SCHEDE MONOGRAFICHE 4 PCDD: policlorodibenzo-p-diossine

G Ital Med Lav Erg 2009; 31:4, 325-370 © PI-ME, Pavia 2009http://gimle.fsm.it

I N T E R F E R E N T I E N D O C R I N ISCHEDE MONOGRAFICHE

4 PCDD: policlorodibenzo-p-diossine

R. Turci1, C. Minoia1, E. Leoni1, E. Sturchio2, P. Boccia2, C. Meconi2, M. Zanellato2, S. Signorini3, A. Mantovani4, C. La Rocca4, F. Bianchi5, M. Imbriani6

1 Laboratorio di Misure Ambientali e Tossicologiche, “Fondazione Salvatore Maugeri”, IRCCS, Pavia2 Istituto Superiore per la Prevenzione e la Sicurezza sul Lavoro, Dipartimento Installazioni di Produzione e Insediamenti Antropici, Roma3 Direttore Scientifico Centro di Ricerca ISPESL “Fondazione Salvatore Maugeri”, IRCCS, Pavia4 Dipartimento di Sanità Pubblica Veterinaria e Sicurezza Alimentare, Istituto Superiore di Sanità, Roma5 Sezione di Epidemiologia, Istituto di Fisiologia Clinica CNR, Pisa6 Unità Operativa Ospedaliera di Medicina del Lavoro (UOOML), “Fondazione Salvatore Maugeri”, IRCCS, Pavia e Cattedra di

Medicina del Lavoro, Università degli Studi di Pavia

Premessa

Con il termine generico di “diossine” ci si riferiscecomunemente a un gruppo di 210 composti chimiciaromatici policlorurati, divisi in due famiglie: policlorodi-benzo-p-diossine (PCDD o propriamente “diossine”) epoliclorodibenzofurani (PCDF o “furani”), caratterizzatida proprietà chimiche simili. In base al numero e allaposizione degli atomi di cloro è possibile distinguere 75congeneri di PCDD e 135 congeneri di PCDF, 17 deiquali hanno rilevanza tossicologica.

I policlorobifenili (PCB) costituiscono un ulterioregruppo di 209 congeneri, dei quali 12 presentano pro-prietà tossicologiche simili alle diossine e sono pertantodefiniti “PCB diossina-simili” (PCB-dl).

Nella terminologia corrente il termine “diossina”, alsingolare, è talora usato come sinonimo di 2,3,7,8-tetra-clorodibenzo-p-diossina (TCDD), ossia del congeneremaggiormente tossico e per questo maggiormente stu-diato (Needham et al. 1991, EFSA, 2004).

Nonostante oggetto della presente scheda mono-grafica siano le PCDD, è importante ricordare chequeste sono presenti in miscele complesse (PCDD +PCDF + PCB) nella maggior parte dei compartimentiambientali (aria, acqua, suolo). Al fine di stabilire un cri-terio di stima del rischio è stato pertanto sviluppato ilconcetto di tossicità equivalente (TEQ). Questo per-mette di esprimere la tossicità di una miscela com-plessa con un numero. Per stabilire i fattori di tossicitàrelativi a ciascun congenere, sono stati utilizzati i datitossicologici disponibili, relativi agli animali (EPA 1989).

Dei 210 possibili congeneri di PCDD (75) e PCDF(135), solo 17 sono considerati tossici, quelli cioè le cuimolecole contengono da 4 a 8 atomi di cloro e in parti-colare sono clorurate nelle posizioni 2,3,7,8.

Ogni fattore di tossicità equivalente (TEF) esprime latossicità di uno specifico congenere relativa alla massa

equivalente di 2,3,7,8-tetraclorodibenzo-p-diossina (TCDD),la più studiata e la più tossica tra le PCDD. La 2,3,7,8-TCDD è classificata dalla International Agency for Re-search on Cancer (IARC) nel gruppo 1 cioè tra i cance-rogeni certi per l’uomo.

Moltiplicando la massa di un congenere per il suofattore di tossicità equivalente (TEF) si ottiene la corri-spondente tossicità equivalente nella miscela (TEQ). Laformula utilizzata è la seguente:

TEQ = ([PCDDi × TEFi]n) + ([PCDFi × TEFi]n) + ([PCBi × TEFi]n)

La tossicità totale (TEQ totale) è la somma dei TEQdi tutti i 29 congeneri. Lo schema dei TEF utilizzati è dif-ferente per i mammiferi, gli organismi acquatici e i vo-latili. Per l’uomo, i TEF definiti dalla OrganizzazioneMondiale della Sanità (WHO) sono riportati in tabella 1,dove sono confrontati i valori proposti nel 1998 e i datirecenti del 2005.

1. Presenza in ambiente

Le PCDD sono normalmente presenti nell’ambientein miscele complesse contenenti anche PCDF e PCB.

PCDD e PCDF sono composti altamente persistentirilevati nell’acqua, nel suolo, nei sedimenti, in tessutianimali, negli alimenti e in atmosfera. Non si tratta diprodotti industriali, ma di sottoprodotti indesiderati direazioni chimiche, termiche (incompleta combustione dimateriale organico in presenza di cloro), fotochimicheed enzimatiche.

Una volta immesse nell’ambiente, le diossine sonosoggette a vari destini ambientali e danno origine a pro-cessi di accumulo in specifici comparti/matrici ambien-tali (suoli e sedimenti) bioaccumulandosi in specificiprodotti (latte e vegetali a foglia larga) e organismi(fauna ittica ed erbivori).

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Le sostanze che a seguito della loro combustioneproducono diossine vengono indicate come precursori,mentre quelle che presentano tracce/residui di diossinecome conseguenza del loro processo di produzionesono riserve in grado di rilasciare diossine nell’ambientecon modalità dipendenti dal tipo di utilizzazione e ge-stione (pratiche e comportamenti antropici).

Tra i processi chimici emergono la produzione dimaterie plastiche, di composti chimici, della carta edegli oli combustibili.

I processi di combustione si possono distinguere in:• combustioni incontrollate, tra le quali:

– incendi accidentali e all’aperto (materiali eterogenei,quali rifiuti urbani, pneumatici, ecc.), il cui contributorisulta di difficile quantificazione e valutazione,

– incendi boschivi in presenza di composti chimiciclorurati per la combustione di lignina e cellu-losa,

– eruzioni vulcaniche con meccanismo di produ-zione di diossine analogo agli incendi boschivi;

• combustioni controllate (volontarie) di:– rifiuti solidi urbani (incenerimento),– fanghi (incenerimento),– carburante/combustibili nei processi di fusione

dei metalli ferrosi e non ferrosi,– carburante/combustibili nei processi di produ-

zione del cemento;• altre combustioni controllate per la produzione di energia:

– trasporti (per l’utilizzo di combustibili che con-tengono composti clorurati),

– combustione di legno trattato,– combustione di oli combustibili.È importante, inoltre, evidenziare come siano so-

prattutto i precursori e le riserve a costituire le sorgentidi diossine più difficilmente controllabili e localizzabilisul territorio.

Tra i precursori troviamo i PCP/PCP-Na (Pentaclorofe-nolo), i PCB, le cloroparaffine negli oli usati, il cloro inor-ganico e le termoplastiche. Questi composti chimici ven-gono utilizzati per la produzione di conservanti del legno,di pesticidi, nell’industria del cuoio e della pelle in gene-rale e nell’industria delle plastiche.

Le riserve sono costituite da composti clorofenossi-lici (come il diserbante 2,4,5-T o acido triclorofenossia-cetico e il più attuale 2,4-D o acido diclorofenossiace-tico), da composti intermedi di sintesi per i disinfettanti(esaclorofene) e da composti clorurati alifatici che con-tengono tracce/residui di PCDD/F come sottoprodottiindesiderati formatisi durante i processi produttivi. Altreimportanti riserve sono costituite da diversi compostiorganici alogenati utilizzati nell’industria della plasticacome il cloruro di vinile monomero (CVM), il polistirene(polistirolo) e il dicloroetilene che contengono anch’essitracce/residui di PCDD/F (ATSDR, 1998).

Dopo l’emissione in atmosfera, le diossine possonoessere trasportate per grandi distanze e dopo succes-siva deposizione, essere presenti nell’acqua, nei suoli enei sedimenti. Possono quindi depositarsi sul suolo esulle parti arboree dei pascoli e di seminativi renden-dosi in tal modo disponibili per l’ingestione da partedegli animali da pascolo e da allevamento; possonoinoltre essere trasportate dalle acque superficiali e rac-colte nei sedimenti e raggiungere quindi la fauna ittica.

Le PCDD/F sono composti definibili “semivolatili” ein atmosfera, sono presenti sia in fase vapore sia comeparticolato. Conoscere la forma (gas o particolato) incui queste sostanze si trovano nell’atmosfera è impor-tante in quanto da essa dipendono i fenomeni a cuiPCDD/F sono sottoposti, quali il trasferimento ad altrematrici e i meccanismi di degradazione.

INTERFERENTI ENDOCRINI � SCHEDE MONOGRAFICHE 4. PCDD: policlorodibenzo-p-diossine

Congenere WHO 1998 TEF WHO 2005 TEF*

policlorodibenzo-p-diossine2,3,7,8-TCDD 1 11,2,3,7,8-PeCDD 1 11,2,3,4,7,8-HxCDD 0,1 0,11,2,3,6,7,8-HxCDD 0,1 0,11,2,3,7,8,9-HxCDD 0,1 0,11,2,3,4,6,7,8-HpCDD 0,01 0,01OCDD 0,0001 0,0003

policloro dibenzofurani2,3,7,8-TCDF 0,1 0,11,2,3,7,8-PeCDF 0,05 0,032,3,4,7,8-PeCDF 0,5 0,31,2,3,4,7,8-HxCDF 0,1 0,11,2,3,6,7,8-HxCDF 0,1 0,11,2,3,7,8,9-HxCDF 0,1 0,12,3,4,6,7,8-HxCDF 0,1 0,11,2,3,4,6,7,8-HpCDF 0,01 0,011,2,3,6,7,8,9-HpCDF 0,01 0,01OCDF 0,0001 0,0003

PCB non-ortoPCB 77 0,0001 0,0001PCB 81 0,0001 0,0003PCB 126 0,1 0,1PCB 169 0,01 0,03

PCB mono-ortoPCB 105 0,0001 0,00003PCB 114 0,0005 0,00003PCB 118 0,0001 0,00003PCB 123 0,0001 0,00003PCB 156 0,0005 0,00003PCB 157 0,0005 0,00003PCB 167 0,00001 0,00003PCB 189 0,0001 0,00003

N.B. I numeri in grassetto indicano i valori modificati rispetto al 1998

Tabella 1. Fattori di tossicità equivalente per diossine,furani e PCB (WHO, 1998 e van den Berg, 2006)

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La deposizione sul suolo, sulla vegetazione e sullesuperfici acquatiche di questi contaminanti può avve-nire attraverso meccanismi di “deposizione secca eumida”.

Nel caso di deposizione umida le diossine possonointeragire con il suolo, i corpi idrici e la vegetazione se-condo due modalità prevalenti: o si dissolvono nelleprecipitazioni o sono associate al particolato rimossodalle precipitazioni. La deposizione umida è il mecca-nismo primario attraverso il quale il particolato di pic-cole dimensioni viene rimosso dall’atmosfera.

In conclusione le diossine vengono rimosse fisica-mente dall’atmosfera per:• deposizione umida (rimozione attraverso precipita-

zioni);• deposizione secca di particolato (caduta gravitazio-

nale delle particelle);• deposizione secca della fase vapore (assorbimento

di queste sostanze in fase vapore dalla vegetazione).L’ambiente terrestre può ricevere gli inquinanti am-

bientali attraverso differenti vie, tra le quali:• deposizione atmosferica;• spandimento di fanghi e compost;• spandimento di sedimenti provenienti da esonda-

zioni;• erosione da aree contaminate nelle vicinanze.

Nel suolo la TCDD non presenta una mobilità signi-ficativa in quanto è adsorbita dal carbonio organicopresente nel suolo stesso; una volta adsorbita, la mobi-lità geochimica è trascurabile a causa della bassa solu-bilità in acqua per cui non tende a “migrare” in profon-dità. Per quanto riguarda la TCDD presente sulla super-ficie del suolo umido la via prevalente di mobilizzazioneè la volatilizzazione, mentre l’adsorbimento può atte-nuare questo processo.

La persistenza di TCDD negli strati superficiali delsuolo sarebbe caratterizzata da un’emivita pari a 9-15anni, mentre l’emivita stimata per gli strati più profondiè di 25-100 anni (HSDB, 1993). I suoli costituiscono,quindi, dei recettori naturali per le diossine e, a causadella limitata rimozione e della elevata emivita, rappre-sentano una tipica matrice di accumulo di queste so-stanze.

L’ambiente acquatico può ricevere le PCDD/F attra-verso:a. deposizione atmosferica,b. immissione di reflui industriali,c. dilavamento di suoli contaminati.

Una volta immesse nei corpi idrici le diossine pos-sono essere soggette a fenomeni di volatilizzazione equindi trasferirsi di nuovo in atmosfera, o adsorbirsi aisedimenti o bioaccumularsi negli organismi. Pur es-sendo scarsamente idrosolubili, le diossine trovano nel-l’acqua un’ottima via di diffusione una volta adsorbite aparticelle minerali e organiche in sospensione.

L’assorbimento dei composti organici da parte dellepiante è controllato da vari fattori:• proprietà chimico-fisiche del composto (solubilità in

acqua, tensione di vapore, coefficiente di riparti-zione ottanolo-acqua, peso molecolare);

• fattori ambientali (temperatura, contenuto di car-bonio organico nei terreni, contenuto di acqua nelsuolo);

• caratteristiche specifiche delle piante.I vegetali possono essere contaminati da sostanze

inquinanti attraverso tre meccanismi:a. assorbimento radicale (trasferimento dell’inquinante

dal suolo alla parte superiore della pianta);b. volatilizzazione dal suolo;c. deposizione atmosferica (direttamente sulle foglie).

La concentrazione totale di inquinante presentenelle piante è calcolata come la somma di contami-nante assunto attraverso tutti i meccanismi citati.

L’assorbimento radicale di diossine rappresenta unavia di contaminazione poco significativa, poiché nelsuolo sono fortemente adsorbite al carbonio organico erisultano quindi poco disponibili per le piante.

Costituisce un’eccezione la famiglia delle cucurbi-tacee (zucchine, zucche, ecc.), le quali rilasciano parti-colari sostanze nel suolo (essudati radicali) che sono ingrado di mobilizzare le diossine in prossimità delle ra-dici, rendendole disponibili all’assorbimento. Una voltaassorbite, vengono trasportate dalle radici ai frutti. Perquanto riguarda vegetali come patate e carote, essendotrascurabile l’assorbimento radicale, i bulbi sono inte-ressati solo da un assorbimento superficiale dovuto alcontatto diretto delle diossine presenti nel suolo equindi la rimozione della buccia comporta l’eliminazionedel contaminante.

Un’altra via attraverso la quale i vegetali possono es-sere contaminati è rappresentata dalla volatilizzazionedi diossine dal suolo con conseguente assorbimento delvapore da parte delle foglie: tale meccanismo è rile-vante se il suolo considerato presenta elevate concen-trazioni di diossine.

La diossina, evaporando dal suolo, forma uno stratocon alte concentrazioni in prossimità della superficiedel terreno, determinando così un assorbimento direttoda parte delle vegetazione bassa.

La deposizione atmosferica può essere classificatasecondo tre diverse tipologie:• deposizione secca di gas;• deposizione secca di particolato;• deposizione umida.

L’incidenza di queste vie di contaminazione dipendedalla ripartizione gas/particolato di PCDD/F in atmo-sfera.

Il trasferimento sulla vegetazione dei congeneri dellediossine, esclusi HpCDD/F e OCDD/F (presenti princi-palmente nel particolato atmosferico), avviene attra-

4. PCDD: policlorodibenzo-p-diossine INTERFERENTI ENDOCRINI � SCHEDE MONOGRAFICHE



verso meccanismi di deposizione secca della fase va-pore, mentre i congeneri epta- e octa- sostituiti conta-minano suolo e vegetazione attraverso meccanismi dideposizione secca e umida di particolato.

Secondo i risultati degli studi condotti da Meneseset al. (2002) la via di contaminazione più significativa èrappresentata dall’assorbimento della fase vapore conun contributo di PCDD/F di circa il 66%, la deposizionesecca di particolato presenta un contributo di circa il13%, la deposizione umida di particolato è invece pari acirca il 21%, mentre l’assorbimento radicale di diossineè trascurabile.

In conclusione, la deposizione atmosferica di questesostanze rappresenta una via di contaminazione parti-colarmente significativa per i vegetali, poiché le dios-sine che si depositano sulla loro superficie, insieme adaltre particelle atmosferiche, vengono assorbite dallacuticola cerosa presente sulla superficie fogliare.

Una volta che le diossine sono fissate alla superficiedelle foglie non presentano mobilità all’interno dellapianta, in quanto non vi sono meccanismi in grado ditrasportare queste sostanze all’interno dei tessuti deivegetali.

I fattori principali che controllano la deposizione didiossine nella fase vapore sono la concentrazione in at-mosfera di PCDD/F, la superficie di esposizione, laquantità e la qualità delle strutture cerose e altre carat-teristiche delle piante: dati sperimentali indicano che,per un breve periodo di esposizione, maggiore è la su-perficie specifica di esposizione della foglia, maggiore èla quantità di diossine assorbita.

Per effettuare una corretta valutazione dello statodella contaminazione di un territorio è quindi oppor-tuno disporre di stime dei valori di fondo rilevabili neivari comparti ambientali. Il valore di fondo rappre-senta il livello stimato di un inquinante in assenza difonti di contaminazione antropiche localizzate nellevicinanze. Questo parametro assume rilievo nel casodelle diossine poiché, a causa delle loro caratteri-stiche chimico-fisiche, esse si possono trovare anchein matrici/comparti ambientali distanti da sorgenti in-quinanti.

2. Caratteristiche chimico-fisiche

Le PCDD sono una classe di composti organici aro-matici la cui struttura consiste di due anelli benzenicilegati da due atomi di ossigeno e contenenti da 4 a 8atomi di cloro, per un totale di più di 75 composti clo-rurati detti congeneri. Le PCDD possono essere suddi-vise in otto gruppi di omologhi: 2 monocloro (MCDD),10 dicloro (DCDD), 14 tricloro (TrCDD), 22 tetracloro(TCDD), 14 pentacloro (PeCDD), 10 esacloro (HxCDD),2 eptacloro (HpCDD) e 1 ottacloro (OCDD).

Le formule generali per PCDD e PCDF sono ripor-tate in figura 1. I numeri da 1 a 9 indicano le possibiliposizioni degli atomi di cloro.

Figura 1. Formula di struttura di PCDD (A) e PCDF (B)

Non sono stati studiati tutti i singoli congeneri, ma leprincipali proprietà chimico-fisiche sono note per lediossine nel loro insieme e per i gruppi omologhi. In ge-nerale, sono sostanze semivolatili, termostabili, scarsa-mente polari, insolubili in acqua, altamente liposolubili,estremamente resistenti alla degradazione chimica ebiologica.

I composti più tossici sono i congeneri tetra-, penta-,ed esacloro-sostituiti nelle posizioni 2,3,7,8, che, conl’ottaclorodiossina, sono caratterizzati dalla maggioretendenza ad accumularsi nelle matrici biologiche.

La TCCD è il congenere più tossico in assoluto, e perquesto il più studiato. Allo stato cristallino si presentacome una sostanza solida inodore, di colore bianco, ter-mostabile fino a 800°C, liposolubile, resistente ad acidie alcali. In pochi giorni è chimicamente degradato dallaradiazione solare ultravioletta in presenza di donatori diioni idrogeno (ad esempio a contatto con il fogliameverde delle piante); se invece viene dilavata nel terreno,si lega al materiale organico ivi presente e viene degra-data molto lentamente, nell’arco di parecchi mesi o anni(Abelson, 1983).

Le caratteristiche chimico-fisiche mostrano che talisostanze sono facilmente trasportabili dalle correnti at-mosferiche e, in misura minore, dai corsi d’acqua e dallecorrenti marine, rendendo possibile la contaminazionedi luoghi lontani dalle sorgenti di emissione. A causadella loro presenza ubiquitaria nell’ambiente, della ele-vata persistenza e liposolubilità, le diossine tendono, neltempo, ad accumularsi negli organismi viventi, nei tes-suti ed organi dell’uomo e degli animali. Inoltre, salendonella catena trofica (alimentare), la concentrazione ditali sostanze può aumentare (biomagnificazione), giun-gendo ad esporre a maggior rischio il vertice di dettacatena (Pizzin et al. 2006).



Tabella 2. Identità e caratteristiche chimico/fisiche dei principali congeneri di PCDD (in grassetto i dati relativi aicongeneri 2,3,7,8-sostituiti)

Identità chimica monoclorodibenzo-p-diossine diclorodibenzo-p-diossine triclorodibenzo-p-diossine

Nome chimico 1-clorodibenzo-p-diossina 1,3-diclorodibenzo-p-diossina 1,2,4-triclorodibenzo-p-diossina2-clorodibenzo-p-diossina 1,6-diclorodibenzo-p-diossina 2,3,7-triclorodibenzo-p-diossina

2,3-diclorodibenzo-p-diossina2,7-diclorodibenzo-p-diossina2,8-diclorodibenzo-p-diossina

Numero dei possibili isomeri 2 10 14

Formula bruta C12H7ClO2 C12H6Cl2O2 C12H5Cl3O2

CAS 39227-53-7 50585-39-2 39227-58-239227-54-8 38178-38-0 33857-28-2

29446-15-933857-26-038964-22-6

NIOSH RTECS HP3095300 HP3095700 HP3530000HP3095500 HP3095800 HP3630000

HP3096000HP3100000HP3150000

Identità chimica tetraclorodibenzo-p-diossine pentaclorodibenzo-p-diossine esaclorodibenzo-p-diossine

Nome chimico 1,2,3,4-tetraclorodibenzo-p-diossina 1,2,3,4,7-pentaclorodibenzo-p-diossina 1,2,3,4,7,8-esaclorodibenzo-p-diossina1,2,3,8-tetraclorodibenzo-p-diossina 1,2,3,7,8-pentaclorodibenzo-p-diossina 1,2,3,6,7,8- esaclorodibenzo-p-diossina1,3,6,8-tetraclorodibenzo-p-diossina 1,2,4,7,8-pentaclorodibenzo-p-diossina 1,2,3,6,7,9- esaclorodibenzo-p-diossina1,3,7,8- tetraclorodibenzo-p-diossina 1,2,3,7,8,9- esaclorodibenzo-p-diossina1,2,7,8- tetraclorodibenzo-p-diossina 1,2,4,6,7,9- esaclorodibenzo-p-diossina2,3,7,8- tetraclorodibenzo-p-diossina

Numero dei possibili isomeri 22 14 10

Formula bruta C12H4Cl4O2 C12H3Cl5O2 C12H2Cl6O2

CAS 30746-58-8 39227-61-7 57653-85-753555-02-5 40321-76-4 64461-98-934816-53-0 58802-08-7 19408-74-333423-92-6 39227-62-850585-46-1 34465-46-81746-01-6

NIOSH RTECS HP3493000 HP3370000 HP3280000HP3494000 HP3395000 HP3280100HP3494500 HP3420000 HP3290000HP3495000 HP3310000HP3495500 HP3313000HP3500000

Identità chimica eptaclorodibenzo-p-diossine ottaclorodibenzo-p-diossine

Nome chimico 1,2,3,4,6,7,8-eptaclorodibenzo-p-diossina 1,2,3,4,6,7,8,9-ottaclorodibenzo-p-diossina1,2,3,4,6,7,9-eptaclorodibenzo-p-diossina

Numero dei possibili isomeri 2 1

Formula bruta C12HCl7O2 C12Cl8O2

CAS 30746-58-8 3268-87-953555-02-534816-53-033423-92-650585-46-11746-01-6

NIOSH RTECS HP3493000 HP3350000HP3494000HP3494500HP3495000HP3495500HP3500000



Proprietà chimico-fisiche monoclorodibenzo-p-diossine diclorodibenzo-p-diossine triclorodibenzo-p-diossine

