Associazione Medici per l’Ambiente – ISDE Italia
Affiliata all’International Society of Doctors for the Environment
Rapporto consultivo con l’OMS (Organizzazione Mondiale della Sanità) e l’UNECOSOC (United Nations Economic and Social Council)
Via XXVAprile, 34, 52100 Arezzo AR
email: isde@isde.it – http://www.isde.it
Procedura del riesame della Valutazione di Impatto Ambientale su impianti di trattamento di acque di scarico e drenaggio delle gallerie MALO e S.URBANO della Superstrada Pedemontano Veneta (SPV)
OSSERVAZIONI dell’Associazione Medici per l’Ambiente ISDE, sezione di Padova
Isde.sezionepadova@gmail.com
PREMESSA
Non è stata data sufficiente pubblicità dalla Regione Veneto alla riapertura della VIA per la Pedemontana Veneta, in relazione all’inquinamento ambientale da PFBA.
Il tempo per raccogliere informazioni, esaminare documenti e consultare dati non è stato sufficiente.
I dati delle analisi dell’acqua potabile di Padova di ottobre e novembre 2025 non sono ad oggi pubblicati .
ALCUNE COSIDERAZIONI
Dal Tavolo Tecnico Regionale del 15/06/2025, si evince che nella zona di Caldogno AcegasApsAmga, il gestore idrico di Padova ed altri 12 comuni, ha dovuto chiudere 8 pozzi idropotabili su 31, perché inquinati da PFAS e specificamente da PFBA, in concentrazioni superiori al limite previsto per le acque potabili.
Inoltre durante i lavori di costruzione della galleria di Malo sono stati depositati materiali di risulta per 3 milioni di metri cubi in una ventina di siti, collocati nella provincia di Vicenza, a monte ed a valle della Pedemontana Veneta.
Solo tre di questi siti sono stati indagati da Arpav con riscontro di inquinamento da PFBA nell’acqua di ruscellamento, in concentrazioni fino a 2000 ng/l.
Risulta anche che tali siti di deposito di materiali inquinati da PFBA ricadono interamente nella fascia di salvaguardia delle acque potabili.
Nella relazione ISPRA-ARPAV Vicenza, luglio 2025, troviamo che la contaminazione da PFBA collegata alla SPV può essere considerata una potenziale “Minaccia imminente” di danno ambientale alle acque
superficiali e sotterranee (pag. 9).
Le dinamiche della dispersione di PFBA nelle acque sotterranee devono essere ancora accertate.
L’impianto di trattamento delle acque di drenaggio della galleria di Malo “Ha un andamento altalenante dei valori di concentrazione, dovuto alla perdita di efficacia dei carboni attivi ed alla gestione di sostituzione degli stessi” (pag 35); il troppo pieno delle vasche di raccolta in determinate condizioni scarica nel torrente Giara-Oriolo acque non trattate (pag.44); tale impianto di trattamento è sottodimensionato e mal gestito (pag 66). L’impianto di trattamento delle acque della galleria di S.Urbano ha cominciato a funzionare solo dal giugno 2025 e ne va testata l’efficienza.
In sostanza “Le fonti di inquinamento da PFBA risultano ancora attive e non adeguatamente contenute” (pag 67).
Lo studio di impatto ambientale SINERGEO evidenzia che il PFBA può essere assorbito non solo dall’acqua potabile, ma anche attraverso la catena alimentare, nella misura in cui le acque di irrigazione e di abbeveramento animali sono contaminate (pag. 49-55). Dei 20 siti di deposito dei materiali di scavo PDV – costituiti da discariche, cave ed ex cave – 3 sono stati oggetto di indagini preliminari da parte di ARPAV, che hanno evidenziato concentrazioni elevate di PFBA nelle acque di dilavamento, da 826 a743 a 1702 a 2212 ng/l (pag. 61).
Dai rapporti di prova pubblica sul sito AcegasApsAmga, qualità dell’acqua potabile di Padova, si vede che il PFBA compare per la prima volta nell’acqua potabile di Padova nell’aprile 2021, come unico PFAS, in concentrazione di 24 ng/l; nei mesi seguenti il composto è presente in maniera discontinua, in concentrazioni che si mantengono al di sotto dei 10 ng/l.
