, ha molti oppositori, che basano le loro critiche su argomenti brevemente accennati di seguito.

In primo luogo, secondo molti specialisti, l'aumento del prezzo del tabacco per motivi fiscali è seguito da una temporanea riduzione del consumo di tabacco, seguita da un graduale ritorno ai precedenti livelli di consumo man mano che i fumatori si abituano al nuovo prezzo. In altre parole, i fumatori assimilano un aumento del prezzo del tabacco allo stesso modo in cui le persone si abituano ad altre tasse o all'aumento del costo della vita.

In secondo luogo, è stato osservato anche un cambiamento nelle abitudini dei fumatori. Quando i prezzi salgono, tendono a cercare marchi più economici di qualità inferiore che probabilmente rappresentano anche un rischio maggiore per la loro salute (perché mancano di filtri o contengono maggiori quantità di catrame e nicotina). Questo spostamento può spingersi fino a indurre i fumatori ad adottare la pratica di fabbricare sigarette fatte in casa, il che eliminerebbe completamente ogni possibilità di controllo del problema.

In terzo luogo, molti esperti ritengono che misure di questo tipo tendano a rafforzare la convinzione che il governo accetti il ​​tabacco e il suo consumo come un ulteriore mezzo per riscuotere le tasse, portando alla convinzione contraddittoria che ciò che il governo vuole veramente sia che la gente fuma per poter incassare più soldi con la tassa speciale sul tabacco.

Limitare la pubblicità

Un'altra arma utilizzata dai governi per ridurre il consumo di tabacco è limitare o semplicemente vietare qualsiasi pubblicità per il prodotto. I governi e molte organizzazioni internazionali hanno una politica che vieta la pubblicità del tabacco in determinati ambiti, come lo sport (almeno alcuni sport), l'assistenza sanitaria, l'ambiente e l'istruzione. Questa politica ha indubbi vantaggi, che sono particolarmente efficaci quando elimina la pubblicità in quegli ambienti che colpiscono i giovani in un momento in cui è probabile che prendano il vizio del fumo.

Programmi pubblici che incoraggiano le persone a smettere di fumare

L'utilizzo delle campagne antifumo come prassi normale, adeguatamente finanziate e organizzate come regola di comportamento in alcuni ambiti, come il mondo del lavoro, si è rivelato di grande successo.

Campagne per educare i fumatori

A complemento di quanto detto sopra, educare i fumatori in modo che fumino "meglio" e riducano il consumo di sigarette è un'altra strada a disposizione dei governi per ridurre gli effetti negativi sulla salute dell'uso del tabacco sulla popolazione. Questi sforzi dovrebbero essere diretti a ridurre il consumo giornaliero di sigarette, a inibire il più possibile l'inalazione di fumo, a non fumare i mozziconi di sigaretta (la tossicità del fumo aumenta verso la fine della sigaretta), a non mantenere la sigaretta costantemente alle labbra e ad adottare le preferenze per i marchi con catrame e nicotina inferiori.

Misure di questo tipo evidentemente non riducono il numero dei fumatori, ma riducono quanto i fumatori sono danneggiati dal loro vizio. Ci sono argomenti contro questo tipo di rimedio perché può dare l'impressione che il fumo non sia intrinsecamente una cattiva abitudine, dal momento che ai fumatori viene detto come fumare al meglio.

Osservazioni conclusive

L'azione normativa e legislativa dei diversi governi è lenta e non sufficientemente efficace, soprattutto alla luce di quanto sarebbe necessario a causa dei problemi causati dal consumo di tabacco. Spesso questo è il caso a causa di ostacoli legali contro l'attuazione di tali misure, argomenti contro la concorrenza sleale, o anche la protezione del diritto individuale al fumo. I progressi nell'uso dei regolamenti sono stati lenti, ma sono comunque costanti. D'altra parte, va tenuta presente la differenza tra fumatori attivi e fumatori di seconda mano o passivi. Tutte le misure che aiuterebbero qualcuno a smettere di fumare, o almeno a ridurre efficacemente il consumo quotidiano, dovrebbero essere dirette al fumatore; tutto il peso dei regolamenti dovrebbe essere esercitato contro questa abitudine. Al fumatore passivo dovrebbe essere fornita ogni possibile argomentazione per sostenere il suo diritto a non inalare il fumo di tabacco e per difendere il diritto a godere dell'uso di ambienti senza fumo a casa, al lavoro e nel tempo libero.