Peso molecolare 218,6 253,1 287,5

Colore Incolore Incolore Incolore

Stato fisico Cristalli (1-), solido (2-) Aghi (1,6-), solido (2,3-, 2,8-), Solido (1,2,4-)cristalli (2,7-)

Densità @ 25°C – – –

Coefficiente di ripartizione 4,52 – 5,45 (1-, 2-) 5,86 – 6,39 (2,7-) 6,86 – 7,45 (1,2,4-)ottanolo/acquaLog Kow

Punto di fusione 105,5°C (1-); 89,0°C (2-) 114-115°C (1,3-); 184-185°C (1,6-); 129°C (1,2,4-); 128-129°C (1,2,4-); 164°C (2,3-); 210°C (2,7); 151°C (2,8-) 153-163°C (2,3,7-)

Punto di ebollizione – – 374°C

Solubilità in acqua @ 25°C 0,417 mg/l (1-) 0,0149 mg/l (2,3-); 0,00375 mg/l (2,7-) 0,00841 mg/l (1,2,4-)0,278-0,318 mg/l (2-) 0,0167 mg/l (2,8-) 4,75×10-3 mg/l

Solubilità in solventi organici – – –

Tensione di vapore @ 25°C 9,0×10-5 mmHg (1-) 2,9×10-6 mmHg (2,3-) 2,7×10-7 mmHg (1,3,7-)1,3×10-4 mmHg (2-) 9,0×10-7 mmHg (2,7-) 7,5×10-7 mmHg (1,2,4-)

1,1×10-6 mmHg (2,8-) 6,46×10-8 mmHg 4

Proprietà chimico-fisiche tetraclorodibenzo-p-diossine pentaclorodibenzo-p-diossine esaclorodibenzo-p-diossine

Peso molecolare 322 356,4 390,9

Colore bianco o incolore (2,3,7,8-) Incolore (1,2,3,4,7-) Incolore (1,2,3,4,7,8-, 1,2,4,6,7,9-)aghi incolori (2,3,7,8-)

incolore (1,2,3,4-, 1,3,6,8-)

Stato fisico solido cristallino (2,3,7,8-) solido (1,2,3,4,7-) Solido (1,2,3,4,7,8-, 1,2,4,6,7,9-)

Densità @ 25°C 1,827 g/ml (2,3,7,8-) – –

Coefficiente di ripartizione 7,02-8,7 (1,2,3,7-); 7,02 (2,3,7,8-) 8,64-9,48 (1,2,3,4,7-) 9,19-10,4 (1,2,3,4,7,8-)ottanolo/acqua 7,39-7,58 (2,3,7,8-); 6,8 (2,3,7,8-)Log Kow 6,6 (1,2,3,4-)

Punto di fusione 190°C (1,2,3,4-); 175°C (1,2,3,4-) 195-196°C (1,2,3,4,7-) 273°C (1,2,3,4,7,8-); 275°C (1,2,3,4,7,8-)219-219,5°C (1,3,6,8-); 240-241°C (1,2,3,7,8-) 285-286°C (1,2,3,6,7,8-); 243-244°C193.5-195°C (1,3,7,8-) 205-206°C (1,2,4,7,8-) (1,2,3,7,8,9-): 238-240°C (1,2,4,6,7,9-)305-306°C (2,3,7,8-)

Punto di ebollizione 446,5°C (2,3,7,8-) – –

Solubilità in acqua @ 25°C 4,7×10-4 – 6,3×10-4 mg/l (1,2,3,4-) 1,18×10-4 mg/l (20°C) 4,42×10-6 mg/l (20°C)7,9×10-6 – 3,2×10-4 mg/l (2,3,7,8-) (1,2,3,4,7-) (1,2,3,4,7,8-)

Solubilità in solventi organici o-diclorobenzene, clorobenzene, – –benzene, cloroformio, n-ottanolo

Tensione di vapore @ 25°C 7,5×10-9 mmHg (1,2,3,7-) 6,6×10-10 mmHg (1,2,3,4,7-) 3,8×10-11 mmHg (1,2,3,4,7,8-)4,8×10-8 mmHg (1,2,3,4-)

1,5×10-9- 3,4×10-5 mmHg (2,3,7,8)5,3×10-9 – 4,0×10-3 mmHg (1,3,6,8-)

Tabella 2 (segue)



3. Sorgenti espositive

Le diossine sono state rilevate in tutte le matrici am-bientali, inclusi aria, acque di superficie, acque di falda,suolo e sedimenti.

La produzione e l’uso di composti clorurati, come iclorofenoli e gli erbicidi fenossiclorurati, hanno rappre-sentato sorgenti rilevanti di PCDD. Oggi, con i divietiimposti dalla normativa vigente, si ritiene invece che iprincipali responsabili dell’immissione di diossine inambiente siano i processi di incenerimento e combu-stione (Zook e Rappe, 1994).

L’esposizione umana alle diossine può avvenire at-traverso:• esposizione ambientale,• esposizione occupazionale,• esposizione accidentale.

Negli ultimi anni, diversi incidenti sono stati la causadi esposizione prolungata alle diossine e ai composti aesse correlati. Esempi noti sono: l’incidente di Seveso(Pocchiari et al. 1979) e l’incendio del Binghamton StateOffice Building di apparecchiature elettriche di PCB(Fitzgerald et al. 1986, 1989).

Un’elevata esposizione accidentale può derivareanche dall’ingestione di cibi fortemente contaminati,come negli episodi di Yusho (Japan) e Yu-Cheng(Taiwan) (Rogan et al. 1988; Kuratsune et al. 1996).

Durante le attività di incenerimento di rifiuti e la pro-duzione di alcuni pesticidi o composti chimici possonoessere prodotti involontariamente TCDD e i composti cor-relati, con conseguente esposizione umana significativa.

Mentre l’esposizione accidentale e occupazionaleinteressano limitati sottogruppi della popolazione, l’e-sposizione ambientale causata da sorgenti diffuseespone tutta la popolazione attraverso:• consumo di alimenti,• inalazione di aria e/o particelle contaminate,• ingestione di suolo contaminato,• assorbimento dermico.

L’inalazione di aria, l’ingestione di suolo contami-nato, l’assorbimento dermico normalmente contribui-scono per un valore inferiore al 10% del totale delladose di diossine assunta giornalmente, mentre oltre il90% dell’esposizione umana alle diossine, provienedagli alimenti. Di questi, circa il 90% proviene normal-mente da cibo di origine animale (Fürst et al. 1992). Lacontaminazione degli alimenti è principalmente dovutaal rilascio di diossine provenienti da varie fonti (adesempio, incenerimento dei rifiuti, produzione di pro-dotti chimici, industria metallurgica), e al loro succes-sivo accumulo nella catena alimentare, in particolarenel tessuto adiposo. Ulteriori possibilità espositive in-cludono mangimi contaminati, come si è verificato inBelgio nel 1999 (Ashraf et al. 1999; Broeckaert e Ber-nard, 2000), acque reflue, fanghi di aziende agricole,inondazioni di pascoli, effluenti contaminati, e alcuni tipidi trasformazione e preparazione alimentare.

3.1. Esposizione ambientale

In tabella 3 si riportano alcuni dati relativi alla con-centrazione di PCDD/F in aria rilevati in diversi paesi

Proprietà chimico-fisiche eptaclorodibenzo-p-diossine ottaclorodibenzo-p-diossina

Peso molecolare 425,3 459,8

Colore – –

Stato fisico – –

Densità @ 25°C – –

Coefficiente di ripartizione 7,02-8,7 (1,2,3,7-); 7,02 (2,3,7,8-) 8,64-9,48 (1,2,3,4,7-)ottanolo/acqua 7,39-7,58 (2,3,7,8-); 6,8 (2,3,7,8-)Log Kow 6,6 (1,2,3,4-)

Punto di fusione 265°C (1,2,3,4,6,7,8-) 332°C; 330°C

Punto di ebollizione 507,2°C 510°C; 485°C

Solubilità in acqua @ 25°C 2,4×10-6 mg/l (20°C) 7,4×10-8 mg/l (1,2,3,4,6,7,8-)

Solubilità in solventi organici – acido acetico, anisolo, cloroformio, o-diclorobenzene, diossano, difenil ossido, piridina, xilene

Tensione di vapore @ 25°C 5,6×10-12 mmHg (1,2,3,4,6,7,8-) 8,25×10-13 mmHg7,4×10-8 mmHg

Tabella 2 (segue)



NAZIONE ZONA/PERIODO∑P4-8CDD/F OCDD PCDD/F ∑TEQ 2,3,4,7,8-PeCDF

Anno Riferimento bibliografico(pg/m3) (% del tot.) rapporto (fg/m3) (% del TEQ)

Industriale 98 2 0,51 1200 40 1988 Christmann et al. 1989

Austria Giorno+Notte 20 24 2,3 370 381994 Thanner e Moche, 1995

Urbana/Giorno 19 24 2,2 390 32

Belgio Urbana nd nd nd 110 40 1992 Wevers et al. 1993

Urbana 12 13 0,75 240 48 1987Hiester et al. 1997

Urbana 6,7 21 1,2 90 34 1993

GermaniaUrbana 8,6 11 0,61 140 44

1985 Buck e Kirshmer, 1988Rurale 2,3 27 0,78 nd nd

Rurale 0,81 23 1,1 nd nd 1994 Kaupp et al. 1996

Urbana 6,6 32 1,6 100 321990 König et al. 1993

Rurale 3,3 32 1,5 50 32

GreciaUrbana 1,6 nd 1,71 21 27 1999

Kouimtzis et al. 2002Semirurale 2,0 nd 1,29 24 22 1999

Irlanda Remota 0,45 18 1,1 4 29 1997 Lohmann et al. 1998

Urbana/Giorno 3,4 nd 0,35 nd nd

Italia Urbana/Notte 7,7 nd 0,38 nd nd 1990-1991 Turrio Baldassarri et al. 1994

Urbana 1,5-2,95 9 nd 85 18

PoloniaTrafficata 60 17 Nd 950 27

1995 Grochowalski et al. 1995Centro città 1100 26 Nd 12000 31

SpagnaUrbana 18 7 0,38 250 24

1995 Abad et al. 1997Rurale 4,2 31 1,5 50 28

Rurale 1,9 32 1,8 21 20 1989-1990 Tysklind et al. 1993

SveziaUrbana 1,3 21 1,2 22 22

Remota 0,32 18 1,1 4 22 1988-1987 Broman et al. 1991

Urbana 1,3 19 1,2 19 33

Urbana 17 22 1,4 410 17 1991-1993 Duarte-Davidson et al. 1994

Urbana 8,7 31 1,7 190 25 1992-1993 Duarte-Davidson et al. 1994

Regno Unito Industriale 26 11 2,2 330 26

Rurale 1,05 23 1,3 11 29 1997 Lohmann et al. 1998

Remota 0,43 20 1,05 4 29

GiapponeUrbana 9,0 39 1,7 nd nd 1988 Nakano et al. 1990

Urbana 14,5 nd 0,61 160 nd 1996-1997 Seike et al. 1997

Rurale 0,45 47 4,7 nd nd 1991 White e Hardy, 1994

Urbana 6,2 nd 2,9-4,3 81 nd 1995 Riggs et al. 1996

Urbana 26,6 33 7,0 250 20 1996 Hunt et al. 1997

Stati UnitiRurale 1,8 32 1,7 25 33 1986-1989 Eitzer e Hites, 1989

d’America Rurale 2,9 13 0,83 58 25 1989 Harless et al. 1990

Urbana 6,9 31 1,7 110 22 1987 Hunt e Maisel, 1990

Rurale 1,8 14 0,71 nd nd 1991 Harless et al. 1992

Urbana 3,9 31 1,4 nd nd 1986-1990 Smith et al. 1992

Rurale 2,5 67 4,2 14 nd 1986-1988 Smith et al. 1990

AustraliaUrbana 3,7-15 nd Nd 16-62 nd 1990 Taucher et al. 1992

Rurale 1,1 22 1,5 11 31 1996 Müller, 1997

Vicino a un inceneritore 2,4 nd Nd 131 nd 1999-2000


Taiwan Vicino a un inceneritore 4,2 nd Nd 166 nd 2000 Chang et al. 2003


Rurale 2,8 nd Nd 161 nd 1999-2000

Tabella 3. Livelli medi di PCDD/F in aria (1986-2000)



europei ed extra-europei. In generale, si osserva che lasomma dei congeneri tetra-, penta-, esa-, epta- e otta-clorurati varia tra 0,5 e 20 pg/m3.

Inoltre, si evidenzia in genere un aumento della con-centrazione aerodispersa di PCDD/F nelle zone urbanee industrializzate rispetto alle aree rurali. Questo dato ri-specchia l’andamento atteso, dal momento che le fontiprincipali di diossine in atmosfera sono la combustionee l’utilizzo di composti chimici.

Particolarmente interessante è lo studio del profilodi congeneri di PCDD/F in atmosfera. In generale si è ri-levata una diminuzione della concentrazione di conge-neri di PCDF ad alto grado di clorurazione e un au-mento dei livelli di isomeri di PCDD all’aumentare delgrado di clorurazione.

Tuttavia, la letteratura riporta dati discordanti relati-vamente al profilo medio di congeneri identificati equantificati in zone diverse, come Europa, Stati Unitid’America, Giappone e Australia. Probabilmente, le dif-ferenze sono da ricondursi, almeno in parte alla variabi-lità analitica. In particolare, il contributo relativo dellaOCDD, che è in genere l’omologo più abbondante, allasomma degli isomeri (da tetra- a otta-clorurati) diffe-risce ampiamente, da <10% a >60%.

Un altro dato che varia in funzione dell’area monito-rata, anche all’interno di una stessa nazione, è il rap-porto PCDD/F, compreso tra <0,5 e >2.

È interessante notare che il contributo relativo dellaOCDD alla somma di tutti gli isomeri (ΣPCDD/F)sembra essere generalmente più elevato in zone ruralie nelle campagne di monitoraggio più recenti. Adesempio, OCDD contribuisce per il 50% alla ΣPCDD/Fnell’aria di zone rurali in Mississippi e Niagara (Smith etal. 1990, White e Hardy, 1994), è relativamente più ab-bondante in aree rurali della Svezia rispetto a Stoccolma(Tysklind et al. 1993), in zone extra-urbane della Cata-logna rispetto ad aree urbane in Spagna (Abad et al.1997) ed è presente in concentrazioni maggiori nellaWestfalia del Nord in Germania, nel 1993 rispetto al1988 (Hiester et al. 1997).

In sintesi, si può osservare che il profilo quali-quan-titativo di PCDD/F in aria non è costante e questo è at-tribuibile alle diverse sorgenti ambientali e a fattori me-teorologici.

Relativamente ai dati espressi in termini di TEQ, si èrilevato che il contributo più importante è dato dal con-genere 2,3,4,7,8-PeCDF, che costituisce dal 20% a oltreil 40% della miscela. I furani, nel loro insieme, contribui-scono per più del 50% al TEQ totale. Analizzando i va-lori per classi di clorurazione, si osserva che i congeneritetra- e penta-clorurati (sia di PCDD sia di PCDF) costi-tuiscono più del 50% del totale.

La variazione stagionale riveste un’importanza nontrascurabile, in quanto le concentrazioni misurate sonostrettamente correlate alle sorgenti, come ad esempio, i

fenomeni di combustione relativi all’uso del riscaldamentodomestico in inverno, o a processi atmosferici (fotolisi).

Hippelein et al. (1996) hanno rilevato differenze sta-gionali significative in una zona rurale della Germania.Le concentrazioni di PCDD e PCDF aerodisperse sonorisultate più elevate di un fattore che variava da 4 a 8 ininverno rispetto all’estate. Ulteriori approfondimentihanno evidenziato che il riscaldamento domestico eracon ogni probabilità il principale responsabile dell’in-cremento invernale. Questo dato è stato confermatoanche da diversi autori, pur con qualche eccezione(Duarte-Davidson, 1997).

D’altra parte, individuare esattamente le fonti diPCDD/F e l’influenza delle stagioni sui livelli aerodi-spersi è piuttosto difficile per varie ragioni. Alcune ti-piche sorgenti di PCDD/F, come gli inceneritori di rifiutisolidi urbani o gli inceneritori industriali non hanno ca-rattere stagionale, mentre altre fonti come la combu-stione domestica di carbone e legno variano con le sta-gioni ma non sono rilevanti.

Tra l’altro, in inverno si verificano più facilmente fe-nomeni di inversione termica, il che può portare leemissioni più vicine al suolo, con conseguente innalza-mento dei livelli di contaminazione. Questi fenomenisono tuttavia da considerare episodici e possono nonessere rappresentativi.

Infine, non vanno trascurati processi che giocano unruolo significativo nella rimozione di PCDD/F dall’atmo-sfera e che sono stagionali, come la fotolisi, la reattivitàchimica con specie ossidanti o i flussi di deposizionesecca e umida.

Per quanto riguarda le variazioni tra il giorno e lanotte, si ritiene piuttosto difficile fare confronti e inter-pretare i risultati ottenuti, in quanto la durata dei cam-pionamenti in questi casi è limitata e possono inoltre in-tervenire ulteriori fattori difficilmente identificabili.

In generale, si può affermare che la tendenza neltempo è una progressiva diminuzione dei livelli diPCDD/F nell’aria dei centri urbani e industrializzati. Invari paesi sono stati osservati andamenti coerenti traloro. Ad esempio, in Germania (Westfalia del Nord) leconcentrazioni sono diminuite del 60% dal 1987 al 1993(Hiester et al. 1997) o del 66% tra il 1990 e il 1995 adAmburgo (Friesen et al. 1996). Questo declino dei livelliatmosferici di PCDD/F è da attribuirsi per lo più alleazioni di abbattimento delle emissioni intraprese neiprimi anni novanta.

3.2. Contributo della dieta

Il cibo rappresenta un’importante sorgente esposi-tiva (Schecter et al. 1997); in particolare, l’80-90% dellediossine assunte attraverso la dieta deriva dal consumodi prodotti di origine animale (pesce, carne, latte, latti-cini, uova) (Pompa et al. 2003).



Recentemente, un Regolamento della CommissioneEuropea (199/2006) del 03 Febbraio 2006 ha definito itenori massimi di diossine, furani e PCB presenti nellederrate alimentari.

In tabella 4 sono riportati i livelli massimi consentitiper quanto riguarda carne, pesce e latticini.

Diversi autori (Bilau et al. 2008, Bocio e Domingo2005, Focant et al. 2002, Kiviranta et al. 2001, Sasa-moto et al. 2006) ritengono che il pesce rappresenti laprincipale sorgente espositiva per i composti diossina-simili. In particolare, Fattore et al. (2006) hanno evi-denziato che per la popolazione generale italiana ilcontributo prevalente di diossine e furani è dato daprodotti ittici (29%), latticini (22%) e cereali (20%).Altri ricercatori (Patandin et al. 1999, Schecter et al.2001b, Yaktine et al. 2006) hanno riportato che i latti-cini forniscono il contributo prevalente in categoriesuscettibili come i bambini. Relativamente a questosottogruppo di popolazione, è stato peraltro dimo-strato che l’esposizione a PCDD/F e PCB diossina-si-mili durante l’allattamento supera il Tolerable Daily In-take (4 pg WHO-TEQ/Kg/giorno) (Bencko et al. 2004,Focant et al. 2002, Fürst et al. 2006, Hsu et al. 2007).Tale osservazione è supportata dall’evidenza secondola quale il quantitativo giornaliero di cibo assunto daun neonato in rapporto al peso corporeo risulta supe-riore se confrontato con quello di un soggetto adulto(Landrigan et al. 2004, Yaktine et al. 2006).

In ambito italiano si segnala lo studio condotto daTaioli et al. (2005) nel quale è stato riportato il contenutodi PCDD/F in 269 prodotti di origine animale. Il quanti-tativo più elevato è stato rilevato nei pesci, e in partico-lare nelle anguille (n=3) è stato ottenuto un valoremedio pari a 1,11 pg WHO TEQ/g. Valori inferiori eranoriferibili a trote (0,18 pg WHO TEQ/g) e sgombri (0,22 pgWHO TEQ/g). Per quanto riguarda la carne, quella dimanzo presentava una concentrazione più elevata (0,16pg WHO TEQ/g) rispetto a quella di maiale (0,11 pgWHO TEQ/g). L’analisi di campioni di latte (n=44) haevidenziato un contenuto di diossine pari a 0,07 pgWHO TEQ/g.

Secondo quanto riportato da Bergkvist et al. (2008)i livelli di diossine e furani in prodotti ittici sono risultatisuperiori rispetto ad altre categorie di alimenti. I valorirelativi ad aringhe e salmoni erano compresi tra 4,29 e6,06 pg TEQ/g. Per quanto riguarda i latticini è stato ri-portato un valore pari a 0,55 pg TEQ/g. Relativamentealla carne (manzo e maiale) sono state evidenziate con-centrazioni comprese tra 0,11 e 0,41 pg TEQ/g. Il conte-nuto minore di diossine è stato rilevato nelle uova (0,04pg TEQ/g).

Da un esame della letteratura emerge che diversi ri-cercatori europei (Karl et al. 2002, Piskorska-Pli-szezynska et al. 2004, Kiviranta et al. 2004, Isosaari et al.2006) hanno determinato i livelli di PCDD/F in campioni

di pesce proveniente dal Mar Baltico. I dati riportati daKarl et al. (2002) sono risultati variare tra 1,91 pg/g(aringhe) e 0,005 pg/g (nasello). Piskorska-Pliszezynskaet al. (2004) hanno riferito il contenuto in campioni disalmone (3,2 pg WHO-TEQ/g), aringhe (1,7 pg WHO-TEQ/g) e merluzzo (1,6 pg WHO-TEQ/g). Da un’analisicondotta in Grecia (Papadopoulos et al. 2004) è emersoche il quantitativo di PCDD/F e PCB diossina-simili èsuperiore in pesce allevato (0,47 pg WHO-TEQ/g) ri-spetto a quello pescato in mare aperto (0,12 pg WHO-TEQ/g). Nel contesto europeo si segnala un recente do-cumento prodotto dall’European Food Safety Authority(EFSA 2005) nel quale è stata effettuata una valutazionedei rischi per la salute umana connessi al consumo dipesci selvatici e di allevamento. Il gruppo di lavoro si èoccupato di selezionare gli studi più rappresentativi incui sono stati determinati i livelli di contaminanti (tra cuii composti diossina-simile) in prodotti ittici (salmone,pesce, aringa, acciuga, tonno, sgombro, sardina, trota,iridea, carpa) venduti in Europa. I contaminanti neipesci derivano prevalentemente dalla loro dieta e i livellisono più elevati nei pesci che si trovano nella parte altadella catena alimentare. Le concentrazioni più elevate diPCDD/F e composti diossina-simile sono state rilevatein aringhe catturate in natura e salmoni allevati.

Per quanto riguarda il continente americano, diversistudi hanno riportato i livelli di diossine in campioni dipesce provenienti da varie regioni (Fiedler et al. 1998,Jensen e Bolger 2001 USEPA 2007, Crimmins et al. 2002,Schecter et al. 1998, Suarez et al. 2005). Nonostante ciò,risulta difficile stabilire quale sia il contributo attualederivante dal consumo di prodotti ittici per specificigruppi di popolazione residenti in USA. Tra i lavori piùrecenti si segnala quello di Scott et al. (2009) nel qualesono state ottenute concentrazioni di PCDD/F e PCB incampioni di pesce gatto analoghe a quelle di un altrostudio americano (USEPA 2007) condotto nella stessaarea geografica (Sud del Mississippi). In particolare,non è emersa alcuna differenza tra i prodotti prove-nienti da acquacoltura (0,1-2,5 pg/g peso secco) equelli pescati con metodo convenzionale (0,1-4,3 pg/gpeso secco). Dalle analisi effettuate è risultato che icontributi percentuali riferibili a PCDD, PCDF e PCBerano 40-84%, 8-19% e 7-43%, rispettivamente. Si sot-tolinea che, secondo quanto riferito da Hori et al. (2005)e da altri autori (Wang e Harrad 2000, Schecter et al.1998), il quantitativo di diossine diminuisce con la cot-tura per cui tale pratica potrebbe rappresentare unadelle modalità per diminuire il rischio associato al con-sumo.