Nel 2022 il PFBA è sempre presente – tranne che nei mesi gennaio e ottobre, con acqua prelevata nel serbatoio Moroni – in concentrazioni che vanno da 7 a 30 ng/l; nel 2023 e 2024 il composto è sempre presente in tutti i prelievi in concentrazioni fino a 39 ng/l.
Nel 2025 non vengono più riportati sul sito i rapporti di prova, ma tabelle con “Caratteristiche di qualità medie dell’acqua di Padova e di Abano”, per cui non sono indicati né il luogo né la data dei prelievi; in tali tabelle è sempre presente il PFBA in concentrazioni medie da 10,5 a 20 ng/l.
PFBA COMPOSTO PERFLUOROALCHILICO A CATENA CORTA (4 atomi di Carbonio)
Il PFBA o acido perfluorobutanoico, è poco conosciuto e poco studiato dal punto di vista degli effetti sulla salute; mantiene comunque le caratteristiche di persistenza nell’ambiente e di bioaccumulo nei tessuti e negli organi degli esseri viventi .
E’ un interferente endocrino e come tale rappresenta una potenziale minaccia per la salute umana.
Riportiamo di seguito lo studio del dr Vincenzo Cordiano.
PFBA: APPROFONDIMENTO DEL DR VINCENZO CORDIANO, Presidente di ISDE Veneto ed esperto
della materia
L’acido perfluorubatonoico (PFBA, numero CAS 375-22-4) e i suoi sali fanno parte del gruppo delle sostanze per- e polifluoroalchiliche (PFAS). Le preoccupazioni riguardo al PFBA e ad altri PFAS derivano dalla resistenza di questi composti all’idrolisi, alla fotolisi e alla biodegradazione, che porta alla loro persistenza nell’ambiente.
Poiché il PFBA e i suoi sali sono acidi perfluorocarbossilici ( PFCA) a quattro atomi di carbonio, sono considerati PFAS a catena corta) (Polesello 2024).
Il PFBA, oltre ad essere stato utilizzato come tale in una miriade di prodotti e applicazioni industriali, è un
prodotto di degradazione di altri PFAS u lizza , fra l’altro, in tessuti antimacchia, imballaggi alimentari di carta e tappeti , pellicole fotografiche, nanospray e spray impregnanti , tessuti per esterni, tappeti, guanti, materiali a contatto con gli alimenti a base di carta, scioline e pelle. I PFAS a catena più corta come il PFBA vengono utilizzati anche come sostituti dei PFAS a catena più lunga nei prodotti di consumo.
In Europa, l’utilizzo di PFBA e dei suoi sali si è diffuso soprattutto come sostituto dei PFAS a catena lunga, in particolare dopo le restrizioni europee introdotte per queste ultime molecole. Secondo le stime ufficiali, le emissioni di PFBA nell’ambiente derivano sia da fonti puntuali (come insediamenti industriali e stabilimenti di trattamento delle acque reflue) sia da fonti diffuse, attraverso la degradazione di precursori presenti in prodotti di largo consumo. L’Agenzia europea per le sostanze chimiche (ECHA) ha individuato il PFBA tra le sostanze per le quali esistono preoccupazioni ambientali, soprattutto per la sua persistenza e mobilità che ne facilitano la presenza nelle acque superficiali e sotterranee.
Per questo motivo, l’Unione Europea ha adottato misure restrittive nei confronti dell’uso e della commercializzazione di diversi PFAS, tra cui il PFBA e i suoi sali: il regolamento REACH ne richiede la notifica per quantità prodotto e o importate superiori a una soglia specifica e impone valutazioni del rischio più stringenti.
Inoltre, è in corso un processo di revisione per una possibile restrizione di gruppo che includerebbe tutti i PFAS a catena corta, volto a limitarne fortemente l’uso nei prodotti di consumo e a ridurre ulteriormente le emissioni ambientali.
Destino ambientale e trasporti
I PFAS sono stabili e persistenti nell’ambiente e molti si trovano in tutto il mondo nell’aria, nel suolo, nelle acque sotterranee e superficiali e nei tessuti di tutte le specie vegetali e animali esaminate.