Di ritorno

Dal punto di vista dell'inquinamento, l'aria interna in situazioni non industriali presenta alcune caratteristiche che la differenziano dall'aria esterna, o atmosferica, e da quella dei luoghi di lavoro industriali. Oltre ai contaminanti presenti nell'aria atmosferica, l'aria interna comprende anche contaminanti generati dai materiali da costruzione e dalle attività che si svolgono all'interno dell'edificio. Le concentrazioni di contaminanti nell'aria interna tendono ad essere uguali o inferiori alle concentrazioni riscontrate nell'aria esterna, a seconda della ventilazione; i contaminanti generati dai materiali da costruzione sono generalmente diversi da quelli che si trovano nell'aria esterna e si possono trovare in concentrazioni elevate, mentre quelli generati dalle attività all'interno dell'edificio dipendono dalla natura di tali attività e possono essere gli stessi che si trovano nell'aria esterna, come nel caso di CO e CO₂.

Per questo motivo, il numero di contaminanti presenti nell'aria interna non industriale è ampio e vario ei livelli di concentrazione sono bassi (tranne nei casi in cui è presente un'importante fonte di generazione); variano in funzione delle condizioni atmosferiche/climatiche, della tipologia o delle caratteristiche dell'edificio, della sua ventilazione e delle attività svolte al suo interno.

Analisi

Gran parte della metodologia utilizzata per misurare la qualità dell'aria interna deriva dall'igiene industriale e dalle misurazioni dell'immissione di aria esterna. Esistono pochi metodi analitici convalidati specificamente per questo tipo di test, sebbene alcune organizzazioni, come l'Organizzazione mondiale della sanità e l'Agenzia per la protezione dell'ambiente negli Stati Uniti, stiano conducendo ricerche in questo campo. Un ulteriore ostacolo è la scarsità di informazioni sulla relazione esposizione-effetto quando si tratta di esposizioni a lungo termine a basse concentrazioni di inquinanti.

I metodi analitici utilizzati per l'igiene industriale sono progettati per misurare alte concentrazioni e non sono stati definiti per molti inquinanti, mentre il numero di contaminanti nell'aria interna può essere ampio e vario e i livelli di concentrazione possono essere bassi, tranne in alcuni casi. La maggior parte dei metodi utilizzati nell'igiene industriale si basa sul prelievo di campioni e sulla loro analisi; molti di questi metodi possono essere applicati all'aria interna se si tiene conto di diversi fattori: adeguamento dei metodi alle concentrazioni tipiche; aumentare la loro sensibilità senza pregiudicare la precisione (ad esempio, aumentare il volume d'aria testato); e convalidandone la specificità.

I metodi analitici utilizzati per misurare le concentrazioni di inquinanti nell'aria esterna sono simili a quelli utilizzati per l'aria interna, pertanto alcuni possono essere utilizzati direttamente per l'aria interna mentre altri possono essere facilmente adattati. Tuttavia, è importante tenere presente che alcuni metodi sono progettati per una lettura diretta di un campione, mentre altri richiedono strumentazione ingombrante e talvolta rumorosa e utilizzano grandi volumi di aria campionata che possono falsare la lettura.

Pianificazione delle letture

La procedura tradizionale nel campo del controllo ambientale sul posto di lavoro può essere utilizzata per migliorare la qualità dell'aria interna. Consiste nell'individuare e quantificare un problema, proporre misure correttive, assicurarsi che tali misure siano implementate e quindi valutarne l'efficacia dopo un periodo di tempo. Questa procedura comune non è sempre la più adeguata perché spesso non è necessaria una valutazione così esaustiva, che includa il prelievo di molti campioni. Le misure esplorative, che possono variare da un'ispezione visiva all'analisi dell'aria ambiente mediante metodi di lettura diretta, e che possono fornire una concentrazione approssimativa di inquinanti, sono sufficienti per risolvere molti dei problemi esistenti. Una volta prese le misure correttive, i risultati possono essere valutati con una seconda misurazione e solo quando non ci sono prove evidenti di un miglioramento può essere intrapreso un'ispezione più approfondita (con misurazioni approfondite) o uno studio analitico completo (Swedish Work Fondo Ambiente 1988).

I principali vantaggi di una tale procedura esplorativa rispetto a quella più tradizionale sono l'economia, la velocità e l'efficacia. Richiede personale competente ed esperto e l'utilizzo di attrezzature idonee. La Figura 1 riassume gli obiettivi delle diverse fasi di questa procedura.