In Giappone Mato et al. (2007) hanno riportato iquantitativi di PCDD, PCDF e PCB diossina-simili incampioni di pesce e crostacei (0,94 pg TEQ/g), carne euova (0,12 pg TEQ/g), latte e latticini (0,092 pg TEQ/g).La determinazione delle diossine è stata effettuata



anche in grassi e oli di origine animale (0,49 pg TEQ/g)per i quali la concentrazione media è risultata superiorerispetto a campioni di riso (0,0039 pg TEQ/g), frutta(0,008 pg TEQ/g) e verdura (0,03 pg TEQ/g).

In uno studio condotto in Cina da Zhang et al. (2008)sono stati determinati i livelli di PCDD/F in prodotti ittici(26,5 pg/g), carne di manzo (6,0 pg/g), pollo (4,86 pg/g),maiale (3,19 pg/g), uova (11,6 pg/g), verdure (0,04pg/g). Si sottolinea che i risultati citati sono in accordocon quelli ottenuti in Taiwan da Hsu et al. (2007) e inSpagna da Bocio e Domingo (2005).

Kim et al. (2007) hanno riportato i quantitativi diPCDD in differenti tipologie di carni e dall’analisi èemerso che il contenuto era superiore nelle carni disuino e di pollo di origine autoctona (Corea del Sud) ri-spetto a quelle provenienti dall’estero (4,57 vs 4,21 pg/ggrasso e 0,75 vs 0,38 pg/g grasso rispettivamente). Dicontro, nelle carni di manzo si è registrato un valore su-periore per quelle importate (5,21 vs 1,88 pg/g).

In conclusione, emergono delle difficoltà nell’effet-tuare un confronto tra gli studi presenti in letteraturache hanno riportato il contenuto di diossine in prodottidestinati al consumo umano. I limiti sono principal-

mente dovuti all’espressione dei risultati (peso secco,peso sulla base del contenuto lipidico), all’unità di mi-sura utilizzata per esprimere la concentrazione (I-TEQ,WHO-TEQ, CALUX-TEQ) e alla scelta di una particolareporzione da campionare.

Inoltre, è opportuno precisare che i dati relativi alcontenuto di contaminanti negli alimenti diventano unindice del reale grado di esposizione nel momento incui vengono correlati con quelli relativi ai consumi quo-tidiani per categorie di alimenti (studio di dieta totale ditipo “Market Basket”).

3.3. Incidenti rilevanti

NITRO, USA (1949)

Il primo incidente industriale ha coinvolto nel 1949un impianto chimico della Monsanto, a Nitro, West Vir-ginia (USA) (Ashe and Suskind, 1950). L’impianto pro-duceva l’erbicida 2,4,5-T (acido triclorofenossiacetico),che costituiva circa il 50% del defoliante “Agent orange”(Agente Arancione), a partire dal 2,4,5-triclorofenolo.

Livelli massimi Livelli massimiProdotto alimentare (somma di PCDD (somma PCDD, PCDF

e PCDF)* e PCB diossina-simili)*

Carni e prodotti a base di carne (**)

� di ruminanti (bovini, ovini) 3,0 pg/g grasso 4,5 pg/g grasso� di pollame e selvaggina 2,0 pg/g grasso 4,0 pg/g grasso� di suini 1,0 pg/g grasso 1,5 pg/g grasso

Fegato e prodotti derivati da animali terrestri 6,0 pg/g grasso 12 pg/g grasso(***) (***)

Muscolo di pesce e prodotti della pesca e loro 4,0 pg/g peso fresco 8,0 pg/g peso frescoderivati ad eccezione dell’anguilla (*****) (******)

� Muscolo di anguilla (Anguilla anguilla) e prodotti derivati 4,0 pg/g peso fresco 12,0 pg/g peso fresco

Latte (*******) e prodotti lattiero-caseari, 3,0 pg/g grasso 6,0 pg/g grassocompreso il grasso butirrico (***) (***)

* Le concentrazioni upper bound vengono calcolate ipotizzando che tutti i valori dei vari congeneri inferiori al limite di determinazione siano parial limite di determinazione.** Carne di bovini, ovini, suini, pollame e selvaggina d’allevamento come da allegato 1 del regolamento CE 853/2004 del Parlamento europeoe del Consiglio, escluse le frattaglie commestibili di cui a tale allegato.*** I livelli massimi non sono applicabili ai prodotti alimentari con un tenore di grasso <1%.**** G.U. 209 del 06.08 2002 pag 5 Direttiva modificata da ultimo dalla direttiva 2004/44/CE (GU L 113 del 20.04.2004, pag 17).***** Muscolo di pesce e prodotti della pesca secondo quanto definito alle categorie a) b) c) d) e) f) dell’elenco che figura all’articolo 1 del re-golamento (CE) n. 104/2000 del Consiglio 8GU L 17 del 21/1/2000 pag. 22. Regolamento modificato dall’atto di adesione del 2003). Il livellomassimo si applica ai crostacei, escluse le carni scure del granchio e le carni della testa e del torace di aragosta e di analoghi grossi crostacei(Nephropidae Palinutidae), nonché ai cefalopodi senza visceri.****** Se il pesce è destinato ad essere consumato intero, il livello massimo si applica all’intero pesce.******* Latte, latte crudo, latte per la lavorazione di prodotti a base di latte e latte trattato termicamente di cui all’allegato I del regolamentoCE 853/2004.

Tabella 4. Modificata da: Regolamento della Commissione Europea 199/2006 03 Febbraio 2006 (GU-UE L32/34del 4.02.2006)


Un reattore pressurizzato dell’impianto esplose deter-minando l’esposizione di centinaia di lavoratori, che ini-ziarono ad ammalarsi quasi immediatamente, presen-tando eruzioni cutanee (228 svilupparono cloracne),dolori articolari e in altre parti del corpo, debolezza, ir-ritabilità e nervosismo, perdita del desiderio sessuale,mal di testa e capogiri. La causa della cloracne fu tut-tavia individuata nelle diossine solo otto anni dopo l’in-cidente, nel 1957 (Kimming and Schultz, 1957). Siscoprì, infatti, che le diossine si formavano come sotto-prodotto della produzione del 2,4,5-T, che, di per sè, pre-sentava una tossicità moderata. Le diossine erano pre-senti nella forma 2,3,7,8-tetraclorodibenzo-p-diossina(TCCD), quella che in seguito fu riconosciuta come lapiù tossica.

Oltre alla contaminazione di natura accidentale, sideterminò anche una contaminazione indiretta dovuta auna incauta gestione dei rifiuti industriali. Grandi quan-tità di prodotti di scarto contaminati da diossine, infatti,vennero conferiti in varie discariche, tra cui quelle diManila Creek e Heizer Creek, ancora oggi contaminate,e che divennero, a loro volta, sorgenti secondarie di dif-fusione dei fenomeni di inquinamento.

Come conseguenza di decenni di dilavamento ederosione, i sedimenti dei fiumi delle aree circostanti(Manila e Heizer Creek) vennero contaminati dalle dios-sine, che si trasferirono ai terreni adiacenti durante leesondazioni.

Sulla base degli esiti delle analisi condotte su cam-pioni di tessuto di pesce nell’ottobre 1985, lo Stato dellaWest Virginia consigliò di non consumare pesce pe-scato nel tratto del fiume Kanawha entro 40 miglia dal-l’impianto. In particolare venne raccomandato di nonmangiare carpe, pesce gatto e altre specie grasse aivertici della catena trofica. Allo stesso tempo pose il li-mite di un pasto al mese per tutte le altre specie e fornìconsigli su come pulire e cucinare i pesci in modo da ri-durre l’esposizione ai contaminanti.

MIDLAND, USA (ANNI ’60)

Fin dal 1948, la Dow Chemical, leader nella produ-zione di plastiche e pesticidi dal 1897, produsse gli erbi-cidi 2,4-D (acido diclorofenossiacetico) e 2,4,5-T (acidotriclorofenossiacetico), nei quali erano presenti dios-sine. Mescolando questi due erbicidi in parti uguali, siotteneva l’Agent Orange.

A seconda del processo di produzione, l’erbicida2,4,5-T conteneva diverse quantità di TCDD e di altricongeneri. Nei campioni di 2,4,5-T degli anni ’50 e ’60,le concentrazioni di TCDD erano superiori a 1000 ppb.Prima del 1963-1964, la ditta otteneva il 2,4,5-triclorofe-nolo, necessario per la sintesi dei suoi erbicidi, dallaclorurazione diretta del fenolo. Tuttavia, la maggior ri-chiesta di Agent Orange, come conseguenza del suo

utilizzo nella guerra in Vietnam, spinse la società a mo-dificare l’impianto di produzione di triclorofenolo, con ilrisultato di ottenere concentrazioni del “sottoprodotto”diossina molto più elevate. L’impianto si trovò cosi adessere pesantemente contaminato, giungendo a livellipericolosi per la salute umana. Nel 1964 furono riportati35 casi di cloracne (con il precedente impianto si regi-stravano 1-2 casi all’anno). Esso venne chiuso per dueanni, durante i quali fu riprogettato e decontaminato.Nel 1966, il nuovo impianto riprese a funzionare e laconcentrazione di TCDD nei prodotti in uscita fu drasti-camente ridotta. Tuttavia, si registrarono 40 nuovi casidi cloracne e nel 1970 si raggiunse il record di 90 nuovicasi di cloracne. L’impianto di produzione di triclorofe-noli fu successivamente smantellato e messo in sicu-rezza quando l’Environmental Protection Agency (EPA)bandì la vendita del 2,4,5-T.

Anche la gestione dei reflui industriali determinòconseguenze sull’ambiente. Gli scarichi dell’impianto ditrattamento biologico dei reflui fenolici nel fiume furonoconsiderati responsabili del sapore sgradevole delpesce consumato dalla popolazione.

Oltre all’impianto di trattamento biologico, la fab-brica di Midland era dotata di inceneritori che brucia-vano i reflui fenolici più concentrati che il depuratorenon era in grado di trattare. Fino al 1968, tali inceneri-tori non erano dotati di adeguati sistemi di abbatti-mento del particolato carico di diossine, e si ritiene chela maggior parte delle diossine che tuttora contaminanol’area di Midland siano state emesse in quel periodo.Nel 1968, fu installato un nuovo tipo di filtraggio chedeterminò una significativa riduzione delle emissioni didiossine.

Per valutare l’impatto di tali emissioni, a partire dal-l’anno 2000, il Dipartimento per la Qualità Ambientale(DEQ) del Michigan ha condotto delle indagini chehanno riscontrato livelli elevati di diossine in suoli postia valle dello stabilimento, frequentemente inondati dalleacque del fiume Tittabawassee. I livelli di diossine su-peravano il limite imposto dallo stato del Michigan paria 90 ppt-TEQ. In zone frequentemente inondate dalfiume si raggiungevano valori pari a 5.660 ppt-TEQ.Anche in zone esterne alla piana alluvionale ma che,per vari motivi, avevano ricevuto materiale terroso pro-veniente dalla piana, furono rilevati elevati livelli di dios-sine. Nel maggio 2002, l’EPA ha pubblicato uno studioin cui si è evidenziato che l’impianto di Midland costi-tuiva la più grande sorgente di diossine del Michigan: laquantità emessa superava la somma di tutte le altre in-dustrie dello Stato.

Nel maggio 2004, il DEQ ha pubblicato altri dati chehanno confermato l’elevata contaminazione di svariatezone di Midland, con livelli fino a 6.100 ppt-TEQ.

Campioni di sedimento del fiume Tittabawassee mo-strarono la contaminazione di un tratto di 22 miglia a



valle rispetto all’insediamento industriale. In tali cam-pioni, la concentrazione di diossine (Amendola e Barna,1986) raggiungeva anche i 16.000 ppt-TEQ. Nei cam-pioni a monte rispetto al sito, i livelli di diossine risulta-vano invece inferiori a 5 ppt. La contaminazione inclu-deva cortili e giardini delle abitazioni, parchi e scuole,ubicati in prossimità della piana alluvionale del fiume.Studi condotti in aree non abitate attorno al fiume Titta-bawassee mostrarono non solo alti livelli di diossine, maanche un accentuato fenomeno di bioaccumulo lungola catena trofica.

VIETNAM (1963-1975)

L’Agente Arancione (Agent Orange) era il nome incodice dell’erbicida sviluppato per scopi militari adattoprincipalmente a territori con clima tropicale e perpiante dal fogliame largo, come quelle che caratterizza-vano le giungle del sud-est asiatico. Il nome derivavadal colore della banda che avvolgeva le cisterne usateper contenere il prodotto. La sperimentazione di tale er-bicida partì agli inizi degli anni ’60, quando veniva uti-lizzato per defogliare le boscaglie, e rendere visibile ilnemico. Esso fu intensamente utilizzato in Vietnam, maanche in Cambogia e Laos. Si stima che durante laguerra, in Vietnam, furono usati 72 milioni di litri diquesto prodotto. L’Agente Arancione non fu l’unico pe-sticida usato dagli Americani in Vietnam, ma furono uti-lizzati altri prodotti diserbanti e disseccanti. Circa 11.250km2 di terreni coltivati del Vietnam del Sud furono defo-gliati (e lo rimasero per almeno trenta anni).

Secondo molti studi, l’esposizione all’Agente Aran-cione provocò nella popolazione, nei soldati vietnamiti enei soldati americani diverse patologie e disfunzioni acarico di vari organi: cloracne, cancro del polmone,della laringe, della trachea e dei bronchi, della prostatae spina bifida nei figli dei militari.

Effetti minori registrati comprendevano: nausea, irri-tazioni agli occhi e alla gola, mal di testa, vertigini ediarrea.

Già nel 1964, all’aumentare dell’utilizzo dell’AgenteArancione, iniziarono a circolare rapporti che documen-tavano un incremento di aborti e difetti alla nascita trala popolazione umana ed animale esposta. Tuttavia, acausa della guerra ancora in corso, non fu facile racco-gliere dati ulteriori a sostegno di queste tesi.

Molti studi sono stati condotti su reduci del Vietnamesposti a Agente Arancione (ATSDR, 1998). Un’elevataesposizione a TCDD è stata confermata nell’Unità AirForce che è stata responsabile della nebulizzazione dierbicidi in Vietnam (nota come Operazione RanchHand) (Pavuk et al. 2003). I reduci del Ranch Hand sonostati suddivisi in tre gruppi: non esposti, bassa esposi-zione, alta esposizione. La media della concentrazionedi TCDD del siero nel gruppo di controllo era 5,8 parti

per trilione (ppt) e non era significativamente diversa daquella riscontrata nei gruppi esposti (ppt 4,6). Le con-centrazioni sieriche riscontrate nel gruppo a bassaesposizione (in media 15,6 ppt, range da 10 a 25,6 ppt)e nel gruppo a elevata esposizione (in media 69,4 ppt,range da 18 a 617,8 ppt) sono risultate invece statistica-mente significative.

Le concentrazioni sieriche della TCDD riscontratesull’ultimo turno di militari in Vietnam sono state stimatepari a 55 ppt per il gruppo a bassa esposizione e 302,5ppt per il gruppo ad elevata esposizione (Report onCarcinogens, 1981).

Nel 1966 il governo americano diede il via ad unaserie di studi sull’effetto teratogeno dell’Agente Aran-cione. I risultati, diffusi nel 1969, mostrarono che i rattie i topi, cui erano stati somministrati 21,5 mg/kg dicampioni di Agente Arancione contaminati da TCDD,durante il primo periodo di gestazione, generavanoprole morta o con gola lupina, priva di occhi, con fegatoingrossato e cisti renali.

Ulteriori studi condotti nel Toxicology Laboratory diWashington, usando campioni di sostanze chimiche im-piegate nel Vietnam evidenziarono la formazione di cisti,necrosi epatiche, e deformità del becco in studi effet-tuati sui polli da laboratorio. Una volta confermati gli ef-fetti teratogeni su animali anche da parte di altri labo-ratori, il 15 aprile 1970, l’uso di 2,4,5-T in Vietnam fubandito.

Studi più recenti, condotti da Arnold Schecter et al.(2001a), hanno mostrato che, a circa trent’anni dallafine della guerra in Vietnam, alcune popolazioni delVietnam del Sud hanno ancora dei valori di diossine nelsangue di 100 volte superiori al valore di riferimento,definito come il livello di diossine nel sangue di un cam-pione di 100 residenti di Hanoi, dove non era mai statousato il prodotto.

Ulteriori ricerche hanno evidenziato che nei cam-pioni di sangue di persone recentemente trasferitesinella regione o nei bambini nati dopo la fine degli spar-gimenti di Agente Arancione si riscontrano elevati valoridi TCDD. Arnold Schecter ipotizza che la TCDD, perco-lata nei suoli, e da qui nei sedimenti fluviali, si stia con-centrando nei pesci e nei crostacei, il che sta ad indi-care che la diossina è entrata nella catena alimentare.È questa infatti la più importante via di esposizione delpresente e del passato. Le famiglie con i valori sierici diTCDD più alti sono risultate quelle con regimi alimentaricaratterizzati da elevato consumo di pesce.

SEVESO, ITALIA (1976)

La quantità di diossina rilasciata con l’incidente diSeveso fu oggetto di stime contrastanti. L’ultima valu-tazione effettuata si aggira intorno ai 34 Kg mentrestime precedenti parlavano di qualche centinaia di



grammi fino a 1 kg. Sulla base della concentrazionedella TCDD rinvenuta nel suolo, l’area interessatavenne suddivisa in 3 aree: A (da 15,5 a 580 mg/m2), B(da 1,5 a 5 mg/m2) e C (fino a 1,5 mg/m2). Subito dopol’incidente venne osservata una rapida moria di coniglie di pollame. Elevate concentrazioni di TCDD venneroinoltre rilevate nel latte proveniente dai bovini dellazona. Nell’uomo i segni più precoci furono delle altera-zioni della pelle, in particolare si osservarono numerosicasi di cloracne.

Dopo l’incidente, numerosi campioni di sangue ven-nero raccolti e conservati. Non esistevano ancora me-todi attendibili per misurare la concentrazione di dios-sina nel sangue; i metodi più accurati hanno fornito iseguenti valori medi: 333,8 ppt nei soggetti della zona A,111,4 ppt nei soggetti della zona B e 83,6 ppt nei sog-getti della zona C. L’esame degli effetti a breve e mediotermine dell’esposizione a TCDD non fu semplice per lamancanza di dati di riferimento e di metodiche standar-dizzate e validate. Non vi fu alcun dubbio invece ri-guardo la forte correlazione fra l’incidenza dei casi dicloracne osservati e il grado di esposizione.

Si osservò un eccesso di mortalità nei pazienti car-diopatici, dovuto probabilmente anche allo stress psico-logico. Si registrò inoltre un aumento della mortalità insoggetti affetti da malattie respiratorie, riconducibile ve-rosimilmente all’immunotossicità della diossina.

Negli studi di Seveso, l’aumento di rischio più ecla-tante è stato osservato per il cancro dell’apparato dige-rente e per alcune forme di leucemia; nel periodo tra il1976 e il 1991 è stato rilevato infatti un aumento dell’in-cidenza di questi tumori nei residenti della zona B. Studiepidemiologici precedenti, effettuati su una coorte di la-voratori tedeschi esposti accidentalmente alla TCDDavevano mostrato un incremento dose-dipendente del-l’incidenza del cancro dell’apparato digerente. Altristudi, effettuati sempre su lavoratori esposti, avevanoassociato alla diossina un aumento di incidenza delleforme leucemiche, nonché di un tipo particolare di sar-coma (sarcoma dei tessuti molli). Tuttavia, gli studi ef-fettuati finora non hanno ancora consentito di trarreconclusioni sugli effetti tossici della diossina. Per questomotivo gli studi di follow-up sono stati incrementati esono state avviate anche indagini di biologia molecolare(Tognon, 2006).

Un’analisi sistematica della letteratura riguardantegli studi epidemiologici è in corso di realizzazione.

4. Tossicocinetica

Per quanto riguarda la tossicocinetica delle diossinenell’uomo, i dati disponibili sono limitati e derivano perlo più da studi condotti su sottogruppi di popolazioneesposti in seguito a incidenti rilevanti, veterani della

guerra in Vietnam, o soggetti che hanno ingerito subase volontaria 2,3,7,8-TCDD per scopi scientifici.

4.1. Assorbimento e distribuzione

Nell’uomo l’assorbimento di diossine si può verifi-care per inalazione, ingestione o contatto dermico.

Non sono disponibili dati quantitativi riguardantil’assorbimento per via inalatoria o dermica nell’uomo.Tuttavia, la presenza di livelli misurabili di diossine nelsangue di soggetti esposti professionalmente o acci-dentalmente suggerisce che l’assorbimento per via re-spiratoria si verifichi di fatto sia negli animali (Dilibertoet al. 1996; Nessel et al. 1992) sia nella specie umana(Patterson et al. 1994; Schechter et al. 1994).

A causa della tensione di vapore relativamentebassa e dell’elevata lipofilicità, l’assorbimento cutaneodi 2,3,7,8-TCDD in ambiente di lavoro è considerato lavia prevalente di esposizione occupazionale (Kerger etal. 1995).

Sulla base di studi effettuati su animali da esperi-mento (Diliberto et al. 1996), l’entità dell’assorbimentoper inalazione sarebbe prevalente (95%) rispetto aquella misurata in seguito a somministrazione per viaorale (88%) o dermica (40%).

Si è anche osservato che l’assorbimento dermico della2,3,7,8-TCDD nei ratti dipende dall’età (Banks et al. 1993).

Entità e velocità di assorbimento dipendono dai sub-strati sui quali sono adsorbite le diossine e dal grado diclorurazione (Olson et al. 1980; Piper et al. 1973; Lucieret al. 1986). Ad esempio, vari studi hanno evidenziatoche dopo ingestione di 2,3,7,8-TCDD veicolata in olio, ladose assorbita superava l’87% (Poiger e Schlatter 1980).

Inoltre, numerosi studi hanno dimostrato che bam-bini allattati al seno possono assorbire fino al 90-95% didiossine dal latte materno, e che congeneri con sette eotto atomi di cloro vengono assorbiti molto lentamente(Abraham et al. 1994, 1996; Dahl et al. 1995; McLachlan1993; Pluim et al. 1993).

Sulla base delle analisi effettuate nel tessuto adiposo,nel latte e nel sangue sembra che nell’uomo si accumu-lino prevalentemente i congeneri 2,3,7,8-sostituiti (Fürstet al. 1987; Rappe et al. 1992; van den Berg et al. 1986b).

Per quanto riguarda gli animali, è stata studiata la di-stribuzione della 2,3,7,8-TCDD nei tessuti di ratti dopoesposizione per via inalatoria, orale, e dermica (Dilibertoet al. 1996) ed è risultato che il fegato e il tessuto adipososono i principali siti di accumulo di questa sostanza. Ingenerale, la distribuzione delle diossine è congenere-specifica e dipende dalla dose e dalle modalità di som-ministrazione (Diliberto et al. 1996; van den Berg et al.1994). Anche l’età gioca un ruolo importante nella distri-buzione della 2,3,7,8-TCDD nei ratti (Pegram et al. 1995).

Le diossine 2,3,7,8-sostituite sono i congeneri preva-lenti nei tessuti e nei fluidi corporei sia nell’uomo sia in



altre specie animali come i roditori e le scimmie(Abraham et al. 1989; van den Berg et al. 1983).

La distribuzione delle diossine nell’uomo è stata stu-diata anche in reperti autoptici che hanno confermatoun accumulo nel fegato dopo esposizione a bassi livelli,come atteso sulla base della loro lipofilicità (Leung et al.1990).

È stato inoltre dimostrato che in un ampio intervallodi concentrazioni, i livelli sierici di 2,3,7,8-TCDD corre-lano in modo significativo con quelli del tessuto adiposose i valori sono espressi in grammi di lipidi (Patterson etal. 1988). In uno studio condotto da La Rocca et al.(2008) è stato valutato il profilo dei congeneri nel tes-suto adiposo di nove soggetti obesi. Dalle analisi èemerso che le concentrazioni dei diversi congeneri va-riavano in modo significativo (variabilità inter-indivi-duale); tuttavia i pattern sono risultati pressoché ana-loghi. Da un confronto con altri lavori (Schecter et al.1998, Schhmacher et al. 1999, Kiviranta et al. 2005) èstato evidenziato un profilo dei congeneri simile perquanto riguarda il tessuto adiposo. Tuttavia, i livelli diPCDD/F e PCB diossina simile ottenuti da La Rocca etal. sono risultati inferiori a quelli ottenuti dagli autori so-praccitati e si ritiene che ciò dipenda da differenti abi-tudini alimentari. Per quanto riguarda i valori di bodyburden (concentrazione di grasso corporeo × concen-trazione di contaminante/peso corporeo) i dati relativiagli obesi sono risultati superiori (6-11 ng TEQ/kg) ri-spetto a quelli della popolazione generale (1-6 ngTEQ/kg) (Schecter et al. 1998). Gli autori hanno ipotiz-zato che una riduzione del peso corporeo e conseguen-temente del grasso in seguito a intervento di liposu-zione potrebbe determinare un rilascio nel circolo san-guigno di PCDD/F e composti diossina-simile, per cui ilcontenuto di tali contaminanti dovrebbe essere som-mato alla dose assunta quotidianamente attraverso ladieta.