I PFAS rilasciati nell’aria sono presenti nella fase di vapore nell’atmosfera e resistono alla fotolisi, ma sono state misurate anche concentrazioni legate alle particelle. L’intrusione di vapore può essere un problema per il PFBA data la sua pressione di vapore e la costante della legge di Henry, sebbene attualmente non esistano dati che misurino le esposizioni per inalazione dovute all’intrusione di vapore di PFBA (Davis et al. 2022).
Zhao et al. (Zhao et al. 2016) hanno osservato che i PFAS a catena più corta come il PFBA venivano trasportati più facilmente dalle radici ai germogli delle piante di grano rispetto ai PFAS a catena più lunga. Venkatesan e Halden (Venkatesan e Halden 2014) hanno analizzato campioni archiviati da mesocosmi all’aperto per studiare il destino nell’arco di 3 anni di PFAS nel suolo agricolo modificato con biosolidi. L’emivita media per il rilascio di PFBA dai suoli in seguito all’applicazione di biosolidi è stata stimata in 385 giorni. Il potenziale di bioconcentrazione dei PFAS negli organismi acquatici dipende dai loro fattori di bioconcentrazione. Sebbene il potenziale di bioconcentrazione del PFBA sia minore rispetto ad altri PFAS a catena più lunga, esso bioaccumula ugualmente in quantità signi?ca va negli alimenti coltivati su terreni contenenti PFAS. Blaine et al. (Blaine et al. 2013) hanno condotto una serie di esperimenti in serra e sul campo per studiare il potenziale di assorbimento dei PFAS in lattuga, pomodori e mais quando coltivati in terreni modificati con biosolidi prodotti industrialmente e in terreni modificati con biosolidi municipali. Lo studio ha confermato che il PFBA bioaccumula più facilmente rispetto ad altri PFAS (ad esempio, PFOA, PFOS, PFHxA, PFHxS, PFDA e PFNA) con fattori di bioaccumulo di 28,4-56,8 per la lattuga e 68,4 per il mais. Il PFBA aveva un fattore di bioaccumulo di 12,2-18,2 per i pomodori, che era superiore a tutti gli altri PFAS studia ad eccezione dell’acido. Il PFBA può essere rilevato nella maggior parte dei campioni di polvere ottenuti da ambienti confinati , per esempio case e veicoli. Tuttavia, livelli più alti sono stati misurati nel suolo e nei sedimenti circostanti gli impianti industriali perfluorochimici, nelle strutture militari statunitensi e di altri paesi, nei campi di addestramento dei vigili del fuoco nei quali le schiume filmogene acquose (AFFF) sono state utilizzati per la soppressione degli incendi. Il PFBA è presente anche nelle acque superficiali e sotterranee in vicinanza di installazioni militari, campi di addestramento dei VVF, siti industriali, siti urbani ed extraurbani nei quali si siano sviluppati incendi. I livelli di PFBA nell’acqua in questi si superano in genere quelli identificati nell’acqua potabile.
Il PFBA può anche essere rilevato negli alimenti . Il PFBA negli Stati Uniti è stato trovato nei pesci (16% dei siti campionati) oltre che prodotti alimentari tra cui prodotti lattiero-caseari, carni e frutti di mare, frutta e verdura, imballaggi alimentari (Davis et al. 2022).
In diversi paesi il PFBA è stato rilevato nell’acqua del rubinetto e nell’acqua in bottiglia.
La popolazione generale può essere esposta ai PFAS attraverso l’inalazione di aria interna o esterna (essendo che i PFAS possono essere rilasciati nell’atmosfera attraverso processi di produzione o smaltimento, ad esempio l’incenerimento), attraverso l’ingestione di acqua potabile e cibo e il contatto cutaneo con prodotti contenenti PFAS (Cordiano et al. 2019). L’esposizione potrebbe avvenire anche tramite trasferimento dalla mano alla bocca di materiali contenenti questi composti , in particolare nei bambini. Anche se le vie di esposizione possono essere molteplici, la via orale di esposizione è stata considerata la più importante tra la popolazione generale, per la quale che l’acqua potabile contaminata è considerata la fonte più significativa di esposizione (Cordiano e Bertola 2024). Gebbink et al. (Gebbink et al. 2015) hanno elaborato un modello di esposizione al PFBA della popolazione generale adulta secondo il quale l’esposizione “intermedia” (cioè basata su input mediani per tutti i parametri di esposizione) da fonti dirette e indirette (cioè precursori) è stata stimata in 19 pg/kg-giorno. Delle vie valutate (ad esempio, ingestione di polvere, cibo, acqua, inalazione di aria), l’assunzione dire a di PFBA nell’acqua ha rappresentato la maggior parte (circa il 90%-100%) dell’esposizione totale per tutti e tre gli scenari
di esposizione considerati.