Figura 1. Pianificazione delle letture per la valutazione esplorativa.

Strategia di campionamento

Il controllo analitico della qualità dell'aria interna dovrebbe essere considerato come ultima risorsa solo dopo che la misurazione esplorativa non ha dato risultati positivi, o se è necessaria un'ulteriore valutazione o controllo dei test iniziali.

Presupponendo una conoscenza preventiva delle fonti di inquinamento e delle tipologie di contaminanti, i campioni, anche se in numero limitato, dovrebbero essere rappresentativi dei vari spazi studiati. Il campionamento dovrebbe essere pianificato per rispondere alle domande Cosa? Come? Dove? e quando?

Che

Gli inquinanti in questione devono essere individuati preventivamente e, tenendo conto delle diverse tipologie di informazioni che si possono ottenere, si dovrebbe decidere se effettuare emissione or immissione misurazioni.

Le misurazioni delle emissioni per la qualità dell'aria interna possono determinare l'influenza di diverse fonti di inquinamento, delle condizioni climatiche, delle caratteristiche dell'edificio e dell'intervento umano, che ci consentono di controllare o ridurre le fonti di emissioni e migliorare la qualità dell'aria interna. Esistono diverse tecniche per effettuare questo tipo di misurazione: posizionare un sistema di captazione adiacente alla sorgente dell'emissione, definire un'area di lavoro limitata e studiare le emissioni come se rappresentassero condizioni generali di lavoro, oppure lavorare in condizioni simulate applicando sistemi di monitoraggio che si basano su misure dello spazio di testa.

Le misure di immissione consentono di determinare il livello di inquinamento dell'aria interna nelle diverse aree compartimentate dell'edificio, consentendo di produrre una mappa dell'inquinamento dell'intera struttura. Utilizzando queste misurazioni e individuando le diverse aree in cui le persone hanno svolto le loro attività e calcolando il tempo che hanno dedicato a ciascuna attività, sarà possibile determinare i livelli di esposizione. Un altro modo per farlo è far indossare ai singoli lavoratori dispositivi di monitoraggio durante il lavoro.

Potrebbe essere più pratico, se il numero di inquinanti è ampio e vario, selezionare poche sostanze rappresentative in modo che la lettura sia rappresentativa e non troppo costosa.

Come

La scelta del tipo di lettura da effettuare dipenderà dal metodo disponibile (lettura diretta o prelievo e analisi) e dalla tecnica di misura: emissione o immissione.

Dove

La posizione scelta dovrebbe essere la più appropriata e rappresentativa per ottenere i campioni. Ciò richiede la conoscenza dell'edificio in esame: il suo orientamento rispetto al sole, il numero di ore in cui riceve la luce solare diretta, il numero di piani, il tipo di compartimentazione, se la ventilazione è naturale o forzata, se le sue finestre possono essere aperte, e così via. È inoltre necessario conoscere l'origine dei reclami e dei problemi, ad esempio, se si verificano nei piani superiori o inferiori, o nelle zone vicine o lontane dalle finestre, o nelle zone che hanno scarsa ventilazione o illuminazione, tra le altre località. La selezione dei siti migliori per prelevare i campioni si baserà su tutte le informazioni disponibili relative ai criteri sopra menzionati.

Quando

Decidere quando effettuare le letture dipenderà da come le concentrazioni di inquinanti atmosferici cambiano rispetto al tempo. L'inquinamento può essere rilevato per prima cosa al mattino, durante la giornata lavorativa o alla fine della giornata; può essere rilevato all'inizio o alla fine della settimana; durante l'inverno o l'estate; quando l'aria condizionata è accesa o spenta; così come altre volte.

Per rispondere correttamente a queste domande, è necessario conoscere le dinamiche del dato ambiente interno. È inoltre necessario conoscere gli obiettivi delle misurazioni effettuate, che saranno basate sui tipi di inquinanti oggetto di indagine. La dinamica degli ambienti interni è influenzata dalla diversità delle fonti di inquinamento, dalle differenze fisiche degli spazi coinvolti, dal tipo di compartimentazione, dal tipo di ventilazione e controllo climatico utilizzato, dalle condizioni atmosferiche esterne (vento, temperatura, stagione, ecc. ), e le caratteristiche dell'edificio (numero di finestre, loro orientamento, ecc.).