La 2,3,7,8-TCDD si accumula nel tessuto adiposo, nelquale sono state rilevate concentrazioni fino a 20,2 pptper quanto riguarda la popolazione generale (Andrewset al. 1989). Nella popolazione residente negli Stati Unitila concentrazione media di 2,3,7,8-TCDD nella compo-nente lipidica del siero è risultata pari a 5,38 ppt (Orbanet al. 1994). Tuttavia, la distribuzione delle diossine adelevato grado di clorurazione nelle frazioni lipidiche deitessuti presenta significative differenze. Ad esempio, laOCDD si distribuisce in un rapporto 12:1 tra fegato etessuto adiposo (Thoma et al. 1990) e 2:1 tra siero e fra-zioni lipidiche del tessuto adiposo (Schecter et al. 1990).

In gruppi di popolazione esposti a livelli elevati didiossine sia in seguito a inquinamento ambientale siaper motivi professionali, le concentrazioni rilevate neltessuto adiposo sono risultate molto elevate (Beck et al.1989; Fingerhut et al. 1989; Patterson et al. 1989b;Schecter et al. 1994). Ad esempio, livelli significativi di

2,3,7,8-TCDD sono stati misurati nel grasso (42-750 ppt)e nella componente lipidica del siero (61-1090 ppt) dilavoratori in un impianto chimico del Missouri (Pat-terson et al. 1989b).

Concentrazioni molto elevate di diossine e furanisono state riscontrate nel tessuto epatico di bambininati morti, a conferma dell’ipotesi di un trasferimentotransplacentale uterino di questi inquinanti dalla madre,esposta ad ambiente contaminato, al feto (Schecter etal. 1990).

Vi sono inoltre numerosi studi che hanno eviden-ziato la presenza di diversi congeneri di diossine nellatte materno (Fürst et al. 1994; Schecter et al. 1987a,1987b, 1989), dimostrando anche un’associazione signi-ficativa con la zona di residenza dei soggetti (adesempio vicinanza di discariche di rifiuti) e con il con-sumo settimanale di grassi.

4.2. Metabolismo

Studi sul metabolismo della TCDD negli animali sug-geriscono che si possono formare intermedi epossidicireattivi (Poland e Glover, 1979). Mason e Safe (1986)hanno sintetizzato due metaboliti della TCDD, 2-idrossi-3,7,8-TCDD e 2-idrossi-1,3,7,8-TCDD e hanno valutato laloro tossicità in ratti Wistar maschi. Mentre il metabolita2-idrossi-3,7,8-TCDD attiva gli enzimi microsomali epa-tici, l’altro composto non produce effetti significativi aduna dose <5,000 µg/kg sul timo, sul fegato e sulla milzae neanche variazioni di peso corporeo. Gli studi di atti-vità strutturale della TCDD evidenziano che il compostomadre è la specie attiva e che l’escrezione urinaria e bi-liare dei metaboliti monoidrossilati dipende dalla loroemivita (USEPA, 2000).

Non sono ancora noti i meccanismi attraverso i qualila TCDD è metabolizzata nell’uomo. Tuttavia, vi è unaqualche evidenza relativa a una parziale escrezione dimetaboliti della 2,3,7,8-TCDD per via fecale (Wendling etal. 1990). Le diossine, una volta assorbite dall’organismotendono ad accumularsi nei tessuti. Il bioaccumulo co-stituisce un indicatore reale della dose assorbita e deipotenziali effetti. La TCDD è persistente nei primati enell’uomo permane fino a 7-8 anni (Michalek et al.1996). Il livello attuale nei tessuti è stimato pari a 2-3ng/kg grasso.

Studi di tossicocinetica hanno dimostrato che l’emi-vita della diossina è dose-dipendente e varia in rela-zione alla differente percentuale di tessuto corporeo.Una maggiore presenza di tessuto adiposo determinaun aumento dell’accumulo e quindi una più elevata per-sistenza (Emond et al. 2005; Aylward et al. 2005). La na-tura lipofilica della TCDD agevola il passaggio attra-verso le membrane cellulari e il deposito in vari organi,in particolare nel tessuto adiposo e nel fegato (Kokichiet al. 2005).



4.3. Eliminazione ed escrezione

Il tasso di escrezione delle TCDD è influenzato dallaspecie.

Studi in animali effettuati utilizzando un congenereradiomarcato indicano che l’escrezione delle diossinesegue una cinetica di eliminazione di primo ordine.Piper et al. (1973), somministrando una singola dose diTCDD marcata con C14, hanno rilevato che la maggiorparte dalla radioattività (53%) in ratti Sprague-Dawleymaschi era escreta tramite le feci, mentre la quantitàeliminata con le urine e l’aria espirata era del 13% e del2%, rispettivamente. Sono state osservate differenze infunzione del sesso. I ratti maschi ai quali era stato som-ministrato 1,0 µg/kg/giorno di TCDD per 4 settimaneeliminavano in media il 3% della dose iniziale nelleurine, mentre nei ratti femmina l’escrezione media eradel 12,5% (Rose et al. 1976).

Per quanto riguarda l’uomo, questi composti hannoun’emivita molto breve nei bambini (stimata in circa 5mesi), ma elevata (10 anni) negli adulti tra i 40 e 60 anni(Kreuzer et al. 1997).

I fattori che possono influenzare l’eliminazione conle feci includono la percentuale di grasso corporeo, leproteine epatiche ed extraepatiche e l’eliminazione inte-stinale diretta dei composti madre. Nelle femmine laproduzione di latte rappresenta una modalità relativa-mente efficace di escrezione di TCDD.

5. Tossicità

Tra le diossine, la 2,3,7,8-TCDD è il congenere piùtossico. Sono noti numerosi effetti specie- e tessuto-specifici a carico del sistema immunitario, del fegato edella cute; inoltre, è caratterizzata da un’azione muta-gena ed embriotossica ed è in grado di indurre trasfor-mazioni di tipo neoplastico. L’International Agengy forResearch on Cancer (IARC) nel 1987 ha inserito la2,3,7,8-TCDD nel Gruppo 1, classificandola “cancero-geno certo per l’uomo” (WHO, 1989, 1997).

STUDI IN ANIMALI

In esemplari di fauna selvatica esposti a diossinesono stati osservati effetti tossici cronici e acuti, checonsistevano in genere in una riduzione della fertilità,disturbi della crescita, immunotossicità e cancerogeni-cità.

Tuttavia, non è possibile dimostrare con certezza unrapporto causa/effetto tra esposizione alle diossine e ifenomeni osservati. Da studi effettuati sulle prime fasi divita (uova, embrioni, fasi larvali), è risultato che la mag-gior parte delle specie è sensibile alle diossine. Tali so-stanze agiscono sui processi della crescita e dello svi-

luppo, tra cui il metabolismo della vitamina A e degli or-moni sessuali.

La somministrazione di miscele di diossine sommini-strate ad animali in dosi diverse al fine di caratterizzareeventuali effetti sulla salute, hanno fornito riscontri diparticolare interesse scientifico (Martinez et al. 2003). Inalcuni animali da laboratorio e in talune specie (faunaselvatica), la diossina era in grado di determinare lamorte anche a piccole dosi, al punto da definire laTCDD come “la specie chimica di origine antropica piùtossica”.

La DL50 (dose letale per il 50% dei casi) per le cavieè di 1 mg/kg di peso corporeo, e per i criceti è di 1000mg/kg. La DL50 per l’uomo non è nota. La morte in ani-mali da laboratorio esposti è preceduta da una sin-drome da deperimento, non correlata a una minore as-sunzione di cibo (Gasiewicz et al. 1980), che in generedura da 2 a 4 settimane nei roditori e 6-8 settimane neiprimati (Birnbaum e Tuomisto, 2000). Birnbaum e Tuo-misto (2000) hanno evidenziato che diverse specie divertebrati esposti alle medesime dosi di diossina pre-sentavano tossicità comparabile ma con un’ampia va-riabilità della dose letale.

STUDI SULL’UOMO

L’uomo, in quanto al vertice della catena trofica, ri-sulta esposto alle diossine presenti nell’ambiente. Glieffetti più noti di tali contaminanti sull’organismo sonostati per lo più evidenziati in seguito a esposizioni acuteper eventi accidentali e/o esposizioni professionali. Tut-tavia, la relazione causa-effetto tra esposizione allacontaminazione ed effetti sull’organismo in alcuni casinon è stata pienamente accertata.

Le principali manifestazioni riferibili a un’intossica-zione da diossina comprendono la cloracne, l’endome-triosi, l’infertilità maschile, danni al sistema immunitarioe nervoso, malformazioni fetali, cancro e interferenzeendocrine.

La cloracne è storicamente la prima espressione cli-nica e patologica collegata all’esposizione alle diossine;fu individuata per la prima volta nel 1897 e segnalatacome malattia occasionale tra i lavoratori addetti allaproduzione dei primi pesticidi negli anni ’30 e tra i lavo-ratori degli impianti per la sintesi dei policlorobifenili(PCB). La malattia si manifesta con eruzioni cutanee si-mili a quelle dell’acne giovanile, con possibile localizza-zione estesa all’intera superficie corporea, dolori alle ar-ticolazioni, mal di testa, affaticamento, irritabilità e stan-chezza cronica. Tali manifestazioni possono protrarsinei casi più gravi, per diverso tempo (30 anni). Questapatologia insorge per livelli di accumulo compresi tra i96 e i 3.000 ng/Kg p.v.

L’endometriosi si instaura quando frammenti di tes-suto endometriale si impiantano fuori dalla cavità ute-



rina. Gli innesti si sviluppano nel peritoneo, ma anchein prossimità delle ovaie, sulle tube di Falloppio, sullacervice, nella vagina, nella vescica, sui legamenti ute-rosacrali, sull’intestino e più raramente in altri distretticorporei, come i polmoni, le braccia o le cosce. Questitessuti ectopici rispondono alla normale azione ormo-nale andando incontro a ispessimento, sfaldamento,sanguinamento. I prodotti metabolici non potendo es-sere allontanati naturalmente, restano in loco, con for-mazione di aggregati ematici, di formazioni cistiche etrombi. Con il ciclo mestruale queste lesioni possonoaccrescersi e svilupparsi al punto da causare ostruzionio aderenze con organi vicini, provocando processi in-fiammatori in grado di determinare infertilità. Non èstata tuttavia riscontrata alcuna degenerazione tumo-rale. Negli animali da esperimento l’associazione traquesta patologia e la TCDD è stata dimostrata, mentrenell’uomo la relazione non è ancora certa, anche se al-cuni studi sostengono questa tesi (Bimbaum et al.2002).

L’esposizione alla diossina è anche causa di inferti-lità maschile. La diossina riduce i livelli di testosteronegià a dosi di accumulo di soli 17 ng/Kg, livelli facilmenterilevabili in soggetti non professionalmente esposti. L’a-zione simil-estrogenica della diossina sembra essereresponsabile di una diminuzione del numero di sper-matozoi. A 15 anni dall’incidente di Seveso, si registraancora un eccesso di nascite di bambini di sesso fem-minile rispetto a quello maschile, soprattutto da soggettimaschi che al tempo dell’incidente erano nella fase pu-berale o pre-puberale. Si contano, infatti, 50 figli maschie 81 femmine contro gli attesi 106 su 100. Dato il tempotrascorso, si è portati a ipotizzare che anche concentra-zioni estremamente contenute siano in grado di deter-minare questo effetto.

Studi condotti sull’uomo, ma anche su animali,hanno evidenziato alterazioni a carico del sistema im-munitario indotte da diossine anche a dosi molto basse(Van Loveren et al. 2003). Esse consistevano nella ridu-zione e in alterazioni della popolazione linfocitaria. Evi-denze sperimentali su animali da laboratorio hannoconfermato un’attività immunosoppressiva a caricodella serie linfocitaria a concentrazioni rilevabili in po-polazioni di paesi industrializzati (10 ng/Kg p.v.). In par-ticolare sono state osservate una diminuzione delle im-munoglobuline (IgG) e una minor resistenza alle infe-zioni batteriche, virali e parassitarie. La TCDD con ogniprobabilità è in grado di indurre atrofia a livello deltimo, provocando una riduzione del numero di pro-linfociti nel midollo osseo. I composti diossina-similepossono ridurre la risposta immunitaria nell’uomo e neiroditori. In questi ultimi, l’esposizione prenatale aqueste sostanze intacca quasi sempre le cellule linfo-citarie della linea T riducendo il tasso di linfociti Thelper e T suppressor nel timo. L’immunotossicità della

TCDD sembra essere dovuta al legame con il recettorearilico e interessa anche i linfociti della linea B. Nell’in-cidente di Seveso, Baccarelli et al. (2002) hanno rile-vato una diminuzione significativa delle IgG nella po-polazione maggiormente esposta rispetto a quella resi-dente nelle zone circostanti. Nessuna variazione inte-ressava invece le IgA, IgM e i componenti C3 e C4 delcomplemento.

La correlazione tra diossine e diabete è un argo-mento ampiamente dibattuto. Alcuni autori (Bertazziet al. 2001) hanno osservato una correlazione positivatra diabete e individui esposti dopo l’incidente di Se-veso, soprattutto nelle donne. In uno studio di Lon-gnecker et al. (2000) condotto sui veterani del Vietname impegnati nelle operazioni di defogliazione, tale cor-relazione è invece risultata più debole. Michalek(2003) e Steenland (2001), non hanno evidenziato al-cuna correlazione in veterani esposti all’Agente Aran-cione. Inoltre, Calvert et al. (Calvert et al. 1999) nonhanno dimostrato alcuna relazione statisticamente si-gnificativa tra lavoratori esposti e un gruppo di con-trollo. Alle stesse conclusioni, per quanto riguarda i la-voratori esposti, è pervenuto il gruppo di Steenland(Steenland et al. 1999). Questi dati contrastanti po-trebbero riflettere esposizioni a miscele di differentecomposizione (Seveso, Vietnam, industriali), diversemodalità di introduzione (intossicazione acuta o cro-nica) o caratteristiche genetiche diverse delle popola-zioni considerate. Inoltre, per l’induzione del diabetesarebbero necessari livelli di accumulo piuttosto ele-vati, pari ad almeno 100 ng/Kg p.v.

Un significativo aumento di tutti gli indici di rischioper neuropatia periferica nei veterani del Vietnam èstato osservato da Michalek et al. (2001). A livello com-portamentale è stato registrato un eccesso di casi diansietà, depressione e difficoltà psicologiche (Michaleket al. 2003). In generale, gli individui maggiormenteesposti erano i neonati, a causa della elevata suscetti-bilità e del trasferimento degli inquinanti per via tran-splacentare e con il latte materno. È stata riscontrataimmaturità motoria e iporiflessia alla nascita e un dimi-nuito score psicomotorio fino a due anni di età. L’altera-zione di questi indici è stata dimostrata in laboratorio sudiverse specie animali. La base biochimica di queste al-terazioni è stata riferita a una diminuzione di dopaminanei gangli della base e nella corteccia prefrontale, (Mi-chalek et al. 2003) ma sono necessarie ulteriori ricercheper approfondire questi aspetti.

Altre ricerche hanno posto in evidenza che l’azionedelle diossine può essere particolarmente dannosa du-rante lo sviluppo fetale nel momento della differenzia-zione tissutale del sistema immunitario, e quindi in gradodi determinare alterazioni a lungo termine a livello immu-nodepressivo e ipersensibilizzante. Nei feti esposti a con-centrazioni di diossine pari o lievemente superiori ai va-



lori soglia tollerabili durante la fase gestazionale, sonostati riscontrati effetti sullo sviluppo del sistema nervosoe sulla neurobiologia del comportamento, oltre che effettisull’equilibrio ormonale della tiroide.

6. Cancerogenicità

Nel 1997 l’International Agency for Research onCancer (IARC) ha classificato la TCDD come cancero-geno di classe 1. Numerose evidenze indicano che laTCDD agisce attraverso un meccanismo che coinvolgeil recettore Ah, presente nell’uomo e negli animali(IARC, 1997).

Una delle modalità per cui la TCDD può promuoverelo sviluppo del cancro è stata descritta da Biswas et al.nel 2008. Questi autori hanno esposto miociti C2C12alla TCDD e i dati ottenuti hanno confermato un’inibi-zione della trascrizione mitocondriale e un’alterazionedel potenziale transmenbrana mitocondriale e dell’o-meostasi del Ca++. Le cellule C2C12 trattate con TCDDmostravano una resistenza all’apoptosi con un fenotipoaltamente invasivo. Questo suggerisce che la TCDD po-trebbe promuovere una progressione dei tumoriagendo sulle funzioni mitocondriali attivando segnali distress mitocondrio-nucleo.

L’evidenza della cancerogenicità della TCDD ha con-tribuito ad attivare studi che prevedono una misura-zione diretta della diossina e riguardano esposizioni aerbicidi con probabile contaminazione da 2,3,7,8-TCDD.Tuttavia, un limite è l’impossibilità di differenziare gli ef-fetti della 2,3,7,8-TCDD da quelli dei prodotti nei quali laTCDD sia presente.

Gli studi più importanti per la valutazione della can-cerogenicità della 2,3,7,8-TCDD nell’uomo sono relativi a4 coorti di residenti in aree di produzione di erbicidi(una negli Stati Uniti d’America, una nel Paesi Bassi edue in Germania) oltre a una coorte di residenti nel-l’area contaminata di Seveso (Italia). Questi studi hannointeressato esposizioni a dosi elevate di TCDD, sebbenel’esposizione a Seveso sia stata più contenuta e ilfollow-up più breve.

In questi studi è stato riscontrato un aumento del ri-schio per tutti i tumori combinati. L’entità dell’incre-mento è risultato in genere contenuto, più elevato nellecoorti caratterizzate da livelli di esposizione maggiore.Inoltre, una tendenza dose-risposta positiva e statistica-mente significativa per tutti i tumori combinati è risul-tata presente nella coorte maggiormente esposta. Unatendenza positiva è stata anche riscontrata nella se-conda coorte tedesca, più contenuta come numerositàper la quale si era verificato un incidente con rilascio dielevate quantità di TCDD. L’aumento di rischio per tuttii tumori combinati è stato osservato anche nello studiodi coorte degli Stati Uniti caratterizzato da una durata di

esposizione e latenza più lunghe. Questi dati nel lorocomplesso tendono a rafforzare l’associazione positivatra tutti i tumori e l’esposizione combinata, eliminandoprobabili fattori di confondimento, quali fumo o esposi-zione ad altre sostanze cancerogene di origine indu-striale.

Per quanto riguarda la coorte di Seveso, tra coloroche avevano subìto un’elevata esposizione, sia l’inci-denza del cancro nei 15 anni successivi all’incidente siatutti i casi di mortalità per cancro nei successivi 20 anni,hanno mostrato scostamenti significativi rispetto alleprevisioni (Bertazzi et al. 2001; Pesatori et al. 2003). Tragli uomini, dopo 20 anni di follow-up, il numero di mortiper cancro (166 casi) e in particolare per cancro al pol-mone (57 casi) tendeva ad essere più elevato di quelloatteso. L’incidenza di alcuni tumori sito-specifici è risul-tata significativamente elevata. Per le neoplasie linfo-poietiche, è stato osservato un aumento significativodella mortalità e della morbilità, rispettivamente dopo20 e 15 anni dall’incidente, in entrambi i sessi. Inoltre, siè verificato un aumento della mortalità per cancro ret-tale negli uomini. Tra le donne, l’incidenza del cancrodel fegato, valutata a distanza di 15 anni dopo l’inci-dente, era elevata. Infine, in un’analisi effettuata su 981donne, l’incidenza del cancro al seno era stata signifi-cativamente correlata con i livelli sierici della TCDD(Warner et al. 2002).

A conferma della complessità dei meccanismi di in-terazione biologica della diossina, è evidente ancheun’azione “anticancerogena” di questa molecola, la cuiassunzione porta alla diminuzione dell’insorgenza di al-cuni tipi di tumore (ipofisi, pancreas, tiroide, utero,ghiandole mammarie, surrene), nelle stesse specie dianimali (ratti) in cui, alle medesime dosi, provoca neo-plasie al palato duro, ai turbinati, lingua, fegato e pol-mone (Kociba et al. 1978). Il tumore indotto nel polmoneè un carcinoma a cellule squamose, peraltro molto raronel ratto. Allo stesso modo, anche i carcinomi allalingua e al palato duro raramente insorgono in modospontaneo. Per di più, la cancerogenicità della diossinasembra caratterizzata da una dose soglia ben precisa, aldi sotto della quale non si osserva alcun effetto onco-geno: nel ratto, in ceppi diversi e con diversi protocollidi somministrazione, l’azione cancerogena si osservasolo con dosi di oltre 10 ng/kg p.v./giorno (Kociba et al.1978; NTP, 1982; Pitot et al. 1987).

La tabella 5 riassume i risultati dei test di cancero-genicità delle PCDD somministrate per via orale in ani-mali da laboratorio.

7. Meccanismi d’azione come interferente endocrino

Le ghiandole endocrine secernono ormoni, che sonodei messaggeri chimici all’interno dell’organismo. Attra-




Molecole usate (riferimento)

2,3,7,8-TCDD

2,3,7,8-TCDD

2,3,7,8-TCDD

2,3,7,8-TCDD

1,2,3,6,7,8,/1,2,3,7,8,9-

HEXACDD (1/2)

1,2,3,6,7,8,/1,2,3,7,8,9-

HEXACDD (1/2)

Somministrazione dose, durata tratt. /durata test

Orale (dieta) 0,0, 0,001, 0,005, 0,05,0,5, 1,0, 5,0 mg/kg 78/95 settimane

Orale (dieta) 0,0, 0,001, 0,01, 0,1 mg/kg/die 105/105 settimane

Orale (olio di mais/acetone 9/1) 0,0, 0,1, 0,05, 0,5 mg/kg

alla settimana104/105-107 settimane

Orale (olio di mais/acetone 9/1) Maschi 0,0, 0,01, 0,05, 0,5 mg/kg

alla settimana Femmine 0,0, 0,04, 0,2, 2 mg/kg alla settimana104/105 settimane

Orale (olio di mais/acetone 9/1), 0,0, 1,25, 2,5, 5,0, mg/kg

alla settimana104/105 settimane

Orale (olio di mais/acetone 9/1), Maschi 0,0, 1,25, 2,5, 5,0, mg/kg

alla settimanaFemmine 0,0, 2,5, 5,0,10,0 mg/kg alla settimana104/105-108

settimane

Specie/ceppo/sesso

Ratto/Sprague-Dawley/M

Ratto/Sprague-Dawley/M

Ratto/Sprague-Dawley/F

Ratto/Osborne-Mendel/M

Ratto/Osborne-Mendel/F

Topi/B6C3F18/M

Topi/B6C3F18/F

Ratto/Osborne-Mendel/M

Ratto/Osborne-Mendel/F

Topi/B6C3F18/M

Topi/B6C3F18/F

Tipo di tumore e incidenza

Per tutti i tumori: 0/10 a 0,0,0/10 a 0,001, 5/10 a 0,005,

3/10 a 0,05, 4/10 a 0,5,4/10 a 1,0, 7/10 a 5,0 mg/kg

Carcinoma a cellule squamosedel palato duro: 4/50 a 0,1

mg/kg/die; carcinoma a cellulesquamose della lingua 1/50

a 0,001 e 0,01, 3/50 a 0,1mg/kg; adenoma della corticale

surrenale 2/5 a 0,01 e 5/50 a 0,1

Carcinoma epatocellulare 0/86a 0,0, 0/50 a 0,001, 2/50

a 0,01, 11/49 a 0,1;carcinoma a cellule squamose

della lingua 1/50 a 0,01,4/49 a 0,1, carcinoma

a cellule squamose del polmone7/49 a 0,1

Carcinoma della tiroide 1/69 a 0,0, 5/48 a 0,1, 8/50 a 0,05, e 11/50 a 0,5

mg/kg/settimana

Carcinoma della tiroide 3/73 a 0,0, 2/45 a 0,1, 1/49

a 0,05, 6/47 a 0,5;carcinoma epatocellulare 5/75

a 0,0, 1/49 a 0,1, 3/50 a 0,05, 14/49 a 0,5

mg/kg/settimana

Carcinoma epatocellulare 8/73a 0,0, 9/49 a 0,01, 8/49

a 0,05, 17/50 a 0,5 mg/kgalla settimana

Carcinoma epatocellulare 1/73a 0,0, 2/50 a 0,04, 2/48 a 0,2, 6/47 a 2,0adenomadelle cellule follicolari dellatiroide 0/69 a 0,0, 3/50

a 0,04, 1/47 a 0,2, 5/46 a 2,0 mg/kg alla settimana

Noduli neoplastici al fegato o carcinoma epatocellulare

0/74 a 0,0, 10/50 a 1,25,1/50 a 2,5, 4/48 a 5,0,

mg/kg alla settimana

Noduli neoplastici al fegato o carcinoma epatocellulare

5/75 a 0,0, 10/50 a 1,25,12/50 a 2,5, 30/50 a 5,0,

mg/kg alla settimana

Adenomi epatocellulari o carcinomi: 15/73 a 0,0,

14/50 a 1,25, 14/49 a 2,5,24/48 a 5,0 mg/kg

alla settimana

Adenomi epatocellulari o carcinomi: 3/73 a 0,0, 4/48

a 2,5, 6/47 a 5,0, 10/47 a 10,0 mg/kg alla settimana

Tabella 5. Cancerogenicità delle PCDD (WHO, 1989)


verso il loro legame con i recettori cellulari essi indu-cono delle risposte altamente specifiche in queste cel-lule. Un meccanismo di interferenza endocrina è datodal legame di alcuni composti chimici con il recettoreormonale. Alcuni di questi interferenti mimano l’effettodell’ormone naturale, producendo la medesima rispostacellulare, anche in assenza di un legame con il recet-tore. Gli interferenti possono condizionare la sintesi, lasecrezione, l’eliminazione o l’azione degli ormoni natu-rali (quali estrogeni e androgeni).