Il PFBA è stato rilevato anche nel latte materno e negli alimenti per l’infanzia, indicando una potenziale via di esposizione aggiuntiva per i neonati. Antignac et al. (Antignac et al. 2013) rilevarono il PFBA nel 17% (8 su 48) dei campioni di latte materno in una popolazione di madri francesi, con una concentrazione media di 0,081 ng/L. Lorenzo et al. (Lorenzo et al. 2016) hanno inoltre osservato che il PFBA era presente nel latte materno e in vari alimenti per l’infanzia esaminati a Valencia, in Spagna.
Nonostante le informazioni sull’esposizione professionale al PFBA siano scarse, le popolazioni con potenziali esposizioni superiori a quelle della popolazione generale includono soggetti che hanno contatti frequenti con materiali contenenti PFAS che si scompongono in PFBA, per esempio operai e impiegati nelle industrie tessili, imballaggi alimentari di carta, scioline e tappe . Ad esempio, Nilsson et al. (Nilsson et al. 2010) hanno osservato una correlazione significativa negli sciolinatori professionis tra il numero di anni trascorsi come tecnici della sciolinatura e i loro livelli ematici di PFBA. Anche le popolazioni residenti vicino a impianti fluorochimici in cui si è verificata la contaminazione ambientale da PFAS “precursori” (che possono cioè scomporsi in PFBA) sembrano essere più esposte rispetto alla popolazione generale (Cordiano 2024).
Farmacocinetica Gli studi sugli animali hanno dimostrato che il PFBA, come altre sostanze chimiche perfluorurate, è ben assorbito dopo somministrazione orale e si distribuisce in tutti tessuti esaminati (Bartels et al. 2017). A causa della sua resistenza chimica alla degradazione metabolica, il PFBA è eliminato principalmente immodificato nelle urine e nelle feci.
Pérez et al. (Péreez et al. 2013) hanno studiato la distribuzione del PFBA nei tessuti di soggetti deceduti improvvisamente per varie cause nella contea di Tarragona, in Spagna. Il PFBA è stato rilevato in campioni di fegato, cervello, polmone, rene e ossa. I campioni di polmone e rene avevano concentrazioni di PFBA più alte (304 e 464 ng/g, rispettivamente) rispetto ai campioni di cervello o fegato (14 e 13 ng/g, rispettivamente). Sia nei polmoni che nei reni, il PFBA è stato rilevato in quantità maggiori rispetto a qualsiasi altra 20 sostanze per- e poli?uoroalchiliche (PFAS) analizzate.
Metabolismo
È stato dimostrato che il PFBA è un prodotto finale del metabolismo di FTOH 6:2 nei topi, nei ratti e nell’uomo (Davis et al. 2022). Tuttavia, non è stata mai dimostrata la biotrasformazione del PFBA che è considerato metabolicamente inerte dacché la sua stabilità chimica è la stessa delle sostanze chimiche PFAA a catena più lunga, tra cui il perfluoroesano sulfonato (PFHxS, C6), il perfluoroottano sulfonato (PFOS, C8) e il PFOA, C8.
L’escrezione nelle urine sembra essere la via principale attraverso la quale il PFBA viene eliminato dal corpo.
P a e tossicità. Effetti sulla tiroide.
Li et al. (Li et al. 2017) in 62 soggetti eu tiroidei hanno osservato associazioni inverse fra livelli ematici di PFBA e gli ormoni tiridei con roxina (T4), triiodo ronina libera (T3) e ormone stimolante la tiroide (TSH); solo nel caso del TSH l’associazione era statisticamente significativa (coefficiente di correlazione di Pearson = -0,348, p < 0,01).
