Dal documento di valutazione dei rischi (DVR) alla valutazione integrata di impatto ambientale e sanitario (VIIAS)

Una mappa nel labirinto di sigle, percorsi e documenti che formano la base della gestione del rischio

Introduzione: il significato delle misure e la gerarchia delle domande

Nel dibattito contemporaneo sulle interazioni tra attività industriali, qualità dell’ambiente e tutela della salute pubblica, il confronto tende frequentemente a cristallizzarsi attorno ai dati quantitativi: concentrazioni di inquinanti, valori limite di soglia, tassi di ospedalizzazione, eccessi di mortalità e rischi attribuibili stimati. Come già evidenziato nelle riflessioni dedicate al cortocircuito comunicativo dei numeri nel contesto tarantino e alla distinzione concettuale fra mortalità prematura e mortalità evitabile, l’impiego rigoroso delle evidenze scientifiche impone una cautela preliminare imprescindibile: comprendere con esattezza che cosa ciascun indicatore misuri, a quale popolazione di riferimento si applichi, in quale finestra temporale si collochi e rispetto a quale scenario controfattuale o alternativa tecnica venga calcolato.

Questa esigenza epistemologica diviene ancor più stringente quando si transita dall’osservazione epidemiologica descrittiva alle procedure di valutazione chiamate a orientare le decisioni pubbliche e aziendali. In tale ambito, gli acronimi VR (Valutazione dei Rischi), VDS (Valutazione del Danno Sanitario), VIS (Valutazione di Impatto Sanitario) e VIIAS (Valutazione Integrata di Impatto Ambientale e Sanitario) identificano strumenti metodologici interconnessi ma strutturalmente distinti. Essi non rappresentano discipline rivali né fasi linearmente intercambiabili, bensì dispositivi analitici concepiti per rispondere a domande differenti, caratterizzati da propri oggetti di studio, tempistiche, metodologie e livelli di responsabilità istituzionale. La Valutazione dei Rischi attiene primariamente all’organizzazione e alle condizioni del lavoro; la Valutazione del Danno Sanitario indaga il nesso tra pressioni emissive, esposizioni ambientali e profilo epidemiologico in specifici contesti industriali; la Valutazione di Impatto Sanitario esplora preventivamente le ricadute potenziali di un progetto, piano o politica sulla salute di una collettività; la Valutazione Integrata di Impatto Ambientale e Sanitario innesta organicamente la dimensione sanitaria all’interno dei procedimenti autorizzativi e pianificatori di natura ambientale. Il caso dello stabilimento siderurgico ex ILVA di Taranto costituisce un laboratorio paradigmatico per osservare come tali prospettive possano dialogare proficuamente, ma anche quanto sia insidioso sovrapporre misure, stime modellistiche e conclusioni che rispondono a quesiti conoscitivi eterogenei.

1. Dal pericolo alla prevenzione nei luoghi di lavoro: la Valutazione dei Rischi (VR)

La Valutazione dei Rischi (VR) attiene primariamente all’organizzazione e alle condizioni del lavoro: la titolarità della sua elaborazione (che si concretizza nel Documento di Valutazione dei Rischi, DVR) costituisce un obbligo indelegabile del datore di lavoro — coadiuvato dal Responsabile del Servizio di Prevenzione e Protezione (RSPP) e dal medico competente, previa consultazione del Rappresentante dei Lavoratori per la Sicurezza (RLS) — ed è destinata in via primaria all’organizzazione aziendale stessa e ai lavoratori per l’attuazione delle misure di tutela, nonché agli organi pubblici di vigilanza (ASL/SPISAL, Ispettorato Nazionale del Lavoro) per le funzioni di controllo istituzionale.

La Valutazione del Danno Sanitario (VDS) indaga il nesso tra pressioni emissive, esposizioni ambientali e profilo epidemiologico in specifici contesti industriali; a differenza degli strumenti ad onere aziendale, la titolarità della sua redazione appartiene ad organi tecnici pubblici (congiuntamente le Agenzie Regionali per la Protezione dell’Ambiente, le Aziende Sanitarie Locali e gli enti sanitari regionali come AReSS, secondo le procedure regionali o il DM 24 aprile 2013), mentre i destinatari sono le Autorità competenti al rilascio o al riesame dell’Autorizzazione Integrata Ambientale (Ministero dell’Ambiente, Regione), i Ministeri della Salute e dell’Ambiente, i Sindaci (quali autorità sanitarie locali) e la collettività.