Evidenze scientifiche mostrano che la 2,3,7,8-TCDDagisce come interferente endocrino attraverso l’intera-zione con il recettore arilico, per il quale è dimostrataun’affinità di legame diversa a seconda della specie, piùbassa nell’uomo (Connor et al. 2006). Il legame con AhRdetermina un effetto sulla modulazione genica/proteicadi: 1) enzimi coinvolti nel metabolismo di xenobiotici,quali gli enzimi del citocromo P450 (CYPs), coinvoltianche nell’omeostasi di ligandi endogeni, e 2) proteinecoinvolte nel controllo della proliferazione cellulare, neldifferenziamento, nei processi infiammatori e nella ri-sposta immunitaria (Bock e Köhle 2009; Kim et al.2009).

Inoltre studi epidemiologici e di laboratorio suggeri-scono che l’esposizione a TCDD influenza l’omeostasidel glucosio e aumenta l’incidenza di diabete mellito ditipo 2. Uno studio effettuato in vivo e in vitro dimostrache l’esposizione a TCDD influenza il processo di se-crezione di insulina stimolata dal glucosio attraverso lacascata di segnale mediata da AhR (Kurita et al. 2009).

Un’attenzione crescente è stata rivolta agli effettidannosi che si osservano nell’uomo, negli animali do-mestici e nella fauna selvatica in seguito all’esposizionea interferenti endocrini (Colborn et al. 1993, 1996). LaTCDD è la diossina biologicamente più attiva tra i con-generi ed è compresa nella General Accounting Office(GAO), una lista di 20 sostanze tossiche per il sistemariproduttivo e lo sviluppo.

Come documentato da studi su animali, l’azione bio-logica e tossica delle diossine è piuttosto complessa enon risulta limitata a un unico organo. In base ai dati ot-tenuti con la sperimentazione animale non è semprepossibile quantificare e prevedere gli effetti diretti in-dotti da tali sostanze. Tali studi dose-risposta nelle variespecie, tessuti e classi di età, sono ancora limitati.

7.1. Apparato riproduttivo

STUDI IN ANIMALI

In diversi studi (Grochowalski et al. 2000) effettuatisu cellule ovariche di suino in coltura, è stato dimostratoche la TCDD aggiunta al mezzo di coltura si accumulanelle cellule, ne influenza la proliferazione e stimola lasecrezione di steroidi.

È stato studiato, in ratti Sprague-Dawley ipofisi sec-tomizzati, il meccanismo d’azione della TCDD sul pro-cesso di ovulazione, che sembrerebbe evidenziare ef-fetti diretti della TCDD a livello delle ovaie. In questiratti, ai quali sono state somministrate gonadotropineestrogene, l’ovulazione era inibita in modo dose-dipen-dente da TCDD iniettata direttamente a livello dell’o-vario (Li et al. 1995; Petroff et al. 2000; Gao et al.1999a). La marcata diminuzione dei picchi di concen-trazione dell’ormone follicolo-stimolante (FSH) e del-l’ormone luteinizzante (LH) durante il periodo preovu-latorio (Gao et al. 1999 a,b) ha suggerito che gli effettianovulatori della TCDD potrebbero essere il risultatodella disregolazione dell’asse ipotalamo-ipofisario.Questa ipotesi è stata confermata somministrando neitopi l’ormone esogeno che induce il rilascio di gonado-tropine (GnRH), che ha ristabilito parzialmente l’ovula-zione, superando il blocco dei picchi preovulatori di LHe FSH (Gao et al. 2000). Poiché il rilascio di gonadotro-pine dalla ghiandola pituitaria è guidato dalla secre-zione di GnRH prodotto dai neuroni dell’ipotalamo (Sil-verman et al. 1994), il ripristino dell’ovulazione e deipicchi LH e FSH indotti da GnRH suggerisce che ilblocco preovulatorio dei picchi LH e FSH e dell’ovula-zione indotti da TCDD può essere, almeno in parte, il ri-sultato di insufficiente produzione e/o rilascio di GnRHdall’ipotalamo.

Studi sulle femmine di ratto esposte durante la gra-vidanza, hanno mostrato che la TCDD può causare ef-fetti sulla prole di sesso maschile, tra cui l’inibizionedella spermatogenesi e cambiamenti nel comporta-mento sessuale.

Inoltre la TCDD e i composti “TCDD-like” in animaliesposti dopo la nascita alterano il peso dei testicoli,nonché la morfologia, la spermatogenesi e la fertilità.

STUDI SULL’UOMO

Il sistema riproduttivo è uno dei target più sensibiliagli effetti avversi della TCDD (Gray e Osbtby, 1995;Safe et al. 1999).

È stato studiato un gruppo di 135 uomini residentia Seveso per stimare i livelli di TCDD nel siero e valu-tare l’effetto della TCDD sugli ormoni riproduttivi esulla qualità spermatica, a distanza di 22 anni dall’in-cidente. Gli uomini, in base alla loro età al momentodell’esposizione, sono stati suddivisi in tre classi: pre-puberale (1-9 anni), puberale (10-17) e adulta (18-26).Inoltre sono stati considerati 184 maschi in salutecome gruppo di controllo. Nel gruppo prepuberale, l’e-sposizione ha causato una riduzione della motilità edella concentrazione spermatica, mentre un effettoopposto è stato riscontrato con l’esposizione durantela pubertà. In entrambe le classi, l’esposizione ha evi-denziato una riduzione di estradiolo e un incremento



di FSH. Questi effetti erano permanenti e sono statiosservati a concentrazioni di TCDD <65 ppt. Questorappresenta un valore medio della concentrazione, ri-ferito al mondo industrializzato tra il 1970 e il 1980 epuò essere responsabile almeno in parte del decre-mento della qualità spermatica, in particolare nei sog-getti giovani.

Ulteriori ricerche hanno dimostrato che la TCDDpuò essere responsabile della soppressione del cicloriproduttivo femminile (che include la diminuzione delnumero e delle dimensioni del corpo luteo), della con-centrazione del progesterone nel plasma e dell’aberra-zione delle cellule dello stroma ovarico (Johnson et al.1976). La TCDD e altri congeneri rappresentano unesempio di sostanze chimiche in grado di esercitareun’azione biologica e una potenziale tossicità recet-tore-mediata. Gli effetti della TCDD possono variare indipendenza di alcuni fattori, in particolare degli ormonisessuali femminili (Poland e Knutson, 1982; Whitlock etal. 1993).

Enan et al. (1996) hanno dimostrato una diminu-zione della produzione di progesterone in cellule dellagranulosa luteinizzata dopo 24 ore di esposizione aTCDD a una concentrazione pari a 10nM. In uno studiodi Moran et al. (1997), la TCDD era in grado di ridurrela produzione di estradiolo da parte di cellule della gra-nulosa luteinizzata senza alcun effetto sulla produzionedi progesterone.

7.2. Endometriosi

L’endometriosi è una malattia a forte componenteormonale e una delle prime associazioni con fattori in-quinanti è stata quella con le diossine.

STUDI SUGLI ANIMALI

La connessione fra diossine e endometriosi è statariportata per la prima volta da una pubblicazione scien-tifica nella quale Rier et al. (1993) riportarono chescimmie Rhesus esposte quotidianamente a diossineper quattro anni sviluppavano endometriosi, con unafrequenza e una gravità proporzionali alla dose sommi-nistrata.

L’endometriosi costituisce uno degli effetti più evi-denti dell’esposizione osservati in esperimenti condottisu animali ed è stata quindi utilizzata per il calcolo delTolerably Daily Intake (TDI) (van Leeuwen et al. 2000).

STUDI SULL’UOMO

I risultati degli studi su animali stimolarono i ricer-catori a verificare l’esistenza di un aumento della fre-quenza di endometriosi in donne esposte a TCDD nel-l’incidente di Seveso del 1976. I risultati di questo studio

sono stati pubblicati nel 2002 e contrariamente alleaspettative non evidenziarono alcun aumento nella dif-fusione della malattia, anche se gli autori segnalarononel latte di queste donne tracce di diossine a distanzadi 20 anni (De Acetis et al. 2008).

Lo studio sul caso di Seveso è stato condotto su unacoorte nella quale sono stati identificati 19 casi di en-dometriosi in 601 donne nell’arco di 20 anni dall’inci-dente. Il rischio relativo multivariato per donne che pre-sentavano livelli sierici di TCDD >100 ppt è risultatodoppio rispetto alla categoria di donne con livelli siericidi TCDD <20 ppt. Tuttavia, tale rischio di endometriosinon era statisticamente significativo e non è stata di-mostrata una relazione dose-dipendente. Probabil-mente si è determinata una sottostima del rischio rela-tivo in quanto non tutte le donne si erano sottoposte alaparoscopia (Eskenazi et al, 2002).

Diversi studi caso-controllo sono stati condotti inpopolazioni non soggette ad esposizione accidentale ooccupazionale. Uno studio Israeliano (Mayani et al.1997) ha riportato che la TCDD è stata rilevata nel sieronel 18% di donne con endometriosi, rispetto al 3% ri-scontrata in donne sane. In uno studio belga che inclu-deva 42 casi di endometriosi infertile e 27 casi di con-trollo con infertilità meccanica (Pauwels et al. 2001),non sono emerse evidenze statisticamente significativenei livelli ematici di diossine totali determinati medianteil metodo CALUX (espressione del gene luciferasi atti-vata chimicamente). Quando la popolazione è stataanalizzata utilizzando un cut-off di 100 pg/g grasso didiossine totali, il rapporto tra endometriosi ed esposi-zione a diossine era più elevato ma non statisticamentesignificativo. In uno studio caso-controllo riferito a unacasistica limitata (23 casi e 17 controlli) effettuato inBelgio e in Italia, non sono risultate differenze significa-tive nei livelli di diossine totali tra i casi e i controlli diendometriosi (De Felip et al. 2004b). Al momento non èchiarito se l’esposizione ai livelli di diossina caratteristicidella popolazione generale aumenti il rischio di endo-metriosi.

Sono in corso numerosi studi, in cui si cerca di met-tere in correlazione l’insorgenza della malattia con l’e-sposizione a prodotti chimici e con lo stile di vita, ma fi-nora i dati ottenuti sono contrastanti. In effetti è piut-tosto difficile stabilire correlazioni di questo tipo inquanto le variabili sono numerose. Tra queste le princi-pali sono la dose di sostanza a cui le donne sono stateesposte, l’interazione di queste con altre (il cosiddettoeffetto cocktail), il profilo genetico individuale, il mo-mento della vita in cui è avvenuta l’esposizione. Si sot-tolinea comunque che l’OMS nel 1998 e poi lo ScientificCommittee on Food dell’Unione Europea nel 2000hanno incluso l’endometrio tra gli obiettivi maggior-mente sensibili all’azione di numerosi inquinanti am-bientali (De Acetis et al. 2008).




7.3. Funzioni tiroidee

STUDI SU ANIMALI

Negli esperimenti su animali, l’esposizione alle dios-sine o ai metaboliti idrossilati è in grado di influenzare ilsistema ipotalamo-pituitario-tiroideo con diversi mecca-nismi (Porterfield et al. 2000), sebbene taluni effetti spe-cifici dipendano dalla specie (Henry et al. 1987). In rattiesposti a TCDD è stato dimostrato che la tiroxina sierica(T4) decresce e la secrezione dell’ormone dalla ghian-dola pituitaria che stimola la tiroide (TSH) aumenta. L’e-sposizione alla TCDD induce la sintesi dell’enzima T4-uridinadifosfoglucoronil-trasferasi-1 (UDPGT-1) nel fe-gato con un meccanismo recettore-mediato e aumen-tando quindi la glucoronidazone epatica e l’escrezionebiliare della T4 (Bastomsky et al. 1977; Schuur et al.1997).

È stato anche dimostrato che le forme idrossilatedelle diossine presentano una maggiore affinità della T4per la transtiretina (prealbulmina che lega la tiroxina), ilcarrier proteico della T4 nel plasma dei roditori, che puòportare all’inibizione del trasporto della T4 al cervello(Lans et al. 1994).

STUDI SULL’UOMO

Nell’uomo le associazioni tra esposizione ai compostidiossina-correlati e le funzioni tiroidee sono risultate in-consistenti sia per i soggetti adulti sia nel bambino, seb-bene i livelli ematici di T4, T4 libero e TSH risultino nel-l’ambito dei valori di riferimento anche in soggetti esposti.Ott et al. (1994) riportano che la T4 nel siero e i livellidella globulina che lega la tiroxina (TBG) aumentano si-gnificativamente con l’incremento della concentrazioneematica della TCDD. Lo studio si riferisce a 138 soggettidi una coorte tedesca esposti professionalmente a dosielevate di TCDD. Pavuk et al. (2003) non hanno rilevatodifferenze nei livelli sierici di T4 o T3 in reduci di guerraamericani fortemente esposti a TCDD (valore medio nelsiero TEQ = 45,7 pg/g grasso) e in un gruppo di controllo,sebbene i livelli sierici di TSH sono risultati significativa-mente più elevati nel gruppo esposto. In uno studio te-desco condotto in donne gravide senza alcuna esposi-zione accidentale od occupazionale a TCDD, i livelli sie-rici di T4 e T3 diminuivano significativamente all’aumen-tare dei livelli di diossina nel latte materno (Koopman-Es-seboom et al. 1994). Sono stati condotti due studi in neo-nati e in bambini; il primo in Olanda (a 2 settimane di età)(Koopman Esseboom et al. 1994) e l’altro in Giappone (a1 anno di età) (Nagayama et al. 1996). È stato rilevato chei livelli sierici di T4 diminuivano all’aumentare dei livelli diTEQ nel latte materno. In un ulteriore studio tedesco, i li-velli totali di T4, il rapporto T4/TBG e il TSH tra i bambini(età 11 settimane) con elevati TEQs di PCDD risultavano

invece aumentati (Pluim et al. 1993). In uno studio Giap-ponese non è stata evidenziata alcuna differenza nei li-velli sierici di T3, T4, T4 libero e TSH in bambini allattati alseno e con latte artificiale a un anno di età (Matsuura etal. 2001). Sebbene il decremento del T4 e l’aumento deilivelli del TSH nel sangue dei bambini riportato da Koop-mann-Esseboom et al. (1994) sono risultati in accordocon dati ottenuti in studi sperimentali sul ratto (Ba-stomsky et al. 1977, Van Birgelen et al. 1995), la spiega-zione della differenza rilevata negli studi citati non è statachiarita.

8. Studi molecolari

La caratterizzazione dell’espressione genica ha ilvantaggio di indagare l’ampia variabilità interindividualedella risposta all’esposizione a xenobiotici. La dimostra-zione di un’associazione tra esposizione ed uno speci-fico profilo di espressione genica può idealmente aprirela strada per lo sviluppo di marcatori correlati al rischioindividuale nel lavoratore e nella popolazione generale.

Uno degli approcci della ricerca scientifica in questocampo tende oggi a utilizzare precise conoscenze dellecomponenti molecolari coinvolte nel meccanismo diazione di un determinato agente occupazionale. Peresempio, nei soggetti esposti a 2,3,7,8-TCDD in seguitoall’incidente di Seveso, sono stati condotti studi di epi-demiologia molecolare per valutare l’attivazione deigeni del sistema dell’Aryl hydrocarbon Receptor (AhR)(Baccarelli et al. 2004; Landi et al. 2003). Il legame dellaTCDD al recettore Ah è infatti necessario per la com-parsa degli effetti tossici indotti dalla sostanza.

Il recettore per gli idrocarburi arilici (AhR), identifi-cato nel 1976, è una proteina solubile intracellulare,espressa in numerosi tessuti dei mammiferi, in grado dilegarsi a numerose sostanze aromatiche, alogenate enon, tra cui il composto 2,3,7,8-tetraclorodibenzo-p-dios-sina (TCDD). Gli atomi di cloro nelle quattro posizioni la-terali, caratteristici della TCDD, conferiscono alla mole-cola la massima affinità con il recettore e, di conse-guenza, la massima tossicità. L’affinità diminuisce al di-minuire dei sostituenti Cl laterali e all’aumentare del nu-mero totale dei sostituenti Cl. Il recettore Ah possiedecaratteristiche biochimiche affini ai recettori per gli or-moni steroidei, anche se per ora non è stata individuatauna molecola endogena specifica che vi corrisponda: lasua struttura è comunque molto simile a quella dei re-cettori per i glucocorticoidi. Allo stato libero è reperibilesia nel citosol sia nel nucleo, apparentemente in condi-zioni di equilibrio (Denison et al. 1986), complessato conalmeno tre proteine addizionali (Perdew et al. 1992). Ladiossina, che si trova nei tessuti allo stato libero,diffonde liberamente all’interno delle cellule (fig. 2), doveincontra il recettore Ah.



Il complesso TCDD/AhR subisce una serie di tra-sformazioni non ancora ben chiarite che comportano ilrilascio di hsp90 (“heat shock protein” da 90 kDa) e dialtre proteine. Il complesso TCDD/AhR, attraversoqueste trasformazioni acquista la capacità di legarsi auna proteina nucleare, chiamata ARNT (Ah ReceptorNuclear Translocator) (Dolwick et al. 1993, Hoffman etal. 1991). Il complesso che si viene a formare possiedeun’elevata affinità per alcune sequenze di DNA, DioxinResponsive Elements (DRE), situate nelle adiacenze deigeni CYP1A1 e CYP1B1 che regolano la sintesi dei ci-tocromi microsomali P-4501A1 e P-4501B1 (sistemigenici inducibili deputati alla biotrasformazione e all’e-liminazione dei componenti tossici ambientali) e l’atti-vità della correlata monossigenasi Aryl HydrocarbonHydroxylase (AHH) (Whitlock et al. 1990).

La dimostrazione di una up-regulation di alcune pro-teine e mRNA evidenzia come la TCDD moduli, spessoin forma indiretta, l’espressione di una grande varietà digeni (oltre ai geni CYP1A1 e CYP1B1). Dall’analisi dellesequenze dei promotori disponibili, sono stati identifi-cati degli elementi responsivi alle diossine (DRE) nelleregioni promotrici di tutti quei geni che si supponevanoregolati dall’azione del recettore Ah e quindi indotti dallegame con le diossine (Zhi-Wei et al. 1999).

A seconda del gene attivato, l’azione del complessoTCDD-AhR può avere effetti sui meccanismi di diffe-renziazione e divisione cellulare, sulle interazioni con ifattori di crescita e sul metabolismo di alcuni ormoni(es. aumento della deplezione epatica dell’ormone ti-roideo T4 attraverso l’induzione dell’enzima UGT (UDP-glucuronosiltransferasi)).

Esempi dell’azione tossica modulata dal complessoAhR-TCDD si rinvengono in studi su animali esposticronicamente a dosi subletali di TCDD in cui è possibilenotare una marcata porfiria: le cause sembrano risie-dere in due diversi tipi di meccanismi indotti dalla dios-sina negli epatociti. Il primo è rappresentato da un au-mento dell’attività dell’acido aminolevulinico (ALA) sin-tetasi (Goldstein et al. 1976); il secondo consiste nelladiminuzione dell’attività della porfinogeno-decarbossi-lasi (Poland e Glover, 1973).

La TCDD appare coinvolta anche nel meccanismodi accumulo della vitamina A: molti degli effetti riscon-trati negli animali in seguito all’esposizione a diossinasono sovrapponibili a quelli tipici conseguenti ad unacarenza di vitamina A nella dieta (ritardo nell’accresci-mento, cheratosi, lesioni epiteliali, immunosoppres-sione, ipofertilità e problemi teratologici) (Thunberg etal. 1980). In particolare, appaiono interessanti gli effettisui tessuti epiteliali riguardanti il processo di cherati-nizzazione. La vitamina A riveste un ruolo essenzialenei processi di differenziazione cellulare: una carenzapuò indurre la trasformazione di un epitelio ghiando-lare in squamoso cheratinizzato, mentre il processo in-verso può essere determinato da un eccesso di vita-mina (Wolf et al. 1980). A livello molecolare, il mecca-nismo d’azione della vitamina A, nei tessuti epiteliali,consiste nel modulare la sintesi della cheratina, attra-verso il controllo del corrispondente mRNA (Fuchs eGreen, 1981). La TCDD è in grado di causare una fortedeplezione della riserva epatica di vitamina A, provo-candone la rapida escrezione nelle feci e nelle urine.Ciò sembra accadere soprattutto a causa delle conse-

Figura 2. Meccanismo d’azione della TCDD. Fonte: modificata da Zacharewski et al. 1995



guenze degli effetti tossici della diossina sull’epatocita,unitamente a un effetto di interferenza sul mecca-nismo di accumulo della vitamina (Olson e Gunning,1983).

Infine, la prolungata espressione del CYP1A1 in-dotta dal complesso TCDD-AhR può aumentare il ri-schio di lesioni del DNA, a causa di un aumento dellaproduzione di metaboliti genotossici e di specie reat-tive dell’ossigeno (Kurachi et al. 2002). In alcuni studi, ipolimorfismi del gene CYP1A1 e l’entità dell’induzionedell’espressione genica di CYP1A1 da parte dei vari li-gandi del recettore Ah in linfociti umani mitogeno-at-tivi sono stati correlati con un aumento del rischio dicancro al polmone (Kiyohara et al. 1998), ma non inaltri (Houlston, 2000). Allo stesso modo CYP1B1 puòessere coinvolto nel meccanismo della cancerogenesiattraverso il metabolismo del 17b-estradiolo e la bioat-tivazione di idrocarburi policiclici aromatici e arilam-mine (Hayes et al. 1996; Watanabe et al. 2000). I livellidi mRNA di CYP1A1 (Vanden Heuvel et al. 1993) e diCYP1B1 (Spencer et al. 1999) misurati nella RT-PCRquantitativa in linfociti periferici, sono stati proposticome biomarcatori della dose effettiva biologica diTCDD nell’uomo.