Secondo l’USEPA (Davis et al. 2022), nel loro complesso, le prove indicano che l’esposizione ai PFBA può
causare tossicità tiroidea nell’uomo. “Questo giudizio si basa principalmente sui risultati coerenti e
biologicamente coerenti di due studi ad alta confidenza (uno studio a breve termine e l’altro subcronico) in ratti maschi che indicano effetti sui livelli degli ormoni tiroidei (T4 senza effetti compensatori sul TSH). Questi effetti sui livelli degli ormoni tiroidei si sono generalmente verificati a livelli di esposizione a PFBA 30 mg/kg/die, sebbene siano stati osservati alcuni effetti notevoli dopo l’esposizione a 6 mg/kg/die(Davis et al. 2022).
Successivamente alla pubblicazione dell’USEPA sono stati pubblicati altri studi che confermano l’interferenza del PFBA sulla funzione tiroidea. Li et al (Li et al. 2023) hanno osservato una “suggestiva associazione” dei livelli di PFBA con una riduzione delle concentrazioni ematiche di TSH nelle donne gravide.
In uno studio su 746 ultrasessantenni cinesi (Tan et al. 2024), il PFBA è risultato associato negativamente con una riduzione dei livelli di FT4, che diminuivano dell’1,89% per ogni range interquartile di aumento delle concentrazioni di PFBA.
Che l’omeostasi tiroidea sia un bersaglio sensibile all’interferenza da parte del PFBA è dimostrata dai risultati dello studio di Li et al (Li, Li, et al. 2025). Il valore di Benchmark Dose (BMD) per l’aumento dell’effetto indotto dal PFBA sulla FT4 nelle donne in gravidanza era di 6,68 ng/mL e di 0,33 ng/mL 1 per il TSH.
La modellazione della dose di riferimento (BMD) costituisce una componente cruciale nella valutazione del rischio per la salute umana ed è comunemente impiegata come metodo standard per individuare il punto di partenza per la valutazione del rischio. La BMD rappresenta la dose che suscita un cambiamento
predeterminato in una risposta avversa, nota come risposta di riferimento (BMR). Questo approccio è
ampiamente riconosciuto come il metodo o male per l’analisi dose-risposta nella valutazione del rischio per la salute umana (Kullar et al. 2019).
Tossicità epatica.
Secondo l’USEPA (Davis et al. 2022), “le prove disponibili sugli animali riguardo gli effetti sul fegato includono molteplici studi ad alta e media confidenza con effetti coerenti sul peso del fegato e, separatamente, sull’istopatologia in più specie, sessi, durate di esposizione e disegni di studio (ad esempio, esposizioni durante la gravidanza); mostrano coerenza tra gli effetti sul peso del fegato e sull’istopatologia e un chiaro gradiente biologico (effetto crescente con l’aumentare della dose) e le evidenze sono state interpretate come pertinenti per l’uomo. Nel complesso, le prove disponibili indicano che l’esposizione ai PFBA può causare tossicità epatica nell’uomo, date le circostanze di esposizione pertinenti. Questo giudizio si basa principalmente su una serie di studi a breve termine, subcronici e sullo sviluppo in ratti e topi, che generalmente mostrano effetti a livelli di esposizione a PFBA ?30 mg/kg/die.”
Tossicità evolutiva.
Il PFBA è uno dei PFAS presenti con maggiore frequenza e con le concentrazioni più alte nei sieri delle coppie madre-neonato in uno studio cinese condotto in una popolazione residente nelle vicinanze di impianti fluorochimici (Bao et al. 2022).
Nell’uomo esiste un solo studio epidemiologico sugli e?etti materno-fetali dell’esposizione al PFBA, nel quale è riportato un piccolo deficit di peso alla nascita (-4 grammi (IC 95%: -10, 2) per ogni variazione dell’unità IQR di PFBA (0,09 ng/mL) maggiore nel sesso maschile (-8 grammi; IC 95%: -16, 1) (Li M et al. 2017).
Secondo l’USEPA (Davis et al. 2022), “…considerando la serie coerente degli e?etti sullo sviluppo,
principalmente il ritardo dello sviluppo, … l’evidenza indica che l ‘esposizione a PFBA può causare e?etti avversi sullo sviluppo nell’uomo, date le pertinenti circostanze di esposizione…. In particolare, anche in assenza di prove sulla potenziale condivisione di effetti tra PFBA e altri PFAS per quanto riguarda l’azione degli ormoni tiroidei durante la gravidanza, gli effetti specifici disponibili sullo sviluppo per il PFBA da soli supportano questo giudizio.”