Gli obiettivi delle misurazioni determineranno se il campionamento verrà effettuato per intervalli brevi o lunghi. Se si pensa che gli effetti sulla salute dei contaminanti indicati siano a lungo termine, ne consegue che le concentrazioni medie dovrebbero essere misurate su lunghi periodi di tempo. Per le sostanze che hanno effetti acuti ma non cumulativi, sono sufficienti misurazioni su brevi periodi. Se si sospettano emissioni intense di breve durata, è richiesto un campionamento frequente su brevi periodi per rilevare il momento dell'emissione. Non va trascurato, tuttavia, il fatto che in molti casi le possibili scelte nel tipo di metodi di campionamento utilizzati possono essere determinate dai metodi analitici disponibili o richiesti.

Se dopo aver considerato tutte queste domande non è sufficientemente chiaro quale sia l'origine del problema, o quando il problema si presenta con maggiore frequenza, la decisione su dove e quando prelevare i campioni deve essere presa a caso, calcolando il numero di campioni come una funzione dell'affidabilità e del costo attesi.

Tecniche di misurazione

I metodi disponibili per il prelievo di campioni di aria interna e per la loro analisi possono essere raggruppati in due tipi: metodi che prevedono una lettura diretta e quelli che prevedono il prelievo di campioni per analisi successive.

I metodi basati sulla lettura diretta sono quelli con i quali avviene contemporaneamente il prelievo del campione e la misura della concentrazione degli inquinanti; sono veloci e la misurazione è istantanea, consentendo dati precisi a un costo relativamente basso. Questo gruppo include tubi colorimetrici ed monitor specifici.

L'utilizzo dei tubi colorimetrici si basa sul cambiamento di colore di uno specifico reagente quando viene a contatto con un dato inquinante. I più comunemente usati sono i tubi che contengono un reagente solido e l'aria viene aspirata attraverso di essi utilizzando una pompa manuale. La valutazione della qualità dell'aria indoor con i tubi colorimetrici è utile solo per misure esplorative e per misurare le emissioni sporadiche poiché la loro sensibilità è generalmente bassa, ad eccezione di alcuni inquinanti come CO e CO₂ che si possono trovare ad alte concentrazioni nell'aria interna. È importante tenere presente che la precisione di questo metodo è bassa e l'interferenza di contaminanti imprevisti è spesso un fattore.

Nel caso di monitor specifici, la rilevazione degli inquinanti si basa su principi fisici, elettrici, termici, elettromagnetici e chemoelettromagnetici. La maggior parte dei monitor di questo tipo può essere utilizzata per effettuare misurazioni di breve o lunga durata e ottenere un profilo di contaminazione in un determinato sito. La loro precisione è determinata dai rispettivi produttori e l'uso corretto richiede tarature periodiche mediante atmosfere controllate o miscele di gas certificate. I monitor stanno diventando sempre più precisi e la loro sensibilità più affinata. Molti hanno una memoria incorporata per memorizzare le letture, che possono quindi essere scaricate su computer per la creazione di database e la facile organizzazione e recupero dei risultati.

I metodi e le analisi di campionamento possono essere classificati in attivo (o dinamico) e passivo, a seconda della tecnica.

Con i sistemi attivi, questo inquinamento può essere raccolto forzando l'aria attraverso dispositivi di raccolta in cui l'inquinante viene catturato, concentrando il campione. Ciò si ottiene con filtri, solidi adsorbenti e soluzioni assorbenti o reattive che vengono inseriti in gorgogliatori o impregnati su materiale poroso. L'aria viene quindi fatta passare e il contaminante, oi prodotti della sua reazione, vengono analizzati. Per l'analisi dell'aria campionata con sistemi attivi i requisiti sono un fissativo, una pompa per muovere l'aria e un sistema per misurare il volume dell'aria campionata, direttamente o utilizzando dati di flusso e durata.

Il flusso e il volume dell'aria campionata sono specificati nei manuali di riferimento o dovrebbero essere determinati da test precedenti e dipenderanno dalla quantità e dal tipo di assorbente o adsorbente utilizzato, dagli inquinanti che si stanno misurando, dal tipo di misurazione (emissione o immissione ) e le condizioni dell'aria ambiente durante il prelievo del campione (umidità, temperatura, pressione). L'efficacia della raccolta aumenta riducendo il tasso di assunzione o aumentando la quantità di fissativo utilizzato, direttamente o in tandem.

