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L'indice chimico HQC è assegnato ad una classe di pericolo (da assente a molto alto), identificata da un diverso colore: Assente/bianco se HQC < 0.7; Trascurabile/verde se 0.7 ≥ HQC < 1.3; Basso/azzurro se 1.3 ≥ HQC < 2.6; Medio/giallo se 2.6 ≥ HQC < 6.5; Alto/rosso se 6.5 ≥ HQC < 13; Molto Alto/nero se HQC ≥ 13 (eq. 6 del flow-chart di Figura C1 e Tabella C2). Poichè la procedura di calcolo non cambia in funzione del tipo di riferimento scelto per il confronto, i dati chimici vengono elaborati contemporaneamente per ottenere un valore di HQC ed una classe di pericolo chimico nei confronti di tutti i riferimenti adottati. Tabella C.2 - Classi di pericolo chimico rispetto ai valori di HQC Parte di provvedimento in formato grafico Parte di provvedimento in formato grafico Figura C1 - Procedura per l'elaborazione dei dati di caratterizzazione chimica dei sedimenti. APPENDICE 2D: INDIVIDUAZIONE DEI LIVELLI CHIMICI DI RIFERIMENTO LOCALI SOTTO IL PROFILO AMBIENTALE (L1LOC ) Procedura per l'individuazione del L1 Locale (L1loc ) Il Livello Chimico L1 è la concentrazione di una determinata sostanza presente nella matrice sedimento, in miscela con altri eventuali contaminanti, in corrispondenza della quale sono attesi generici effetti tossici e di bioaccumulo con scarsa probabilità. Per ciascuna sostanza L1loc è dato dal 90° percentile della distribuzione di dati giudicati "non tossici". È indispensabile utilizzare una numerosità campionaria di almeno 30 campioni risultati privi di pericolo ecotossicologico (HQ < 1) secondo i criteri di integrazione ponderata (Appendice 2B), di cui almeno 15 con bioaccumulo ricadente nella classe "Absent" o "Slight", secondo quanto riportato nell'Appendice 2E. Le analisi ecotossicologiche devono rispondere ai requisiti di cui al paragrafo 3.1. Sono utilizzabili soltanto i dati di campioni per i quali sono disponibili sia analisi chimiche che ecotossicologiche. Tali analisi possono essere riferite anche a tempi differenti, purché non antecedenti 10 anni e basate su "coppie" di dati associati (chimici ed ecotossicologici riferiti al medesimo campione), indipendentemente dal periodo in cui essi sono stati acquisiti. L'utilizzo di dati recenti permetterà di descrivere una situazione più "fedele" allo stato attuale dei luoghi. Ciascun valore di riferimento così individuato ha un campo di applicazione ottimale nei confronti di sedimenti locali con concentrazioni ricadenti nel medesimo range individuato dal set di dati utilizzato per le elaborazioni. Pertanto, l'estensione dell'utilizzo dei valori di riferimento a sedimenti con caratteristiche diverse deve tener conto dell'entità di tali differenze, valutando l'opportunità di una rielaborazione dei dati che includa tutte le misure effettuate, eventualmente ottenute anche da indagini integrative. APPENDICE 2E: CRITERI DI INTEGRAZIONE PONDERATA PER L'ELABORAZIONE DEI DATI DI BIODISPONIBILITÀ (BIOACCUMULO) L'applicazione dell'indice sintetico sulla biodisponibilità permette di stabilire quali e quanti contaminanti sono associati ai sedimenti, nonché il rischio associato al loro possibile trasferimento al comparto biotico. L'indice segue i seguenti principi: • la biodisponibilità dei contaminanti è valutata sulla base del confronto tra concentrazioni analizzate negli organismi esposti e quelle dei controlli negativi; • applicabilità a diversi organismi e diversi tessuti; • il bioaccumulo complessivo è inteso come numero di contaminanti accumulati, loro tipologia e entità delle variazioni osservate rispetto ai controlli. Inoltre: • è possibile selezionare la specie su cui testare la biodisponibilità, scegliendo in una lista di numerosi vertebrati o invertebrati tra quelli maggiormente utilizzati come bioindicatori in Mediterraneo (ad esempio mitili, vongole, ostriche, policheti e numerose specie ittiche); • è possibile selezionare il tessuto/i in cui sono condotte le analisi, e la condizione sperimentale che può prevedere popolazioni naturali, organismi trapiantati o esposti in condizioni di laboratorio ad esempio al sedimento tal quale, all'elutriato, o ad altre matrici. Il pericolo biodisponibilità per ciascun parametro viene calcolato come variazione di concentrazione rispetto ai controlli, ovvero come rapporto Ratio To Reference (RTR) tra la concentrazione tissutale misurata nei campioni rispetto al controllo (eq. 3 del flow chart di figura D1) , corretto in funzione della tipologia del contaminante (RTRp ) (punto 5 del flow chart di figura D1), e ulteriormente corretto per un coefficiente di significatività statistica; questo è calcolato sulla base di una funzione che può lasciare invariato l'RTR o diminuirne il contributo in funzione della sua significatività (punto 4 del flow chart di figura D1). A seconda dell'entità della variazione, ciascun parametro analizzato viene attribuito ad una di 5 classi di effetto (punto 6 del flow chart di figura D1), diversamente pesata nel calcolo del valore complessivo di HQ biodisponibilità. La stima dell'HQ complessivo viene effettuata mediando il contributo di quei parametri che presentano variazioni "basse" in termini di bioaccumulo, e addizionando la sommatoria degli RTRw di tutti quei parametri con effetto ≥ "moderato" (eq. 7 del flow chart di figura D1). La classe di pericolo biodisponibilità viene calcolata in funzione della distribuzione % dei parametri nelle varie classi di effetto ed assegnata ad uno di cinque livelli: da Assente a Molto alto (eq. 8 del flow chart di figura D1). Parte di provvedimento in formato grafico Figura D1 - Procedura per l'elaborazione dei dati di caratterizzazione chimica dei sedimenti. APPENDICE 2F: CRITERIO PER LA STIMA DEL LIVELLO DI EFFETTO GRAVE (LEG) Per i soli sedimenti di classe E, al fine di stimare la probabilità di gravi effetti tossici in relazione alla concentrazione del contaminante possono essere utilizzati i Modelli Additivi Generalizzati (modelli GAMs; Hasti e Tibshirani, 1990). I modelli additivi generalizzati (GAMs; Hasti e Tibshirani, 1990) sono estensioni semiparametriche dei più classici modelli lineari. Non conoscendo esattamente la migliore interpolazione tra probabilità di effetti tossici e contaminante, essi costituiscono un approccio flessibile all'identificazione e alla descrizione di relazioni di tipo non lineare, non essendo legati a particolari forme funzionali. Questo può essere realizzato introducendo una funzione di smoothing per ciascun predittore, ottenendo la seguente struttura: Parte di provvedimento in formato grafico dove le funzioni s sono i lisciatori di regressione (smoothers) e g è detta "funzione di link". Sono, quindi, basati sulla somma di p funzioni non parametriche relative a p variabili, oltre al termine costante e sull'impiego di una funzione legame (g) parametrica nota che collega la parte additiva del modello alla parte dipendente. La sola assunzione è che le variabili risposta (Y) siano indipendenti e che abbiano una distribuzione di probabilità nota.