L’insieme di tutte queste azioni indotte dal com-plesso TCDD-AhR porta al manifestarsi di conse-guenze assai diverse a seconda della specie animale,della razza, del sesso e dell’età del soggetto coinvolto,del tipo di cellula esposta all’azione del tossico, dellaconcentrazione dell’inquinante, delle modalità di espo-sizione e dei tipi cellulari maggiormente coinvolti,nonché dalla variabilità biologica della risposta meta-bolica individuale. Tuttavia, il complesso AhR-TCDD as-sume il significato di elemento necessario ma non suf-ficiente per spiegare tutti gli effetti tossici delle dios-sine: infatti, spesso, la disponibilità del recettore e laconseguente formazione del complesso non determi-nano di per sé tossicità. Elementi che modulano la ri-sposta in animali e tessuti diversi sono rappresentatidal polimorfismo dei siti cromatinici per il complessoAhR-TCDD e dall’affinità dose-dipendente di tali siti(Greig et al. 1984).

Uno studio riguardante il monitoraggio dei livelli tra-scrizionali di AhR in correlazione con i livelli di TCDDplasmatica (Pollenz et al. 2002) indica un fenomeno didown-regulation di AhR in seguito al legame recettorialedella TCDD, analogamente a quel che si verifica in moltialtri sistemi recettoriali. Questi risultati insieme a ulte-riori studi permetteranno di definire la durata e l’ordinedi grandezza delle risposte molecolari indotte da TCDDnell’uomo, utili a predirne gli effetti attraverso modelli diinterpolazione della relazione dose-risposta (Steenlandet al. 2004).

Le classi di ligandi di AhR più studiate sono quelledegli idrocarburi aromatici alogenati (HAH, policloro di-

benzo-p-diossine, dibenzofurani e bifenili nonché rela-tivi derivati) e degli idrocarburi aromatici policiclici(PAH, benzopirene, 3-metilcolantrene, benzoflavonoidi,rutacarpina, alcaloidi, amine aromatiche e relativi deri-vati). Probabilmente la maggiore esposizione del recet-tore Ah ai ligandi si ha mediante la dieta. In effetti lamaggior parte dei ligandi “naturali” identificati finorasono ricollegabili all’alimentazione. Tra questi compostiritroviamo i flavonoidi, i carotenoidi e i fenoli, che pos-sono attivare il pathway di AhR, anche se la maggiorparte di essi presenta solo una debole attività. È stata ri-portata la presenza di ligandi per questo recettore in di-versi tipi di vegetali, frutti, erbe e anche nel thè. Risultainteressante che diversi tipi di indoli alimentari (inclusol’indolo-3 carbinolo e il triptofano) possono essere con-vertiti, all’interno del tratto digerente dei mammiferi, incomposti molto più potenti nell’attivazione della via disegnale di AhR. Gli studi nel campo dei ligandi di AhRsono tuttora in corso. La determinazione della strutturatridimensionale di AhR e del suo dominio funzionale,nonché l’identificazione di nuovi ligandi esogeni ed endogeni, rappresentano delle aree di ricerca per il fu-turo (Tognon, 2006).

9. Polimorfismi

I polimorfismi dei recettori nucleari non sono co-muni come i polimorfismi dei geni che codificano per glienzimi in grado di metabolizzare gli xenobiotici. Tuttavia,i polimorfismi del recettore possono modificare drasti-camente le azioni di particolari xenobiotici sull’espres-sione genica, la successiva tossicità in animali da labo-ratorio e probabilmente anche negli esseri umani (Okeyet al. 2005).

POLIMORFISMI DI AHR NEL TOPO

I polimorfismi del gene per il recettore Ah nel toposono stati riesaminati di recente (Harper et al. 2002). Ilpolimorfismo più significativo da un punto di vista fun-zionale si trova sul codone 375 nel dominio che inte-ressa il ligando. Topi C57BL/6 portano l’allele AhRb1che codifica per l’alanina al codone 375 nella proteinaAhR, conferendole un’affinità per la TCDD di circa 10volte superiore (Okey et al. 1989) rispetto a quella ditopi DBA/2 che portano l’allele AhRd codificante per lavalina in posizione 375. Il cambiamento di affinità di le-game in topi DBA/2 produceva una diminuzione pro-porzionale di sensibilità a numerose risposte biochi-miche e tossiche mediate dal recettore Ah. Molti altri sitidel gene AhR del topo Mus musculus mostravano poli-morfismi di singoli nucleotidi (Thomas et al. 2002), manessuno di questi è stato associato con una modificadella funzione del recettore.



POLIMORFISMI DI AHR NEL RATTO DELLA RAZZA HAN/WISTAR (KUOPIO) DIOSSINA-RESISTENTE

Studi di genetica nei ratti hanno stabilito che il locusAhR comprende i principali fattori genetici che determi-nano la sensibilità o la resistenza alla mortalità dopoesposizione a diossina (Tuomisto et al. 1999). Un se-condo gene, ancora non ben studiato, è il Gene B checontribuisce alla suscettibilità alla diossina. Il carattereautosomico dominante che viene ereditato nel modellodi topo è la suscettibilità a TCDD, mentre nel modello diratto è la resistenza (Pohjanvirta e Tuomisto 1994; Tuo-misto et al. 1999). Nei topi, il legame TCDD-AhR generarisposte a valle che sono fenotipicamente variabili inbase alla differente affinità delle varianti di AhR allaTCDD. In contrasto con il modello di topo, nei ratti LongEvans (LE) e Han/Wistar (H/W) i recettori Ah non diffe-riscono per la loro affinità per la TCDD, né vi è alcunasignificativa differenza tra i ceppi nella loro capacità dieterodimerizzare con ARNT e impegnare gli elementiresponsivi dell’AhR (AhRE) (Pohjanvirta et al. 1999).

Nel ceppo di ratto Han/Wistar (H/W) un polimor-fismo determina una soppressione di 38 o 43 aminoa-cidi del dominio di transattivazione di AhR. Questa sop-pressione è associata a una resistenza alla mortalità daTCDD 1000 volte maggiore rispetto al wild-type. Nelpool genico convenzionale di AhR nei ratti H/W, i varipolimorfismi (ad esempio nei geni CYP1A1, il CYP1A2,CYP1B1, ALDH3A1, NQO1 e UGT1A1) rispondono allaTCDD nonostante l’ampia delezione. Quest’ultima puòcomunque modificare selettivamente la capacità del re-cettore di sopprimere geni specifici che sono fonda-mentali per la tossicità della diossina.

POLIMORFISMI UMANI AHR

I modelli genetici del topo e del ratto, in precedenzarichiamati, sono entrambi caratterizzati da polimorfismidi AhR che esercitano un forte effetto sulla risposta bio-chimica a sostanze diossina-simili. Sarebbe utile verifi-care se anche nell’uomo sono presenti variazioni gene-tiche nel locus AhR. Laboratori in Giappone, Nord Ame-rica ed Europa hanno evidenziato alcuni polimorfismidel gene del recettore Ah umano. Quelli finora scopertisono concentrati nel dominio di transattivazione a livellodei codoni 517, 554 e 570 (Harper et al. 2002). È notoche per l’uomo l’affinità tra la TCDD e il recettore Ahmostra un ampio range di variazioni interindividuali, manon sono stati identificati dei polimorfismi eventual-mente coinvolti (Harper et al. 2002; Nebert et al. 2004).Anche se l’uomo sembra resistente agli effetti avversidei PCB diossina-simili (Sweeney e Mocarelli, 2000)questa resistenza può essere in parte riferita all’affinitàrelativamente bassa con la quale il recettore Ah umanosi lega alla TCDD rispetto a quanto si verifica invece

nella maggior parte delle specie da laboratorio sensibili(Harper et al. 2002). In sintesi, i polimorfismi del geneAhR umano sono da ritenere infrequenti e le variazionigeniche con ogni probabilità non esercitano una forteinfluenza sulla funzione dei recettori. L’apparente con-servazione della struttura dell’AhR umano suggerisceche il recettore può essere responsabile di ruoli essen-ziali fisiologici e dello sviluppo e fa supporre che non cisiano sistemi di back-up di regolazione compensatoriper quelle funzioni nelle quali l’AhR potrebbe essere di-fettoso.

10. Studi di espressione genica

Le componenti molecolari coinvolte nell’attivazionedel recettore Ah per mediare gli effetti tossici dellaTCDD sono simili negli animali e nell’uomo. AhR è unrecettore nucleare che, in presenza di TCDD, forma uneterodimero attivo e in presenza del cofattore ARNR in-duce la trascrizione di enzimi, quali il citocromo P4501A1 (CYP1A1) e P450 1B1 (CYP1B1), coinvolti nel me-tabolismo di xenobiotici. L’espressione prolungata diquesti enzimi può provocare un aumento di lesioni delDNA a causa della generazione di metaboliti genotos-sici e di radicali reattivi dell’ossigeno. Gli effetti dell’e-sposizione a diossine sul sistema AhR non sono maistati studiati nell’uomo in vivo.

Negli studi di espressione genica dipendente dallaTCDD, particolarmente studiata è l’induzione delCYP1A1 e del CYP1A2. In cellule umane e animali, la ri-sposta è mediata dal recettore Ah; sembra che l’attiva-zione TCDD-mediata dei geni CYP1A1 e CYP1A2 pro-vochi un’induzione della cancerogenesi, anche se ilruolo non è ancora chiarito. La modulazione dell’e-spressione genica e gli effetti biochimici indotti dallaTCDD e documentati nei tessuti e/o nelle cellule dei ro-ditori sono stati osservati anche in cellule e tessutiumani.

È stato condotto uno studio molecolare per verifi-care lo stato di attivazione del sistema AhR su un cam-pione rappresentativo di soggetti della popolazioneesposta a TCDD in seguito all’incidente di Seveso e diuna popolazione di controllo non esposta (Baccarelli etal. 2004). I casi oggetto di studio sono stati reclutati trail dicembre 1992 e il marzo 1994. I livelli di mRNA deigeni AhR, ARNT, CYP1A1 e CYP1B1 (misurati tramiteRT-PCR quantitativa) e dell’attività EROD CYP1A1-di-pendente sono stati misurati in linfociti periferici (Landiet al. 1997, 2003). Circa 20 anni dopo l’incidente di Se-veso nei soggetti esposti si è osservata una diminuzionedella trascrizione di AhR in relazione alla concentra-zione plasmatica di TCDD. Questi dati suggerirono lapresenza di un fenomeno di down-regulation di AhR,comparabile con quello osservabile in molti altri sistemi



recettoriali. È stato quindi possibile dimostrare che imeccanismi di regolazione indotti dalla TCDD nel si-stema AhR osservati in vitro si verificano anche nei sog-getti esposti e possono essere utili per estrapolare al-l’uomo gli effetti che ne conseguono.

Un recente studio (Boutros et al. 2008) ha utilizzato latecnologia microarray nell’analisi di espressione dimRNA, per valutare la risposta trascrizionale alla TCDDin maschi adulti di topi C57BL/6 e ratti L-E. È stata valu-tata l’espressione dopo 19 ore di esposizione alla TCDD.La dose è stata stabilita in modo da indurre la prevalenzadei principali effetti noti di tossicità della TCDD. L’esposi-zione di mammiferi alle diossine porta a un ampio spettrodi effetti avversi inclusi diversi gradi di epatotossicità. Di-versi studi hanno dimostrato che le diossine alterano am-piamente i livelli epatici di mRNA. Sorprendentemente,però, l’analisi di una porzione limitata del trascrittoma ri-vela che le risposte ottenute da ratto e topo divergononotevolmente (Boverhof et al. 2006). Precedenti lavori,utilizzando cDNA microarray contenente 3087 geni orto-loghi, riscontrarono che, mentre centinaia di geni rispon-devano alla TCDD, un piccolo nucleo (10-20%) era co-mune a entrambe le specie.

I geni specifici del ratto e quelli del topo sono sud-divisi in determinati gruppi funzionali che sono respon-sabili di effetti istopatologici a livello epatico. Mentrenon è stata riscontrata nessuna variazione nel numerodelle copie, è stata identificata un’ampia variabilità in-terspecifica nel sistema di regolazione trascrizionale. Lostudio dei geni Nr2f1 e Fos (che codificano per dei fat-tori di trascrizione nucleari) permetterebbe di interpre-tare le risposte specie-specifiche e specie-indipendenti.Tali osservazioni suggeriscono che soltanto un piccologruppo di geni è responsabile della mediazione dellastessa epatotossicità alle diossine in ratti e topi, ma ipathway che non si sovrappongono si traducono in di-versi effetti osservati a livello istopatologico. L’estremadivergenza nelle risposte di trascrittomica tra topo eratto sembra quindi riflettere le divergenze trascrizionalinei meccanismi di regolazione. Si è quindi portati a ri-tenere che sia i modelli di ratto sia i modelli di topo po-trebbero essere utilizzati per valutare gli effetti epato-tossici acuti di farmaci e composti tossici.

È stato studiato il profilo di espressione genica in-dotto da sostanze quali le diossine in cellule Caco-2 uti-lizzando l’analisi di microarray. Più di 20 geni venivanoup o down-regolati da parte della TCDD. I risultati, con-fermati dalla Real Time Polimerase Chain Reaction (RT-PCR) hanno evidenziato che molti geni coinvolti neglieffetti tossici erano correlati all’azione delle diossine.

I geni maggiormente studiati, nell’esposizione adiossine, sono risultati quelli coinvolti nelle fasi I e II dibiotrasformazione, quali il citocromo P450s 1A1, 1A2,1B1, e l’UDP-glucuronil transferasi 1A6 (UDPGT 1A6)(Hankinson et al. 1995; Nebert et al. 2000).

Gli enzimi di biotrasformazione giocano un ruolo im-portante di detossificazione dei composti xenobiotici,anche se alcuni causano effetti negativi per la saluteproducendo metaboliti tossici come gli elettrofili geno-tossici e i radicali dell’ossigeno (Agundez et al. 2004).

In quest’ultimo studio condotto mediante microarrayè emerso che i geni CYP1A1, CYP1B1 e UDPGT 1A6erano up-regolati da tutti gli agonisti AhR. Anche altrigeni, come quelli correlati al pathway di signalling, ai fat-tori di trascrizione, al differenziamento, all’apoptosi, allosviluppo cellulare, al cancro e alle metastasi, sono re-golati in modo differente dalla TCDD (Hankinson et al.1995; Nebert et al. 2000; Puga et al. 2000; Frueh et al.2001). Dieci dei 23 geni coinvolti nella risposta alle dios-sine nello studio in precedenza citato sembrano in parteresponsabili della proliferazione cellulare e sono modu-lati dalla TCDD in modo tale da stimolare la formazionedi tumori.

11. microRNA

Recenti analisi di trascrittomica hanno posto in evi-denza che i composti diossina-simili, o anche lo stessolocus AhR, possono down-regolare i livelli dell’mRNAcodificato da numerosi geni. Il meccanismo responsa-bile di tale down-regulation non è ancora stato identifi-cato. Si ipotizza che i microRNA (miRNA), che sono po-tenti regolatori dei livelli di mRNA in diversi sistemi, po-trebbero essere responsabili della mRNA down-regula-tion nel pathway diossina-AhR. Sono stati misurati i li-velli di miRNA nei topi AhR-null (AhR-/-) rispetto aquelli wildtype (WT) (AhR+/+), in ratti diossina-sensibiliLong Evans (LE) rispetto a ratti diossina-resistenteHan/Wistar (H/W) e nelle cellule 5L HEPA-1 di epatomadi topo in coltura. Il trattamento con la TCDD in vivo de-termina alcune alterazioni dei profili di miRNA nel fe-gato di topo o di ratto, anche se di modesta entità.Anche cellule di epatoma in coltura esposte a TCDDmostravano taluni cambiamenti nei livelli di miRNA. Ilgenotipo AhR sembrava non influenzare né l’espres-sione costitutiva né, in risposta alla TCDD, i livelli epa-tici dei miRNA. Un numero limitato di miRNA differivanel livello di espressione nei topi AhR-null rispetto aitopi AhR-WT e tra i ratti LE rispetto ai ratti H/W. Apparequindi improbabile che la down-regulation dell’mRNAda diossina sia mediata dai miRNA, o che i miRNA svol-gano un ruolo significativo nella tossicità della diossinaa livello epatico (roditore adulto) (Ivy et al. 2007).

In uno studio di MacAulay et al. è stata valutata lapossibilità che le diossine possano alterare l’espres-sione di miRNA in tessuti in via di sviluppo. I miRNA re-golano diversi processi di sviluppo e signalling e laTCDD altera l’espressione dell’mRNA di geni coinvoltinei pathway del signalling-WNT (un’ampia famiglia di



glicoproteine implicate in vari processi di sviluppo, in-clusi l’induzione embrionica, l’induzione specifica deldestino cellulare e la determinazione della polarità cel-lulare) (Widelitz et al. 2005; Merkel et al. 2007).

In particolare, l’obiettivo era di determinare se l’e-sposizione a TCDD poteva alterare l’espressione deimiRNA che avevano come target: (1) i geni coinvolti nelsignalling-WNT e (2) i geni AhR-reattivi. È stato ipotiz-zato che l’esposizione a TCDD durante lo sviluppo sia ingrado di modificare l’espressione di miRNA di questigeni bersaglio. I risultati ottenuti hanno permesso diipotizzare che la TCDD altera l’espressione di miRNA indiversi organi in via di sviluppo (modo tessuto-speci-fico) e che tali molecole sono le prime a essere coin-volte nella risposta tossica. I target dei miRNA la cuiespressione cambia in relazione alla TCDD compren-dono geni che sono parte dello sviluppo dei pathway delsignalling-WNT. Un recente studio di Martello et al. 2007,ha ipotizzato un rapporto tra la maturazione dei miRNAe il segnale WNT, suggerendo che la β-catenina con-trolli negativamente l’espressione di mir-15. È possibileche la soppressione indotta dalla TCDD del signalling-WNT (β-catenina mediata) possa indurre l’up-regulationdei miRNA osservata. Il signalling-WNT è fortemente re-golato durante lo sviluppo e una sua perturbazione, inseguito all’espressione alterata dei miRNA, potrebbe in-durre una serie di anomalie.

Non è stato osservato un cambiamento di espres-sione di mRNA che corrisponda ai cambiamenti osser-vati nei miRNA coinvolti nell’espressione genica delpathway WNT. Questo risultato non è del tutto sorpren-dente, dal momento che diversi miRNA possono rego-lare l’espressione di un unico mRNA, e diversi mRNApossono essere regolati da un determinato miRNA. Èpossibile che altri miRNA, non considerati in tale lavoro,regolino ulteriori geni di interesse. Si ritiene che laTCDD induca alterazioni dei miRNA non solo di quellicoinvolti nel pathway WNT. Ulteriori indagini sono ne-cessarie per determinare i miRNA coinvolti e i corri-spondenti geni bersaglio perturbati in seguito all’espo-sizione a TCDD durante lo sviluppo.

12. Biomarcatori

La maggior parte delle diossine resiste alla biode-gradazione e, grazie alla sua lipofilicità, si accumula alivello del tessuto adiposo. La concentrazione tissutaledi questi composti è un marcatore biologico attendibiledell’esposizione ambientale e la misura dei livelli diTCDD nel grasso corporeo nella porzione grassa dellatte materno o del sangue è un indicatore utile delgrado di esposizione. Oltre alla misura diretta dellaconcentrazione di diossina in determinati tessuti, ulte-riori biomarcatori proposti per lo studio dell’esposi-

zione ambientale sono i seguenti biomarcatori di ef-fetto:– una diminuzione nel numero di spermatozoi, come

indice dell’effetto sulla fertilità maschile;– i livelli cerebrali di T4 e di dopamina (ridotti dopo

esposizione perinatale);– un’aumentata espressione del fattore di necrosi tu-

morale (TNF) e di numerose citochine, a sostegnodell’ipotesi che ritiene probabile l’attivazione di unarisposta infiammatoria;

– modifiche nel rapporto tra classi di linfociti (come ilrapporto tra linfociti T CD4+/CD8+) così come unadiminuzione dei protimociti nel midollo osseo.Questi e altri marcatori possono essere usati quindi

in studi futuri al fine di chiarire meglio quali siano gli ef-fetti di tali composti. Una volta validati, i biomarcatoripotranno essere utili per studi epidemiologici.

Uno studio finlandese ha evidenziato che una so-vraesposizione a diossine e furani, in bambini, è ingrado di determinare difetti di demineralizzazione neidenti, al punto che tali riscontri odontoiatrici sono statiproposti come biomarcatori di un accumulo eccessivodi diossine e furani (Alaluusua et al. 1999).

I livelli di mRNA sia di CYP1A1 (Vanden Heuvel et al.1993) sia di CYP1B1 (Spencer et al. 1999) misurati at-traverso la RT-PCR quantitativa in linfociti perifericisono stati proposti come biomarker della dose accumu-lata di TCDD nell’uomo.

13. Metodi di analisi

Le caratteristiche dei metodi attualmente utilizzatiper la determinazione di PCDD e PCDF derivano da di-versi fattori, relativi alle loro proprietà chimico-fisiche etossicologiche. L’elevata tossicità della 2,3,7,8-TCDD,così come la sua natura idrofobica e la capacità dibioaccumularsi, richiede d’altronde limiti di rilevabilitàmolto bassi.

Per anni, una delle esigenze primarie è stata la pos-sibilità di separare definitivamente la 2,3,7,8-TCDD daaltri congeneri di diossine e furani e PCB diossina-si-mili, così come da numerosi composti potenzialmenteinterferenti. A tale scopo, sono state sviluppate variecolonne per gascromatografia capaci di separare sia ilcongenere più tossico da altri isomeri presenti negliestratti, sia i congeneri per classi di clorurazione.

Risulta inoltre necessario disporre di metodi chepossano garantire un’elevata affidabilità delle misureper utilizzarli in vertenze di tipo legale. In questo senso,la diluizione isotopica e più recentemente la disponibi-lità di standard di elevata qualità e di materiali di riferi-mento certificati hanno contribuito a migliorare in modosostanziale l’accuratezza e la precisione dei metodi dianalisi.



Da oltre 30 anni, la gascromatografia abbinata allaspetrometria di massa (GC-MS) è la tecnica di elezioneper la determinazione delle PCDD e dei PCDF. Per lesue caratteristiche, è in grado di identificare un com-posto combinando informazioni come il tempo di riten-zione e gli ioni specifici. Tuttavia, proprio per la citatanecessità di raggiungere limiti di rilevabilità bassissimi,l’utilizzo di una tecnica con prestazioni così elevate nonsarebbe sufficiente se parallelamente non fossero statesviluppate procedure in grado di estrarre gli analiti dallevarie matrici. Prima ancora, è necessario aver messo apunto e validato un sistema di campionamento effi-ciente e riproducibile.

Di seguito si richiamano quindi in modo sintetico ipassaggi critici:– campionamento,– separazione delle diossine dalle matrici oggetto di

analisi e trasferimento in adeguato solvente orga-nico,

– separazione delle diossine da altri composti co-estratti mediante opportuna purificazione dell’e-stratto,

– separazione cromatografica dei congeneri,– identificazione dei singoli congeneri in base ai fram-

menti molecolari mediante spettrometria di massa.Un simile procedimento, sebbene ottimizzato negli

ultimi decenni, era già stato proposto nella metà deglianni ’70. Tra il 1970 e il 1980, la principale preoccupa-zione degli analisti era la corretta identificazione dellaTCDD. La maggior parte delle analisi forniva concentra-zioni totali di diossine e furani. Inoltre, non erano dispo-nibili standard analitici adeguati né materiali di riferi-mento. Nel decennio successivo, con l’introduzionedella tecnica della diluizione isotopica, si è assistito a unsensibile miglioramento dei controlli di qualità per i me-todi in GC-MS. La spettrometria di massa ad alta riso-luzione è stata accettata in quegli anni come l’unicometodo in grado di fornire risultati affidabili. L’introdu-zione del concetto di tossicità equivalente ha successi-vamente reso imperativo lo sviluppo di metodi in gradodi separare e identificare i congeneri più tossici. Dal1990 al 2000, con la disponibilità di standard marcati edi materiali di riferimento certificati, la qualità delle ana-lisi per la determinazione di PCDD e PCDF è migliorataulteriormente, tanto da consentire la quantificazione ditutti i congeneri più importanti nella prevalenza dellematrici e a concentrazioni dell’ordine di ppt e ppq.Inoltre, un numero crescente di laboratori ha progressi-vamente acquisito la necessaria esperienza in questotipo di analisi.