Un altro tipo di campionamento attivo è la cattura diretta dell'aria in un sacco o in qualsiasi altro contenitore inerte e impermeabile. Questo tipo di prelievo di campioni viene utilizzato per alcuni gas (CO, CO₂, H₂COSÌ₂) ed è utile come misura esplorativa quando non si conosce il tipo di inquinante. Lo svantaggio è che senza concentrare il campione potrebbe esserci una sensibilità insufficiente e potrebbe essere necessaria un'ulteriore elaborazione di laboratorio per aumentare la concentrazione.

I sistemi passivi catturano gli inquinanti per diffusione o permeazione su una base che può essere un adsorbente solido, da solo o impregnato di uno specifico reagente. Questi sistemi sono più convenienti e facili da usare rispetto ai sistemi attivi. Non richiedono pompe per catturare il campione né personale altamente qualificato. Ma l'acquisizione del campione può richiedere molto tempo ei risultati tendono a fornire solo livelli di concentrazione medi. Questo metodo non può essere utilizzato per misurare le concentrazioni di picco; in questi casi dovrebbero invece essere utilizzati sistemi attivi. Per utilizzare correttamente i sistemi passivi è importante conoscere la velocità con cui viene catturato ogni inquinante, che dipenderà dal coefficiente di diffusione del gas o del vapore e dal design del monitor.

La tabella 1 mostra le caratteristiche salienti di ciascun metodo di campionamento e la tabella 2 delinea i vari metodi utilizzati per raccogliere e analizzare i campioni per gli inquinanti dell'aria interna più significativi.

Tabella 1. Metodologia per il prelievo dei campioni

+ Significa che il metodo dato è adatto al metodo di misurazione o ai criteri di misurazione desiderati.

Tabella 2. Metodi di rilevamento dei gas nell'aria interna

— = Metodo non idoneo per inquinante.
^a GC = gascromatografia.
^b UV-Vis = spettrofotometria nell'ultravioletto visibile.
^c HPLC = cromatografia liquida ad alta precisione.
^d CD = rivelatore a cattura di elettroni.
^e FID = fiamma, rivelatore a ionizzazione.
^f NPD = rivelatore di azoto/fosforo.
^g PID = rivelatore a fotoionizzazione.
^h MS = spettrometria di massa.

Selezione del metodo

Per selezionare il miglior metodo di campionamento, si dovrebbe prima determinare che esistano metodi convalidati per gli inquinanti studiati e fare in modo che siano disponibili gli strumenti ei materiali adeguati per raccogliere e analizzare l'inquinante. Di solito è necessario sapere quale sarà il loro costo e la sensibilità richiesta per il lavoro, nonché cose che possono interferire con la misurazione, dato il metodo scelto.

Una stima delle concentrazioni minime di ciò che si intende misurare è molto utile per valutare il metodo utilizzato per analizzare il campione. La concentrazione minima richiesta è direttamente correlata alla quantità di inquinante che può essere raccolta date le condizioni specificate dal metodo utilizzato (ad esempio, il tipo di sistema utilizzato per catturare l'inquinante o la durata del prelievo del campione e il volume dell'aria campionata). Tale importo minimo è ciò che determina la sensibilità richiesta al metodo utilizzato per l'analisi; può essere calcolato dai dati di riferimento presenti in letteratura per un particolare inquinante o gruppo di inquinanti, se sono stati ottenuti con un metodo simile a quello che verrà utilizzato. Ad esempio, se si trova che concentrazioni di idrocarburi di 30 (mg/m³) si trovano comunemente nell'area oggetto di studio, il metodo analitico utilizzato dovrebbe consentire di misurare facilmente tali concentrazioni. Se il campione è ottenuto con un tubo di carbone attivo in quattro ore e con un flusso di 0.5 litri al minuto, la quantità di idrocarburi raccolti nel campione viene calcolata moltiplicando la portata della sostanza per il periodo di tempo monitorato. Nell'esempio dato questo è uguale a:

di idrocarburi  

Per questa applicazione è possibile utilizzare qualsiasi metodo per la rilevazione di idrocarburi che richieda che la quantità nel campione sia inferiore a 3.6 μg.