Cancerogenicità
Secondo l’USEPA (Davis et al. 2022), nel complesso, non vi sono informazioni adeguate per valutare il
potenziale cancerogeno dell’esposizione al PFBA. Uno studio ecologico negli USA ha esaminato le associazioni tra concentrazioni di alcuni PFAS nell’acqua potabile misurate in due trienni (2013-2015 e 2023-2024) e l’incidenza di tumori nel periodo tra e il 2021 (Li, Oliva, et al. 2025). Considerando tutti i PFAS nell’acqua potabile, gli autori hanno notato un aumento dell’incidenza del cancro nei sistemi digestivo, endocrino, respiratorio e nella cavità orale/faringe. I rapporti fra tassi i di incidenza (IRR) variavano da 1,02 a 1,33. L’associazione più forte è stata osservata tra PFBS e tumori del cavo orale/faringe (IRR: 1,33 [1,04, 1,71]). Nei maschi, i livelli dei PFAS erano associati a tumori delle vie urinarie, del cervello, leucemie e sarcomi dei tessuti molli. Nelle le femmine, i PFAS sono stati associati a tumori della tiroide, della cavità orale/faringe e dei tessuti molli.
Nel periodo più recente, il superamento dei limiti del PFBA era positivamente associato ai tumori dell’apparato digerente. In particolare, questi tumori erano localizzati nell’intestino crasso (IRR: 1,20 [1,07, 1,34]) e nel fegato (IRR: 1,10 [1,03, 1,18]).
Conclusioni
Secondo il rapporto dell’USEPA più volte citato, le prove attualmente disponibili indicano che esistono pericoli per quanto riguarda i potenziali effetti sulla tiroide, sul fegato e sullo sviluppo nell’uomo in seguito all’esposizione cronica al PFBA. Le prove disponibili sono invece inadeguate per determinare se l’esposizione al PFBA possa causare tossicità riproduttiva (negli adulti), e?etti sui parametri ematologici o di chimica clinica, effetti oculari, variazioni della pressione sanguigna o e?etti sulla funzione renale nell’uomo. Altri potenziali esiti per la salute non sono stati adeguatamente valutati nel contesto dell’esposizione al PFBA. In particolare, rispetto ad altri PFAS, come PFBS, PFOA, PFOS e GenX vi sono importanti lacune nelle nostre conoscenze sui potenziali effetti tossici dell’esposizione ai PFBA su sistema immunitario, sulla tiroide o sul sistema nervoso negli organismi in via di sviluppo o nelle ghiandole mammarie.
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CONSIDERAZIONI FINALI
L’unica arma che abbiamo è la prevenzione: va applicato il Principio di Precauzione.
1 Questo composto nell’acqua potabile non ci deve essere, tenendo conto della scarsa
eliminazione e del conseguente bioaccumulo nei tessuti e negli organi, del danno potenziale
alla tiroide ed al fegato, del fatto che, tramite l’acqua di dilavamento, di irrigazione e di
abbeveraggio animali, può essere presente nella catena alimentare e quindi assorbito anche
con il cibo.
2 Deve essere attivata ogni precauzione e protezione per garantire un’acqua potabile libera da
PFAS.
3 La potenziale minaccia incombente di danno ambientale va fermata subito.
4 Le fonti ancora a ve e non adeguatamente contenute di PFBA vanno identificate e
bonificate senza indugio.
5 Al fine di evitare ulteriori potenziali fonti di “minaccia ambientale incombente”, auspichiamo
che l’Organismo Centrale competente approfondisca la questione dei cementi contenenti
PFAS e della loro regolamentazione, in particolare il prodotto Mapequick AF 100 utilizzato nella
PDV ed altri simili, che andrebbero vietati , visto il rischio di contaminazione ambientale
pervasiva, persistente e pericolosa, ma il cui utilizzo si potrebbe almeno condizionare alla
prescrizione di cautele ambientali, come il divieto di scarico nei fossi, la filtrazione dell’acqua
di drenaggio, obbligo di analisi delle acque super?ciali e profonde, ecc., precauzioni e
protezioni che devono essere riportate in etichetta.
D.ssa Patrizia Corrà
ISDE Medici per l’Ambiente, sezione di Padova
Isde.sezionepadova@gmail.com
3347515209