Gli obiettivi futuri potrebbero essere a questo puntouna riduzione dei costi e dei tempi di analisi. L’accop-piamento di diverse tecniche (cromatografia liquida egas cromatografia) e l’uso della MS/MS potrebbero mi-gliorare ulteriormente la selettività dei metodi e ridurre

anche i limiti di rilevabilità, permettendo l’analisi con-temporanea di un numero più elevato di analiti.

14. Valori di riferimento delle diossine

14.1. Fluidi biologici

Da una valutazione critica della letteratura èemerso che nel corso dell’ultimo ventennio gli studiche hanno tentato di definire concentrazioni di riferi-mento per le PCDD sono limitati (Grahman et al. 1986,Kang et al. 1991, Schecter et al. 1991, 1996, Shadel etal. 2001, Aylward e Hays et al. 2002, Lorber et al. 2002).In particolare, i limiti più evidenti di tali indagini sonol’esiguità campionaria e la scarsa rilevanza a causa deldeclino costante dei livelli di diossina nelle matrici bio-logiche.

Le PCDD sono state incluse per la prima volta nelNational Health and Nutrition Examination Survey(NHANES) del 1999-2000 (NCHS 2003). I dati ottenutisulla popolazione americana non sono stati considerativalori di riferimento e ciò è dovuto sia all’assenza della2,3,7,8-PCDD nel profilo dei congeneri sia a limiti di ri-levabilità elevati e quindi inadeguati.

Nel corso del NHANES 2001-2002 sono stati valutati17 congeneri di PCDD/F, e gli autori hanno fornito, perulteriori elaborazioni, i dati primitivi ottenuti mediantegas cromatografia ad alta risoluzione interfacciata aspettrometria di massa ad alta risoluzione con diluizioneisotopica (HRGS/ID-HRMS) (NCHS 2005). Relativa-mente ai valori di TEQ totale si segnala l’esistenza di dif-ferenze all’interno dei gruppi etnici presi in considera-zione (tabella 6): le concentrazioni sono risultate supe-riori nei soggetti non ispanici (19,7-20,9 pg/g lipidi) ri-spetto agli ispanici (14,2 pg/g lipidi) e agli americani diorigine messicana (13,0 pg/g lipidi). Un altro riscontroriguarda la presenza di un quantitativo superiore deicongeneri PCDD/F nelle donne non fumatrici (20,9 pg/glipidi) rispetto alle fumatrici (14,6 pg/g lipidi). Si segnalainfine che il contributo percentuale all’interno delleclassi d’età esaminate è soggetto a variabilità e ciò puòessere compreso chiaramente esaminando la tabella 7.È da porre in evidenza che i pattern relativi ai congeneri1,2,3,7,8-PeCDD e 1,2,3,6,7,8-HxCDD mostrano un anda-mento ascendente; di contro, il contributo relativo alla2,3,7,8-TCDD tende a diminuire in funzione delle 4 classid’età.

Nel 2004 Patterson et al. hanno determinato la con-centrazione di 2,3,7,8-TCDD nel siero di 588 individuiprovenienti da quattro stati americani (North Carolina,New York, Louisiana e Missouri). I dati ottenuti nonsono stati comparati a causa dei diversi limiti di rileva-bilità (LOD). Inoltre, per alcuni soggetti non era fornitoil profilo completo dei congeneri e non è stato quindi



possibile valutare eventuali correlazioni tra i valori diPCDD e variabili come il sesso o le attività voluttuarie(fumo).

Di particolare interesse risulta uno studio condottosulla popolazione australiana, anche per l’ampia casi-stica selezionata (n=9090) (Harden et al. 2007). Comein precedenza riportato, nel profilo di congeneri diPCDD prevalgono i composti ad elevato grado di cloru-razione (1,2,3,4,6,7,8-HpCDD e OCDD) e circa l’80%della concentrazione totale è stata attribuita alla OCDD.L’attenzione dei ricercatori è stata rivolta ad alcuni fat-

tori e variabili (età, area di residenza, sesso) in grado diinfluenzare i livelli sierici di tali contaminanti nella po-polazione generale. È emerso che i soggetti di sessofemminile con più di 60 anni d’età presentavano TEQsuperiori rispetto ai coetanei maschi. I dati ottenuti pos-sono essere interpretati considerando che nella donnal’efficienza di eliminazione delle diossine è più conte-nuta a causa di una percentuale di grasso corporeo su-periore (Kreuser et al. 1997, Geyer et al. 2002).

Tra le ricerche condotte nel continente asiatico si se-gnalano quelle di Masuda et al. (2005), Chen et al.

Maschi Femmine Fumatori Non fumatori 20-29 anni 30-44 anni 45-59 anni 60+ anniBianchi Neri Americani

Altre etnien=473 n=608 n=245 n=836 n=197 n=305 n=228 n=351

non ispanici non ispanici messicani n=45n=568 n=194 n=238

16,9 18,0 14,3 18,7 10,6 13,2 17,9 29,6 18,3 19,7 12,2 13,3

Tabella 6. Valori TEQ medi (WHO, 2006) di 17 congeneri di PCDD/F nel siero di 1081 soggetti della popolazionegenerale statunitense. Le concentrazioni, espresse in pg/g lipidi, sono state ottenute nel corso dello studio NHANES2001-2002 e sono state rielaborate da Scott (2008) sulla base dei valori TEF proposti dall’OMS nel 2006

Congenere2,3,7,8- 1,2,3,7,8- 1,2,3,4,7,8- 1,2,3,6,7,8- 1,2,3,7,8,9- 1,2,3,4,6,7,8-

OCDDTCDD PeCDD HxCDD HxCDD HxCDD HpCDDEtà

20-29 anni 12 14 2 10 2 2 0

30-44 anni 9 13 2 15 2 2 0

45-59 anni 7 15 2 16 2 2 0

>60 anni 7 17 2 16 2 2 0

Tabella 7. Contributo percentuale di 7 congeneri di PCDD nel siero di soggetti appartenenti alla popolazione generale americana (dati ottenuti dallo studio NHANES 2001-2002)

Riferimentobibliografico n 2,3,7,8- 1,2,3,7,8- 1,2,3,4,7,8- 1,2,3,6,7,8- 1,2,3,7,8,9- 1,2,3,4,6,7,8- OCDD

(nazione) TCDD PeCDD HxCDD HxCDD HxCDD HpCDD

De Felip et al. 2008 (Italia) 10 1,0 3,4 3,7 11 2,0 16 120

Turrio Baldassarriet al. 2008 (Italia) 94 <2,3 <6,5 <3,9 14,9 <3,3 20,3 176

Leijs et al. 2008 (Olanda) 33 0,1 0,9 0,7 2,2 0,9 11 466

Harden et al. 2007 (Australia) 9090 0,9 2,1 2,0 13 2,4 24 250

Hsu et al. 2009 (Taiwan) 251 1,4 3,5 2,1 11,2 2,2 20,2 342

Tabella 8. Concentrazioni medie in siero di 7 congeneri di PCDD (pg/g lipidi). In tabella sono riportati i dati relativiagli studi più recenti

Legenda: vm = valore medio



(2005) e Hsu et al. (2009) che hanno verificato l’esi-stenza di possibili correlazioni tra livelli di diossine inplasma/siero e variabili anagrafiche. In Giappone, Ma-suda et al. (2005) hanno riportato le concentrazioni inplasma di PCDD totali in funzione del sesso e per classid’età. Le donne tra i 40 e i 60 anni presentavano valoripiù elevati rispetto ai coetanei maschi (13,4 ng/g lipidivs 11,9 ng/g lipidi); seppure a livelli più contenuti, ciò siverificava anche nei soggetti più giovani (9,5 vs 8,2 ng/glipidi). Il congenere prevalente è risultato l’1,2,3,7,8-PeCDD, con valori compresi tra 4,8 e 7,2 ng/g lipidi. Pa-rimenti, Chen et al. (2005) hanno rilevato sulla popola-zione di Taiwan livelli totali di PCDD (in termini di TEQ)superiori nelle donne rispetto agli uomini (9,0 pg/g lipidivs 8,0 pg/g lipidi); una differenza statisticamente signi-ficativa (p<0,05) è stata ottenuta per le HxCDD. Glistessi autori hanno posto in evidenza un incrementosierico dei livelli di 1,2,3,7,8-PeCDD e di 1,2,3,6,7,8-HxCDD in funzione dell’età. Inoltre l’OCDD era l’unicocongenere la cui concentrazione non era influenzatadall’età. All’interno delle 5 classi d’età, le PCDD totali(espresse come TEQ) variavano tra 7,1 pg/g lipidi (sog-getti tra 36-45 anni) e 10,3 pg/g lipidi (soggetti tra 56 ei 65 anni). È stata inoltre verificata la presenza di unapossibile correlazione tra la concentrazione di diossinenel siero e l’abitudine al fumo di sigaretta. Dai dati otte-nuti è emerso che le concentrazioni di PCDD nei nonfumatori e nei fumatori passivi erano superiori a quelledei fumatori abituali (i congeneri prevalenti sono risul-tati 1,2,3,6,7,8-HxCDD, 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD e OCDD). Ilvalore totale di PCDD più elevato è stato ottenuto per ifumatori passivi (1043,6 pg/g lipidi); il WHO-TEQ per lePCDD è risultato compreso tra 8,1 pg/g lipidi (fumatori)e 9,1 pg/g lipidi (fumatori passivi). In un’altra ricercacondotta a Taiwan nel 2009 (Hsu et al.) i livelli diPCDD/F e PCB dioxin-like (18,1 pg WHO TEQ/g lipidi;15,0 pg WHO2005TEQ/g lipidi) sono risultati inferiori ri-spetto a quelli misurati in paesi industrializzati comeGermania (Päpke et al. 1998), Spagna (Schuhmacher etal. 1999), Canada (Ryan e Dewailly et al. 1997), StatiUniti (Ferriby et al. 2007), Grecia (Costopoulou et al.2006) e Giappone (Masuda et al. 2005). Ciò sembre-rebbe dipendere non solo da severe restrizioni varatedal governo tailandese con lo scopo di ridurre drastica-mente le emissioni di PCDD/F, ma anche da abitudinialimentari basate su un consumo limitato di prodotti diorigine animale (latticini e carne). Gli autori hanno ri-portato una correlazione statisticamente significativatra l’area di residenza dei soggetti e i livelli di PCDD/F(città: 12,4 pg WHO TEQ/g lipidi; campagna: 10,5 pgWHO TEQ/g lipidi). Non è stata dimostrata alcuna cor-relazione statisticamente significativa tra i livelli di dios-sine e il sesso. Tuttavia, in accordo con studi precedenti(Bates et al. 2004, Ferriby et al. 2007, Gonzalez et al.1998, Harden et al. 2007, Masuda et al. 2005, Päpke et

al. 1998) sono stati ottenuti valori più elevati nelledonne (dati non riportati nello studio citato). A conclu-sioni opposte sono pervenuti invece gli studi di Costo-poulou et al. (2006) e Kiviranta et al. (2005). È statoinoltre verificato se i quantitativi di PCDD fossero cor-relabili con l’esposizione al fumo di sigaretta e, comegià dimostrato da Ferriby et al. (2007) e Uehara et al.(2007), sono stati ottenuti valori superiori nei non fuma-tori rispetto ai fumatori. Secondo Kitamura e Kasai(2007) la presenza di livelli elevati di agonisti per il re-cettore arilico (AhR) è in grado di determinare l’indu-zione della trascrizione del gene P4501A1 (CYP1A1),con conseguenti effetti sulla riduzione dell’emivita deicomposti PCDD.

In uno studio olandese (Leijs et al. 2008) è stato ri-portato il valore medio di PCDD/F (2,2 pg/g TEQ/g li-pidi) per una categoria di soggetti costituita da 33 ado-lescenti di età compresa tra 14 e 19 anni. Ponendo aconfronto la concentrazione ottenuta con il livello espo-sitivo rilevato in fase prenatale (33 pg/g lipidi) è emersauna diminuzione dei quantitativi di tali sostanze. Ciòpuò essere riconducibile a una riduzione delle emissionidagli impianti di incenerimento dei rifiuti o alla com-pensazione dovuta a fattori fisiologici (crescita del bam-bino, cambiamenti nella composizione corporea).

Tra gli studi italiani si segnalano quelli di De Felip etal. (2008) e di Turrio Baldassarri et al. (2008). Il primo èstato condotto per valutare le concentrazioni di diossinein un gruppo di soggetti residenti in Toscana nei pressidi impianti per la combustione dei rifiuti. Dai risultati ot-tenuti non sono emerse differenze statisticamente si-gnificative tra il gruppo dei soggetti potenzialmenteesposti (residenti a 3 km circa dall’impianto) (dati nonriportati in tabella) e quello dei controlli (distanza >5km dall’impianto). Tale osservazione è in accordo conprecedenti ricerche (Deml et al. 1996, Evans et al. 2000,Chen et al. 2004, Agramunt et al. 2005, Reis et al. 2007,Yang et al. 2007) che non hanno evidenziato un incre-mento dei livelli di PCDD in individui esposti a emissioniindustriali. Per quanto riguarda la ∑(PCDD+PCDF), neisoggetti non esposti con età media pari a 60 anni èstato ottenuto un valore superiore (11 pg/g lipidi) sia ri-spetto a quello dei non esposti con età media di 42 anni(8,0 pg/g lipidi) sia a quello dei soggetti potenzialmenteesposti (7,7 pg/g lipidi). Il dato risulta in accordo con re-centi evidenze della letteratura che hanno confermatoun incremento dei livelli di PCDD in funzione dell’età(Consonni et al. 2006).

In un altro studio italiano (Turrio Baldassarri et al.2008) è emerso che le classi più esposte a PCDD sonoi consumatori abituali di cibo contaminato e gli ex di-pendenti di un’industria chimica per la produzione diPCB. I relativi TEQ risultavano infatti circa 3 volte supe-riori rispetto a quello della popolazione generale. È statoaltresì riportato che le concentrazioni di diossine rile-



vate in soggetti residenti nell’area adiacente l’impiantodi produzione, anche se più elevate dei livelli caratteri-stici della popolazione generale, non si discostavano inmodo significativo dai valori riportati in letteratura. Lasimilitudine dei livelli sierici di lavoratori assunti di re-cente rispetto a quelli della popolazione generale po-trebbe dipendere da diverse variabili: assunzione del di-pendente successivamente all’interruzione della produ-zione di PCB, sito di lavoro (dislocazione del reparto ri-spetto all’impianto di produzione), età media, fattori ca-suali (sesso, dieta). Gli autori hanno sottolineato che i li-velli di PCDD ottenuti nel monitoraggio, sia nella popo-lazione generale sia nei soggetti potenzialmenteesposti, si collocavano al di sopra del limite più alto ri-portato dalla letteratura internazionale (7,5-28,5 pgWHO-TEQ/g lipidi) (Schwenk et al. 2002, Maruyama etal. 2003, Schuhmacher et al. 2004, Kim et al. 2005, Ma-suda et al. 2005, Turyk et al. 2006).

14.2. Tessuto adiposo

A causa dell’elevata persistenza delle diossine neitessuti biologici (l’emivita nell’uomo è stimata >3 anni)la valutazione dei livelli di PCDD nel tessuto adiposopotrebbe rappresentare un indicatore biologico diesposizione a medio-lungo termine (Pless-Mulloli et al.2005). Tuttavia, i dati attualmente disponibili per questotipo di matrice sono limitati e non consentono conclu-sioni definitive.

In un recente studio spagnolo (Lopez-Espinosa et al.2008) è stata valutata la concentrazione di diossine in20 pazienti di sesso femminile sottoposte a interventochirurgico. Si sottolinea che il valore medio relativo aPCDD/F (446 pg/g lipidi) era prossimo a quello prece-dentemente ottenuto da Kiviranta et al. (2005) per lapopolazione finlandese (413 pg/g lipidi). Altri studi sullapopolazione europea hanno invece riportato un conte-nuto di PCDD/F differente nel tessuto adiposo (Wingfors

et al. 2000: 804 pg/g lipidi; Arfi et al. 2001: 230 pg/g li-pidi). Sulla base dei valori TEF aggiornati recentemente(2005), nello studio di Lopez-Espinosa è stato calcolatoanche il TEQ per PCDD/F che è risultato pari a 19,6pg/g lipidi. Tuttavia, al fine di condurre un’analisi com-parativa con valori ottenuti in precedenti lavori, è statofornito anche il TEQ sulla base dei TEF relativi al 1997(21,5 pg/g lipidi), pressoché analogo a quello riportatoda altri autori (Wingfors et al. 2000: 33 pg/g lipidi; Arfiet al. 2001: 36 pg/g lipidi; Kiviranta et al. 2005: 29 pg/glipidi). Per quanto riguarda il profilo sono risultati pre-valenti i seguenti congeneri: OCDD, 1,2,3,6,7,8-HxCDD,1,2,3,4,6,7,8-HpCDD. Esaminando i risultati ottenuti indue indagini condotte nel nord della Spagna (Schuh-macher et al. 1999, 2004) risulta confermata un’apprez-zabile diminuzione del livello medio di WHO PCDD/FTEQ nella matrice tessuto adiposo (1998: 36 pg/g lipidivs 2000: 11 pg/g lipidi). L’autore citato ha rilevato unaconcentrazione di diossine superiore nelle donne ri-spetto ai soggetti di sesso maschile. Verosimilmente, ilquantitativo di grasso corporeo, superiore nei soggettidi sesso femminile, comporterebbe una maggiore emi-vita dei composti lipofilici. A conclusioni opposte è in-vece pervenuto Kiviranta (2005), il quale ha sostenutoche l’Indice di Massa Corporea (BMI) superiore in sog-getti maschi di età compresa tra i 36 e i 50 anni è ingrado di giustificare la presenza di concentrazioni mag-giori. In ambito internazionale si segnala anche unostudio cinese (Shen et al. 2008), nel quale è stato otte-nuto un valore medio di PCDD/F pari a 108 pg/g lipidi,che risulta superiore a quello della popolazione turca(Cok et al. 2007: 73,3 pg/g lipidi). Valori inferiori sonostati ottenuti da Choi et al. (2002) in Giappone (171 pg/glipidi). Si sottolinea che diversi autori hanno riportato unprofilo di congeneri PCDD/F analogo (in tabella 9 èstato inserito il pattern relativo allo studio di Shen et al.2008). Il WHO PCDD/F TEQ2005 è risultato pari a 7,7pg/g lipidi. È stato altresì determinato il WHO PCDD/F

Riferimentobibliografico n 2,3,7,8- 1,2,3,7,8- 1,2,3,4,7,8- 1,2,3,6,7,8- 1,2,3,7,8,9- 1,2,3,4,6,7,8- OCDD

(nazione) TCDD PeCDD HxCDD HxCDD HxCDD HpCDD

Lopez-Espinosaet al. 2008 20 2,1 6,3 4,4 55,6 7,5 53,3 292

(Spagna)

Kivirantaet al. 2005 420 2,6 7,1 2,7 44,3 4,2 40,8 263(Finlandia)

Shenet al. 2008 24 0,79 2,6 2,9 4,7 0,9 4,1 72,6

(Cina)

Tabella 9. Concentrazione di 7 congeneri di PCDD (espresse in pg/g lipidi) in campioni di tessuto adiposo provenienteda soggetti appartenenti alla popolazione generale



TEQ1998 (9,2 pg/g lipidi) il cui valore è in accordo conquello riportato da Kim et al. (2005) per la Corea (12,8pg/g lipidi) e da Kumar et al. (2001) per la popolazioneindiana (14,4 pg/g lipidi). In conclusione, questi risultaticonfermano che la principale via di esposizione a dios-sine è rappresentata dalla dieta e il contributo preva-lente è dato dall’assunzione di prodotti di origine ani-male (Parzefall et al. 2002, Dougherty et al. 2000). Le dif-ferenze rilevate tra etnie diverse porterebbero a ipotiz-zare che le abitudini alimentari sono responsabili dellevariazioni riscontrate.

14.3. Latte materno

La lipofilicità delle diossine ne determina un accu-mulo nel latte materno per cui l’allattamento rappre-senta una delle prime vie di esposizione a queste so-stanze. È altresì evidente che la determinazione dei li-velli di PCDD nella matrice citata, corretti per il conte-nuto lipidico, fornisce un buon indicatore di esposizione(Papke et al. 1998).

Uno studio condotto da Fürst et al. verso la fine deglianni 80 (1989) ha riportato il contenuto di tali sostanzein campioni di latte proveniente da 193 donne tedesche.I valori ottenuti erano compresi tra 2,5 e 47 pg TEQ/g digrasso (valore medio: 13 pg/g) e il congenere preva-

lente è risultato l’OCDD (195 pg/g di lipidi). Relativa-mente alla 2,3,7,8-TCDD, la concentrazione media erapari a 2,9 pg/g di lipidi.

In una successiva indagine (1994) su un campionepiù esteso di soggetti (n=526), lo stesso autore riferiscequantitativi superiori di entrambe le sostanze (OCDD:208 pg/g di lipidi; 2,3,7,8-TCDD: 3,2 pg/g di lipidi) e i datiottenuti hanno suggerito la presenza di una relazionedirettamente proporzionale tra il grado di clorurazione ei livelli rilevati.

Da un esame della letteratura più recente emergeuna correlazione tra i valori di PCDD nel latte maternoe lo sviluppo industriale dell’area di residenza (Liem etal. 2000). Per la trattazione di questo aspetto si rimandaalla tabella 10. Peraltro, è stato rilevato che i livelli didiossine sono più elevati nelle primipare (Todaka et al.2008, Tajimi et al. 2004) e diminuiscono durante il pe-riodo dell’allattamento (Fürst et al. 1992). Un dato inte-ressante riguarda le secondipare: i livellli di PCDD indonne che avevano già allattato risultavano inferiori ri-spetto alle secondipare che avevano somministrato alprimo figlio latte artificiale (Fürst et al. 1992).

In una ricerca del 2004 condotta in Taiwan da Chao etal. è stato ottenuto un valore pari a 12,4 pg TEQ/g, equindi compreso nell’intervallo riportato dallo studioWHO 2000 (10-35 pg TEQ/g lipidi) per soggetti residenti

2,3,7,8- 1,2,3,7,8- 1,2,3,4,7,8- 1,2,3,6,7,8- 1,2,3,7,8,9- 1,2,3,4,7,8,9- 1,2,3,4,6,7,8-n TCDD PeCDD HxCDD HxCDD HxCDD HpCDD HpCDD OCDD

Tajimi et al. 2004 240 1,2 5,3 1,2 16,8 4,5 8,4 – 72,4(Giappone)

Todakaet al. 2008 30 primipare 0,7 3,2 – 9,8 – – 5,9 40

(Giappone) 30 multipare 0,6 2,3 6,9 5,0 36

Chao et al. 2004 19 (<29 anni) 0,6 2,3 1,1 5,2 1,1 – 9,3 87,6

(Taiwan) 17 (>29 anni) 0,9 3,1 1,6 10,4 1,8 – 14,9 166

Hardenet al. 2007* 39* 0,78 2,5 1,7 9,4 1,5 – 10 60

(Australia) 24** 1,2 4,3 3,6 17 4,3 – 40** 200

Focantet al. 2002 20 2,3 8,3 8,0 28,8 4,7 – 26,6 223,2

(Belgio)

Costopoulouet al. 2006 8 0,7 2,1 0,1 0,5 0,1 – 0,1 –

(Grecia)

Schecteret al. 2002 11 2–5,5 1,4–3,6 – 3–5,9 0,7–1,6 – 2,7–9,7 9,9–81,6

(Russia)

Tabella 10. Confronto tra le concentrazioni medie (pg/g lipidi) di 8 congeneri di PCDD in campioni di latte materno analizzati in stati europei ed extra-europei

Legenda: *dati riferibili al biennio 2002/2003 **dati riferibili al 1993



in paesi industrializzati. L’autore ha dimostrato, in ac-cordo con precedenti lavori (Glynn et al. 2001, Vartiainemet al. 1998), una correlazione statisticamente significativatra età materna e livelli di PCDD (p<0,001). In particolare,nelle donne giovani la concentrazione media di PCDD/Fè risultata sensibilmente inferiore rispetto a quelle conetà >29 anni (124 pg/g lipidi vs 215 pg/g lipidi). La con-centrazione di OCDD nel primo gruppo era circa la metàdi quella del secondo gruppo (87,6 pg/g lipidi vs 166 pg/glipidi). La valutazione di altri fattori o variabili potenzial-mente associati alla presenza di PCDD (alimentazione,reddito annuo, livello di istruzione, religione) ha confer-mato un’associazione negativa (p=0,093, valore calcolatoin base all’età e al BMI) tra il consumo abituale di carnee la concentrazione della sostanza di interesse nel lattematerno. Non è stata invece riscontrata alcuna relazionecon il consumo di pesce (p=0,148). Gli autori, sebbenenon siano state evidenziate correlazioni statisticamentesignificative, hanno posto in evidenza che nelle madri be-nestanti (9,63 pg TEQ/g lipidi) e con un grado di istru-zione elevato (8,52 pg TEQ/g lipidi) i valori medi di dios-sine erano superiori rispetto a quelli rilevati in donne ap-partenenti a un ceto meno abbiente (6,26 pg TEQ/g li-pidi) e con grado di istruzione inferiore (6,35 pg/TEQ/g li-pidi). Parimenti, non è stata ottenuta alcuna associazionecon l’osservanza religiosa delle madri; nonostante ciò sisottolinea che i livelli di diossine sono risultati superiori indonne buddiste (8,14 pg TEQ/g lipidi) rispetto alle taoiste(5,89 pg TEQ/g lipidi).