Un'altra stima potrebbe essere calcolata dal limite massimo stabilito come limite ammissibile per l'aria interna per l'inquinante oggetto di misurazione. Se queste cifre non esistono e non sono note le normali concentrazioni riscontrate nell'aria interna, né la velocità con cui l'inquinante viene scaricato nell'ambiente, è possibile utilizzare approssimazioni basate sui livelli potenziali dell'inquinante che possono influire negativamente sulla salute . Il metodo scelto dovrebbe essere in grado di misurare il 10% del limite stabilito o della concentrazione minima che potrebbe avere effetti sulla salute. Anche se il metodo di analisi scelto ha un grado di sensibilità accettabile, è possibile riscontrare concentrazioni di inquinanti inferiori al limite inferiore di rilevabilità del metodo scelto. Questo dovrebbe essere tenuto presente quando si calcolano le concentrazioni medie. Ad esempio, se su dieci letture effettuate tre sono al di sotto del limite di rilevamento, è necessario calcolare due medie, una assegnando a queste tre letture il valore zero e un'altra assegnando loro il limite di rilevamento più basso, che restituisce una media minima e una media massima. La vera media misurata sarà trovata tra i due.

Procedure analitiche

Il numero di inquinanti dell'aria interna è elevato e si trovano in piccole concentrazioni. La metodologia disponibile si basa sull'adattamento dei metodi utilizzati per monitorare la qualità dell'aria esterna, atmosferica, dell'aria e dell'aria riscontrata in situazioni industriali. L'adattamento di questi metodi per l'analisi dell'aria interna implica la modifica dell'intervallo della concentrazione ricercata, quando il metodo lo consente, utilizzando tempi di campionamento più lunghi e maggiori quantità di assorbenti o adsorbenti. Tutte queste modifiche sono appropriate quando non comportano una perdita di affidabilità o precisione. La misurazione di una miscela di contaminanti è solitamente costosa ei risultati ottenuti sono imprecisi. In molti casi tutto ciò che verrà accertato sarà un profilo di inquinamento che indicherà il livello di contaminazione durante gli intervalli di campionamento, rispetto all'aria pulita, all'aria esterna o ad altri spazi interni. I monitor a lettura diretta vengono utilizzati per monitorare il profilo di inquinamento e potrebbero non essere adatti se sono troppo rumorosi o troppo grandi. Sono in fase di progettazione monitor sempre più piccoli e silenziosi, che offrono maggiore precisione e sensibilità. La tabella 3 mostra in sintesi lo stato attuale dei metodi utilizzati per misurare i diversi tipi di contaminanti.

Tabella 3. Metodi utilizzati per l'analisi degli inquinanti chimici

^a ++ = più comunemente usato; + = meno comunemente usato; – = non applicabile.

Analisi dei gas

I metodi attivi sono i più diffusi per l'analisi dei gas, e vengono eseguiti utilizzando soluzioni assorbenti o solidi adsorbenti, oppure prelevando direttamente un campione di aria con un sacchetto o altro contenitore inerte ed ermetico. Per evitare la perdita di parte del campione e aumentare l'accuratezza della lettura, il volume del campione deve essere inferiore e la quantità di assorbente o adsorbente utilizzata deve essere maggiore rispetto ad altri tipi di inquinamento. Occorre prestare attenzione anche nel trasporto e nella conservazione del campione (mantenendolo a bassa temperatura) e riducendo al minimo il tempo prima che il campione venga testato. I metodi di lettura diretta sono ampiamente utilizzati per misurare i gas a causa del notevole miglioramento delle capacità dei monitor moderni, che sono più sensibili e più precisi di prima. Per la loro facilità d'uso e per il livello e il tipo di informazioni che forniscono, stanno sempre più sostituendo i metodi tradizionali di analisi. La tabella 4 riporta i livelli minimi di rilevazione per i vari gas studiati in funzione del metodo di campionamento e di analisi utilizzato.

Tabella 4. Limiti di rilevamento inferiori per alcuni gas da parte dei monitor utilizzati per valutare la qualità dell'aria interna

^a I monitor di anidride carbonica che utilizzano la spettroscopia a infrarossi sono sempre abbastanza sensibili.
^b Monitor passivi (durata dell'esposizione).

Questi gas sono inquinanti comuni nell'aria interna. Vengono misurati utilizzando monitor che li rilevano direttamente con mezzi elettrochimici o infrarossi, anche se i rilevatori a infrarossi non sono molto sensibili. Possono essere misurati anche prelevando campioni di aria direttamente con sacchi inerti ed analizzando il campione mediante gascromatografia con rivelatore a ionizzazione di fiamma, trasformando prima i gas in metano mediante reazione catalitica. I rilevatori a conduzione termica sono generalmente abbastanza sensibili da misurare le normali concentrazioni di CO₂.

Diossido di azoto

Sono stati sviluppati metodi per rilevare il biossido di azoto, NO₂, nell'aria interna utilizzando monitor passivi e prelevando campioni per analisi successive, ma questi metodi hanno presentato problemi di sensibilità che si spera possano essere superati in futuro. Il metodo più noto è il tubo di Palmes, che ha un limite di rilevamento di 300 ppb. Per le situazioni non industriali, il campionamento dovrebbe durare almeno cinque giorni per ottenere un limite di rilevazione di 1.5 ppb, che è tre volte il valore del bianco per un'esposizione di una settimana. Sono stati sviluppati anche monitor portatili che misurano in tempo reale sulla base della reazione di chemiluminescenza tra NO₂ e il luminol reagente, ma i risultati ottenuti con questo metodo possono essere influenzati dalla temperatura e la loro linearità e sensibilità dipendono dalle caratteristiche della soluzione di luminol utilizzata. I monitor dotati di sensori elettrochimici hanno una sensibilità migliorata ma sono soggetti all'interferenza di composti che contengono zolfo (Freixa 1993).

diossido di zolfo

Un metodo spettrofotometrico viene utilizzato per misurare l'anidride solforosa, SO₂, in un ambiente interno. Il campione d'aria viene fatto gorgogliare attraverso una soluzione di tetracloromercuriato di potassio per formare un complesso stabile che viene a sua volta misurato spettrofotometricamente dopo aver reagito con la pararosanilina. Altri metodi sono basati sulla fotometria della fiamma e sulla fluorescenza ultravioletta pulsante, e ci sono anche metodi basati sulla derivazione della misura prima dell'analisi spettroscopica. Questo tipo di rilevamento, che è stato utilizzato per i monitor dell'aria esterna, non è adatto per l'analisi dell'aria interna a causa della mancanza di specificità e perché molti di questi monitor richiedono un sistema di ventilazione per eliminare i gas che generano. Poiché le emissioni di SO₂ sono stati notevolmente ridotti e non è considerato un importante inquinante dell'aria interna, lo sviluppo di monitor per il suo rilevamento non è molto avanzato. Tuttavia, sul mercato sono disponibili strumenti portatili in grado di rilevare SO₂ sulla base del rilevamento della pararosanilina (Freixa 1993).

Ozono

Ozono, o₃, si può trovare solo in ambienti chiusi in particolari situazioni in cui si genera continuamente, poiché decade rapidamente. Si misura con metodi di lettura diretta, con tubi colorimetrici e con metodi di chemiluminescenza. Può anche essere rilevato con metodi utilizzati nell'igiene industriale che possono essere facilmente adattati per l'aria interna. Il campione viene ottenuto con una soluzione assorbente di ioduro di potassio in mezzo neutro e quindi sottoposto ad analisi spettrofotometrica.

Formaldehyde

La formaldeide è un importante inquinante dell'aria interna e, a causa delle sue caratteristiche chimiche e tossiche, si consiglia una valutazione personalizzata. Esistono diversi metodi per rilevare la formaldeide nell'aria, tutti basati sul prelievo di campioni per successive analisi, con fissazione attiva o per diffusione. Il metodo di cattura più appropriato sarà determinato dal tipo di campione (emissione o immissione) utilizzato e dalla sensibilità del metodo analitico. I metodi tradizionali si basano sull'ottenimento di un campione facendo gorgogliare aria attraverso acqua distillata o una soluzione di bisolfato di sodio all'1% a 5°C e analizzandolo poi con metodi spettrofluorimetrici. Durante la conservazione, il campione deve essere mantenuto a 5°C. COSÌ₂ e i componenti del fumo di tabacco possono creare interferenze. Sistemi attivi o metodi che catturano gli inquinanti per diffusione con adsorbenti solidi sono sempre più utilizzati nell'analisi dell'aria indoor; sono tutti costituiti da una base che può essere un filtro o un solido saturo di un reagente, come il bisolfato di sodio o la 2,4-difenilidrazina. I metodi che catturano l'inquinante per diffusione, oltre ai vantaggi generali di tale metodo, sono più sensibili dei metodi attivi perché il tempo necessario per ottenere il campione è più lungo (Freixa 1993).