Uno studio giapponese del 2004 (Tajimi et al. 2004)ha riportato una concentrazione media nel latte ma-terno pari a 14,8 pg TEQ/g, un valore inferiore a quelloottenuto in precedenti ricerche (Saitama, 1997). TuttaviaTakekuma et al. (2004), oltre a presentare risultati deltutto analoghi a Tajimi et al. hanno riportato concentra-zioni totali di diossine nel latte di madri fumatrici infe-riori a quelle di madri non fumatrici (∑PCDD (TEQ) =6,8 pg/g lipidi vs 7,57 pg/g lipidi). In particolare, è stataottenuta una correlazione statisticamente significativatra i livelli del congenere 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD e il con-sumo di tabacco (non fumatrici: 11,97 pg/g lipidi; fuma-trici: 8,46 pg/g lipidi). È stata altresì considerata la tipo-logia di allattamento delle madri ed è emerso che inquelle allattate per via naturale i livelli di diossina eranosuperiori rispetto alle donne nutrite con latte artificiale(∑PCDD (TEQ) = 7,60 pg/g lipidi vs 7,02 pg/g lipidi).

Uno studio più recente (Todaka et al. 2008) ha ripor-tato concentrazioni inferiori per tutti i congeneri PCDDnel latte di 60 madri giapponesi residenti a Sapporo. Se-condo una valutazione degli autori ciò rifletterebbe latendenza attuale caratterizzata da un diminuzione con-tinua dei quantitativi di diossine sia nelle matrici am-bientali, sia nei prodotti destinati al consumo alimentare.

In una ricerca condotta in Oceania nel 2007 Hardenet al. hanno arruolato un campione rappresentativo di

madri primipare (n=157) provenienti da diverse regionidel continente australiano. Non sono state segnalatedifferenze significative nel profilo dei congeneri in rela-zione all’area di residenza (urbana/rurale). Lo studio ci-tato, analogamente ad altri riportati in letteratura, haprevisto la determinazione di PCDD, PCDF e PCB, percui sono stati calcolati sia i TEQ relativi a ciascun com-posto sia il TEQ totale. In particolare, l’analisi di cam-pioni provenienti dalla città di Melbourne tra il 1993(n=24) e il 2003 (n=39) ha confermato una diminuzionesuperiore al 40% del TEQ totale e del TEQ PCDD/F. Ciòè in accordo con la tendenza globale che ipotizza unaprogressiva diminuzione dell’esposizione a tali sostanze(Malisch et al. 2003).

Si sottolinea che da un esame della letteratura nonsono stati individuati studi recenti condotti in USA cheabbiano valutato i livelli di PCDD nel latte materno. Ne de-riva che per quanto attiene al continente americano nonè attualmente possibile effettuare una stima espositivaper una categoria suscettibile come quella dei neonati.

Nello studio di Focant et al. condotto in Belgio nel2002 sono stati rilevati livelli di congeneri PCDD nel lattematerno superiori rispetto a quelli riportati dagli autoricitati precedentemente. Ciò è stato messo in relazionecon l’area di residenza caratterizzata dalla presenza disiti industriali. In particolare è stato segnalato che i livellidi diossine in due donne che avevano protratto l’allatta-mento, erano sensibilmente inferiori al valore medio (11,8pg TEQ/g lipidi e 2,0 pg TEQ/g lipidi). In uno studio con-dotto in Grecia (Costopoulou et al. 2006) su un gruppolimitato di soggetti (n=8) i livelli di diossina totale rilevatinel latte materno erano tra i più bassi del continente eu-ropeo. Tuttavia, è stato ipotizzato che essi riflettano unadiffusione limitata di sorgenti industriali e l’abitudine dieffettuare l’incenerimento dei rifiuti a cielo aperto.

Sebbene i dati sulla popolazione spagnola siano limi-tati, due recenti ricerche (Bordajandi et al. 2008, Schuh-macher et al. 2009) hanno valutato le concentrazioni diPCDD/F nella “matrice” latte. I risultati di Bordajandi etal. (valore medio di PCDD/F pari a 82,1 pg/g lipidi) sonorisultati circa 4 volte inferiori a quelli ottenuti nel 1990 daGonzalez et al. (1996) (339 pg/g lipidi). In accordo conaltri studi (Focant et al. 2002, Schuhmacher et al. 2004,Bencko et al. 2004) i congeneri prevalenti erano: 2,3,7,8-PCDD/F, 1,2,3,6,7,8-HxCDD, 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD e OCDD.In 7 campioni su 11 il congenere a più elevata tossicità(2,3,7,8-PCDD) è risultato compreso tra 0,42 e 0,88 pg/glipidi. Gli autori hanno posto in evidenza che i valori diPCDD/F, se confrontati con quelli riferibili agli anni ’90,tendono a diminuire. Alla medesima conclusione sonogiunti Schuhmacher et al. i quali hanno riscontrato unadifferenza significativa nei valori ottenuti nel corso di 9anni ([PCDD/F] nel 1998: 12,2 pg WHO-TEQ/g lipidi;[PCDD/F] nel 2007: 7,6 pg WHO-TEQ/g lipidi). La ridu-zione dei livelli rifletterebbe una diminuzione dell’intake



giornaliero di tali sostanze presenti nelle emissioni in at-mosfera (Zhang et al. 2008). Nell’indagine è stata valu-tata la presenza di diossine nel latte di 15 donne resi-denti nelle vicinanze di inceneritori di rifiuti (TerragonaCounty). I livelli di PCDD/F variavano da 45 e 143 pg/glipidi (2,8-11,2 pg WHO-TEQ/g lipidi), con una concen-trazione media pari a 92 pg/g lipidi (7,6 pg WHO-TEQ/glipidi). L’OCDD è risultato il congenere prevalente (va-lore medio: 50,3 pg/g lipidi) e il suo valore era 50 voltesuperiore a quello della 2,3,7,8-TCDD (valore medio: 0,99pg/g lipidi). Inoltre, i livelli di PCDD/F variavano sensibil-mente tra le madri residenti in centri urbani e quelle re-sidenti in aree industriali (9,0 vs 5,5 pg/WHO-TEQ/g li-pidi, rispettivamente).

Si segnala infine uno studio condotto in Russia(Schecter et al. 2002), nel quale è stata valutata la pre-senza di PCDD in campioni di latte materno in soggettinon professionalmente esposti e residenti nei pressi diindustrie chimiche, petrolchimiche e raffinerie. In ta-bella 10 si riportano i valori (n=11) relativi alla città diUsolye-Sibiskoye.

Secondo Vartiainen et al. (1997) le variazioni nel pro-filo dei congeneri di PCDD rilevati nei soggetti residentiin diversi stati europei dipendono prevalentementedalle abitudini alimentari, per cui una dieta ricca in pro-dotti ittici rappresenterebbe una fonte espositiva nontrascurabile per la popolazione generale. Altri ricerca-tori (Fürst et al. 1992, Liem et al. 2000) hanno indivi-duato una serie di variabili che sono in grado di in-fluenzare le concentrazioni di diossine nel latte ma-terno, tra queste l’età materna, la durata dell’allatta-mento, la presenza o meno di precedenti allattamenti, ilcontributo della dieta, l’area geografica di residenza,l’impiego di camini o stufe privi di sistemi di convoglia-mento dei fumi di combustione.

Sebbene diversi studi abbiano confermato l’accu-mulo di PCDD nel latte materno, restano da chiarire leconseguenze sullo sviluppo neurologico, fisico e intel-lettivo dell’esposizione a tali sostanze in una categoria aelevata suscettibilità come il neonato. Questo aspettomerita attenzione in quanto alcuni autori (Harrison1998, Päpke 1999) hanno stimato valori di intake diPCDD/F per il neonato sensibilmente superiori al limite(TDI) raccomandato dall’OMS (1-4 pg/TEQ/kg/gg) perla popolazione generale (Van Leeuwen et al. 2000). Tut-tavia, il TDI è valutato sulla base della vita media deisoggetti per cui è verosimile affermare che livelli inizialielevati possano essere “attenuati” da valori inferiori inuna fascia temporale più estesa. È evidente che la te-matica affrontata necessita di ulteriori approfondimenti.Nel contempo, gli esperti ritengono che non sussistanosufficienti elementi oggettivi per sconsigliare l’allatta-mento soprattutto considerando l’apporto di elementinutritivi indispensabili per la crescita e lo sviluppo delneonato.

15. Concentrazione di riferimento dell’intakealimentare

Nel 1998 l’Organizzazione Mondiale della Sanità(OMS) ha stabilito che la dose temporanea e tollerabiledi diossine assumibile giornalmente (TDI = Tolerably DailyIntake) è compresa tra 1 e 4 pg WHO-TEQ/Kg/giorno. At-tualmente, l’assunzione di tali sostanze nella popolazionegenerale è da considerarsi al di sotto del TDI; in partico-lare, in molti paesi l’intake per un soggetto adulto risultacompreso tra 0,33 e 3,57 pg TEQ/Kg/giorno, inferiorequindi al massimo TDI (Arisawa et al. 2005).

Il 30 maggio 2001, il Scientific Committee on Food(SCF) dell’Unione Europea ha effettuato una valutazionesui rischi derivanti dal consumo di alimenti contenentidiossine e PCB e ha stabilito la dose settimanale tollera-bile (TWI= Tolerable Weekly Intake) pari a 14 pg WHOTEQ/Kg/settimana. In Europa i valori medi di diossineassunti con la dieta sono compresi tra 8,4 e 21 pgTEQ/Kg/settimana, il che significa che esistono gruppi dipopolazione per i quali la dose settimanalmente intro-dotta risulterebbe al di sopra del TWI. È stato inoltre sta-bilito l’intake mensile tollerabile provvisorio (PTMI= Pro-visional Tolerable Monthly Intake) che attualmente risultapari a 70 pg WHO-TEQ/Kg peso corporeo per PCDD/F ePCB diossina-simili (NHMRC, 2002).

Da un esame della letteratura emerge che in passatonumerosi autori hanno tentato di stimare l’intake giorna-liero di diossine e di composti diossina-simili per la po-polazione generale (Baars et al. 2004, Bocio e Domingo2005, Domingo et al. 2007, Charnley e Doull 2005, Fattoreet al. 2006, Liem et al. 2000, Schecter et al. 2001b, Tard etal. 2007, Weijs et al. 2006, Wittsiepe et al. 2001). È impor-tante sottolineare che la principale difficoltà nell’effet-tuare un confronto tra studi è rappresentata dall’assenzadi una procedura standard per il calcolo della dose diPCDD/F introdotta. Al riguardo, le principali variabili cherendono problematica la valutazione comparativa sono:la scelta dei congeneri selezionati, l’impiego di differentimetodi analitici, statistici e di approssimazione. Inoltre, sesi tiene conto del fatto che l’intake riflette anche le abitu-dini alimentari, ne deriva che tale stima rappresenta unutile strumento per identificare gruppi di popolazioneesposti all’effetto delle diossine attraverso la dieta.

In ambito italiano si segnala lo studio di Taioli et al.(2005) in cui il valore di intake relativo a PCDD/F (2,34-2,38 pg WHO-TEQ/Kg/giorno) è stato calcolato sullabase di un consumo quotidiano di prodotti ittici. Fattore(2006) ha riportato gli intake stimati per la popolazionegenerale italiana suddividendola in tre classi d’età (<6anni, 7-12 anni, 13-94 anni). I risultati relativi al primogruppo (n=88), calcolati senza tener conto del contri-buto derivante dall’allattamento, variavano tra 0,34 e7,42 pg WHO-TEQ/Kg/giorno (valore medio pari a 2,07pg WHO-TEQ/Kg/giorno). I dati riferibili al secondo



(n=105) e al terzo gruppo (n=1747) erano compresi tra0,27 e 3,75 pg WHO-TEQ/Kg/giorno. Gli autori hanno al-tresì evidenziato la presenza di una relazione inversa-mente proporzionale tra età dei soggetti e dose di dios-sine assunta quotidianamente. In particolare, il valore diintake più elevato (23,5 pg WHO-TEQ/Kg/giorno) è statorilevato nei bambini con meno di un anno di età.

In ambito europeo si segnala un recente studio con-dotto in Belgio (Bilau et al. 2008) in cui sono state pre-sentate le stime di intake giornaliero riferibili a diverse ca-tegorie di soggetti (adolescenti e adulti). Il valore relativoal primo gruppo è risultato superiore rispetto al secondo(2,24 pg CALUX-TEQ/Kg peso corporeo/giorno vs 1,74 pgCALUX-TEQ/Kg peso corporeo/giorno). Si sottolinea chei dati riportati sono in accordo con quelli ottenuti in Fin-landia (Kiviranta et al. 2004), in Svezia (Darnerud et al.2006) e in Italia (Fattore et al. 2006) (tabella 11). Al ri-guardo si pone in evidenza che nel confronto tra studi bi-sogna tenere in considerazione il tipo di metodo analiticoscelto (GC-MS, saggio CALUX), l’età media dei soggettiarruolati e le strategie impiegate per stabilire le categoriedi alimenti consumati quotidianamente (questionari semiquantitativi, metodo “market basket” e del duplicato delladieta). Bergkvist et al. (2008) ha riportato valori di intakeriferibili alla popolazione generale svedese compresi tra1,2 e 3,9 pg TEQ/Kg peso corporeo/giorno. In particolareper i bambini nei primi 3 anni di vita l’intake medio gior-naliero (maschi: 3,5 pg/Kg peso corporeo/giorno; fem-mine: 3,9 pg/Kg peso corporeo/giorno) era sensibilmentesuperiore a quello ottenuto per gli adolescenti (maschi:1,4 pg/Kg peso corporeo/giorno; femmine: 1,2 pg/Kgpeso corporeo/giorno). Si sottolinea che nel complesso idati presentati da Bergkvist sono in accordo con altri la-vori che hanno tentato di stimare l’intake per soggetti amaggior rischio espositivo (Fattore et al. 2006, Bocio eDomingo 2005, Weijs et al. 2006).

Relativamente al continente americano, secondoquanto riportato da Huwe et al. (2005), è opportuno pre-

Intake giornalieroRif. bibliografico Nazione (somma di diossine, furani e PCB diossina-simili)

pg/TEQ Kg/giorno

Bilau 2008 Belgio 1,7

Kiviranta 2004 Finlandia 1,5

Darnerud 2006 Svezia 1,3

Fattore 2006 Italia 2,3

Baars 2004 Paesi Bassi 1,2

Llobet 2003 Spagna 1,4

Mato 2007 Giappone 1,5

Hsu 2007 Taiwan 1,3 (femmine) 1,5 (maschi)

Zhang 2008 Cina 1,4

Tabella 11. Valori di intake per varie nazioni

cisare che le abitudini alimentari della popolazione gene-rale statunitense prevedono un consumo di carne sensi-bilmente superiore rispetto a quello di pesce. Per tale ra-gione gli autori della ricerca hanno stimato l’intake gior-naliero relativo a PCDD/F per un soggetto di circa 53 Kgtenendo conto di un consumo regolare di carni magre(0,09 pg/Kg peso corporeo) e grasse (0,26 pg/Kg). I ri-sultati concordavano con quelli riportati precedente-mente da South et al. (2004), e con quelli ottenuti da duericercatori europei (Focant et al. 2002, Llobet et al. 2003).

In ambito asiatico si segnala lo studio di Zhang et al.(2008), nel quale è stato posto in evidenza che nono-stante l’intake settimanale per la popolazione cinese(9,54 pg TEQ/Kg) fosse superiore al TWI, ciò non si èverificato per l’intake mensile (40,9 pg TEQ/Kg) che è ri-sultato sensibilmente inferiore al PTMI. In GiapponeArisawa et al. (2008) hanno riportato sia l’intake giorna-liero totale di PCDD/F (0,46 pg TEQ/Kg/giorno), sia icontributi per ciascun isomero. Nello specifico, perquanto riguarda la 2,3,7,8-TCDD l’intake è risultato paria 2,5 pg TEQ/giorno; il contributo prevalente è stato ri-levato per il congenere 1,2,3,7,8-PeCDD (7,88 pgTEQ/giorno). Per gli altri isomeri i dati variavano tra 0,04e 1,83 pg TEQ/giorno. Si riporta che anche nella ricercacondotta da Mato et al. (2007) l’intake totale riferibilealla popolazione giapponese (1,49 pg TEQ/Kg/giorno) èrisultato inferiore al TDI. Nella stima dell’intake Zhang,Arisawa e Mato sottolineano di aver utilizzato valori diTEF relativi al 1998 (van den Berg et al. 1998); l’impiegodi indici più attuali (van den Berg et al. 2006) avrebbecomportato una diminuzione dei risultati ottenuti.

In Taiwan Hsu et al. (2007) hanno segnalato livellipressoché analoghi a quelli di Mato sia per i maschi (1,5pg WHO-TEQ /Kg/giorno) sia per le femmine (1,3 pgWHO-TEQ /Kg/giorno).

Di seguito è riportata una tabella riassuntiva (tabella11) con i valori di intake relativi agli studi precedente-mente citati.



16. Valori di diossine in soggetti professional-mente esposti

L’esposizione occupazionale a diossine si è verificataprevalentemente per via inalatoria e dermica in lavora-tori (vigili del fuoco e addetti alle pulizie) la cui attivitàprevedeva il contatto con fluidi dielettrici contenenti po-liclorobifenili o policlorobenzene. Erano soggetti a ri-schio anche operai addetti a interventi di bonifica in in-dustrie metallurgiche o lavoratori che operavano pressoinceneritori di rifiuti o comunque impegnati in attivitàche comportavano il contatto con sostanze contenenti2,3,7,8-TCDD e altri congeneri (pesticidi, esaclorofene,triclorofenolo o composti clorurati vari) (Päpke et al.1992).

Schecter et al. (1991) hanno riportato che la concen-trazione di diversi congeneri di PCDD (1,2,3,7,8-PeCDD,1,2,3,6,7,8-HxCDD, 1,2,3,7,8,9-HxCDD, 1,2,3,4,6,7,8-HpCDDe OCDD) in un pool di campioni ematici di soggetti po-tenzialmente a rischio (56 lavoratori di un impianto di in-cenerimento di rifiuti) è risultata superiore (con un incre-mento dei valori dei congeneri compresi tra il 13 e il 48%)rispetto a un gruppo di controllo (n=14). Si sottolinea chegli unici congeneri che non hanno evidenziato questo an-damento erano la 2,3,7,8-TCDD e la 1,2,3,4,7,8-HxCDD (va-lori inferiori del 5 e del 15%, rispettivamente). Tuttavia, ilvalore complessivo di PCDD e PCDF (calcolato sulla basedei lipidi) è risultato sensibilmente superiore nei lavoratoriesposti rispetto ai controlli (1007,2 ppt vs 747,3 ppt).

Da un altro studio (Päpke et al. 1993), relativo a la-voratori che svolgevano lo stesso tipo di mansione, è ri-sultato che 4 campioni su 10 presentavano livelli ema-tici correlati all’esposizione a PCDD. In precedenza, glistessi autori (Päpke et al. 1992) avevano confrontato ibackground levels della 2,3,7,8-TCDD (3,6 ppt) con il li-vello di esposizione di lavoratori addetti alla produzionedi triclorofenolo (concentrazione media pari a 332 ppt).

Päpke et al. (1992) hanno anche riportato i livelliematici di 2,3,7,8-TCDD (53 ppt) riscontrati a distanza di36 anni da un incidente avvenuto in ambito lavorativo.

Per quanto riguarda il tessuto adiposo, Tong et al.(1989) hanno misurato i livelli di 2,3,7,8-TCDD in un sog-getto, a distanza di 5 anni dall’impiego di un erbicida, eil quantitativo rilevato è risultato pari a 77 ppt (concen-trazione corretta per i lipidi ematici). Dallo studio diSchecter e Ryan (1988) è emerso che la concentrazionemedia del sopraccitato congenere in campioni di tes-suto adiposo ottenuti da lavoratori con segni clinici evi-denti di esposizione pregressa (cloracne) era di 49 ppt(11-141 ppt). Il valore medio di 2,3,7,8-TCDD rilevato daPatterson et al. (1989) nel tessuto adiposo di 4 operai diun’industria chimica a circa 15 anni dall’esposizione, èrisultato pari a 390 ppt (concentrazione 45 volte supe-riore a quella riscontrata in 7 soggetti della popolazionegenerale).

Più recentemente, negli Stati Uniti (Tepper et al.1997) sono stati analizzati i livelli sierici di PCDD ePCDF in un campione di operai occupati in una cartiera.Gli autori hanno posto in evidenza che i risultati relativia tre differenti gruppi (soggetti non esposti, soggettiesposti a un rischio occupazionale contenuto, soggettiesposti a un rischio occupazionale elevato) erano pres-soché analoghi (con valori medi di TEQ PCDD rispetti-vamente pari a 13,5 ppt, 15,9 ppt, 13,3 ppt).

Nei soggetti professionalmente esposti rientranoanche i chimici addetti alla sintesi di PCDD a scopo diricerca e quelli impegnati nelle analisi di campioni am-bientali contaminati da diossine (Hesso et al. 1992). Alriguardo Schecter et al. (1994) hanno posto a confrontola concentrazione ematica di 2,3,7,8-TCDD rilevata in unlavoratore esposto (chimico analitico) rispetto a ungruppo di controllo (n=100). È emerso che il valore re-lativo al campione di interesse era 4 volte superiore (20ppt) rispetto ai controlli (3-5 ppt). Un altro studio con-dotto dal National Institute for Occupational Safety andHealth (NIOSH) ha evidenziato che i livelli di 2,3,7,8-TCDD nel siero di lavoratori esposti (27 operai di un’in-dustria chimica) erano 25 volte superiori a quelli rilevatinella popolazione generale (208,2 ppt vs 8,2 ppt) (Fin-gerhut et al. 1989).

Tra gli studi più recenti, si segnala quello condottoda McLean et al. in Nuova Zelanda (2008) in cui il pro-filo di congeneri PCDD in soggetti esposti (ex lavoratoridi una segheria) era caratterizzato prevalentementedalle forme 1,2,3,6,7,8-HxCDD (29,4 pg/g lipidi),1,2,3,4,6,7,8-HpCDD (28,5 pg/g lipidi) e OCDD (309,3pg/g lipidi). Gli autori hanno rilevato una correlazionepositiva tra la durata del periodo espositivo e i livelli sie-rici di diossine. In particolare, un’esposizione superiorea 10 anni determinava un incremento delle concentra-zioni di OCDD del 100-400% rispetto ai soggetti nonesposti. Il livello espositivo è risultato influenzato dallaqualifica e dalla mansione svolta dal lavoratore. In par-ticolare, in soggetti caratterizzati da un indice d’inten-sità superiore a 6 (secondo modalità di calcolo propostedagli autori) le concentrazioni di 1,2,3,6,7,8-HxCDD,1,2,3,4,6,7,8-HpCDD e OCDD variavano tra 30,1 pg/g li-pidi e 238,4 pg/g/lipidi.

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SCHEDE MONOGRAFICHE 4 PCDD: policlorodibenzo-p-diossine

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