Rilevazione di composti organici volatili (COV)

I metodi utilizzati per misurare o monitorare i vapori organici nell'aria interna devono soddisfare una serie di criteri: devono avere una sensibilità nell'ordine delle parti per miliardo (ppb) alle parti per trilione (ppt), gli strumenti utilizzati per prelevare il campione o effettuare una lettura diretta deve essere portatile e facile da maneggiare sul campo, ei risultati ottenuti devono essere precisi e riproducibili. Esistono moltissimi metodi che soddisfano questi criteri, ma quelli più frequentemente utilizzati per analizzare l'aria interna si basano sul prelievo e sull'analisi di campioni. Esistono metodi di rilevamento diretto che consistono in gascromatografi portatili con diversi metodi di rilevamento. Questi strumenti sono costosi, la loro gestione è sofisticata e possono essere utilizzati solo da personale addestrato. Per i composti organici polari e non polari che hanno un punto di ebollizione compreso tra 0°C e 300°C, l'adsorbente più utilizzato sia per i sistemi di campionamento attivi che passivi è stato il carbone attivo. Vengono utilizzati anche polimeri porosi e resine polimeriche, come Tenax GC, XAD-2 e Ambersorb. Il più diffuso tra questi è il Tenax. I campioni ottenuti con carbone attivo vengono estratti con solfuro di carbonio e analizzati mediante gascromatografia con rivelatori a ionizzazione di fiamma, cattura elettronica o spettrometria di massa, seguiti da analisi qualitativa e quantitativa. I campioni ottenuti con Tenax vengono solitamente estratti per desorbimento termico con elio e condensati in una trappola fredda di azoto prima di essere inviati al cromatografo. Un altro metodo comune consiste nel prelevare direttamente i campioni, utilizzando sacchi o contenitori inerti, alimentando l'aria direttamente al gascromatografo, oppure concentrando prima il campione con un adsorbente e una trappola fredda. I limiti di rilevabilità di questi metodi dipendono dal composto analizzato, dal volume del campione prelevato, dall'inquinamento di fondo e dai limiti di rilevabilità dello strumento utilizzato. Poiché è impossibile quantificare ciascuno dei composti presenti, la quantificazione viene normalmente effettuata per famiglie, utilizzando come riferimento composti caratteristici di ciascuna famiglia di composti. Nel rilevare i COV nell'aria interna, la purezza dei solventi utilizzati è molto importante. Se si utilizza il desorbimento termico, anche la purezza dei gas è importante.

Rilevazione di pesticidi

Per rilevare i pesticidi nell'aria interna, i metodi comunemente impiegati consistono nel prelievo di campioni con adsorbenti solidi, anche se non è escluso l'uso di gorgogliatori e sistemi misti. L'adsorbente solido più comunemente utilizzato è stato il polimero poroso Chromosorb 102, sebbene vengano utilizzate sempre più schiume poliuretaniche (PUF) in grado di catturare un numero maggiore di pesticidi. I metodi di analisi variano a seconda del metodo di campionamento e del pesticida. Solitamente vengono analizzati mediante gascromatografia con diversi rivelatori specifici, dalla cattura elettronica alla spettrometria di massa. Il potenziale di quest'ultimo per l'identificazione di composti è notevole. L'analisi di questi composti presenta alcuni problemi, tra cui la contaminazione delle parti in vetro nei sistemi di prelievo con tracce di policlorobifenili (PCB), ftalati o pesticidi.

Rilevamento di polvere o particelle ambientali

Per la cattura e l'analisi di particelle e fibre nell'aria è disponibile una grande varietà di tecniche e apparecchiature adatte alla valutazione della qualità dell'aria interna. I monitor che consentono una lettura diretta della concentrazione di particelle nell'aria utilizzano rilevatori di luce diffusa e i metodi che impiegano il prelievo e l'analisi dei campioni utilizzano la ponderazione e l'analisi con un microscopio. Questo tipo di analisi richiede un separatore, come un ciclone o un impattatore, per setacciare le particelle più grandi prima di poter utilizzare un filtro. I metodi che impiegano un ciclone possono gestire piccoli volumi, il che si traduce in lunghe sessioni di prelievo del campione. I monitor passivi offrono un'eccellente precisione, ma sono influenzati dalla temperatura ambiente e tendono a fornire letture con valori più elevati quando le particelle sono piccole.

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