La Valutazione di Impatto Sanitario (VIS) esplora preventivamente le ricadute potenziali di un progetto, piano o politica sulla salute di una collettività: nell’ambito dei grandi progetti sottoposti a VIA, la titolarità dell’elaborazione dello studio spetta al soggetto proponente (pubblico o privato), che lo redige secondo le linee guida dell’Istituto Superiore di Sanità (ISS), indirizzandolo all’Autorità competente per l’autorizzazione e agli enti del Sistema Sanitario (ISS, Regioni, ASL) incaricati della verifica istruttoria e della formulazione del parere sanitario (fermo restando che, per piani o politiche pubbliche, la VIS può essere promossa direttamente da enti territoriali o sanitari a beneficio dei decisori politici).

La Valutazione Integrata di Impatto Ambientale e Sanitario (VIIAS), infine, innesta organicamente la dimensione sanitaria all’interno dei procedimenti autorizzativi e pianificatori di natura ambientale (VAS, VIA, AIA): anche in questo caso, l’onere dell’elaborazione tecnica ricade sul proponente o gestore dell’impianto (ovvero sull’autorità procedente nella VAS) sulla base dei manuali ISPRA/SNPA, mentre i destinatari sono le Autorità competenti al rilascio del provvedimento ambientale, coadiuvate per l’istruttoria tecnica dal Sistema Nazionale a rete per la Protezione dell’Ambiente (ISPRA/ARPA) e dalle strutture del Servizio Sanitario Nazionale, oltre ai portatori di interesse coinvolti nelle fasi di consultazione pubblica.

2. La Valutazione del Danno Sanitario (VDS): la distinzione tra osservazione epidemiologica e attribuzione causale

Quando lo sguardo dell’analisi si dilata dal perimetro dello stabilimento all’intero ecosistema urbano e territoriale, mutano radicalmente la composizione demografica della popolazione, la scala temporale dell’esposizione — che diviene cronica e multigenerazionale — e la natura delle informazioni richieste. La Valutazione del Danno Sanitario (VDS) si configura, in specifici contesti industriali ad alta pressione ambientale, come lo strumento deputato a mettere in relazione le pressioni emissive, le esposizioni ambientali stimate o misurate e il profilo epidemiologico della popolazione residente, al fine di orientare le priorità di prevenzione e di mitigazione del rischio. Essa non costituisce una trasposizione su scala geografica del documento di valutazione dei rischi aziendale, né può in alcun modo sostituirlo.

D’altro canto, la stessa locuzione “VDS” non identifica, da sola, un protocollo metodologico univoco e invariante: per comprenderne la portata occorre sempre specificare il quadro normativo di riferimento, gli enti coinvolti, gli scenari esaminati e il periodo di osservazione. L’esperienza maturata in Puglia mostra con chiarezza tale complessità, affiancando procedure radicate nella legislazione regionale a rapporti redatti ai sensi del decreto interministeriale del 24 aprile 2013. Come documentato da ARPA Puglia, l’architettura valutativa regionale articola una fase conoscitiva integrata sui dati ambientali ed epidemiologici e una successiva fase di stima del rischio, la cui interpretazione richiede l’azione sinergica di ARPA, dell’Agenzia Regionale Strategica per la Salute ed il Sociale (AReSS) e delle Aziende Sanitarie Locali territorialmente competenti.

Il nodo cruciale sul piano scientifico risiede, in questo ambito, nella netta demarcazione epistemologica tra osservazione descrittiva e attribuzione causale. Il riscontro epidemiologico di un eccesso statisticamente significativo di mortalità, di ricoveri ospedalieri o di incidenza di patologie neoplastiche e cronico-degenerative rispetto a una popolazione di riferimento segnala inequivocabilmente una criticità di salute pubblica che esige risposte istituzionali. Tuttavia, l’osservazione di un eccesso non dimostra, isolatamente considerata, quale frazione di tale carico di malattia sia direttamente imputabile a una singola sorgente industriale. Nella genesi dei profili di salute territoriali concorrono infatti molteplici determinanti e fattori di confondimento: esposizioni ambientali pregresse legate a cicli storici differenti, esposizioni occupazionali dei residenti, emissioni provenienti da altre fonti (traffico veicolare, riscaldamento domestico, attività portuali o altre industrie), condizioni di deprivazione socioeconomica, stili di vita individuali, dinamiche demografiche, diseguaglianze nell’accesso e nella qualità dell’assistenza sanitaria, nonché eventuali disomogeneità nelle modalità di registrazione e codifica degli eventi sanitari.

La letteratura scientifica recente offre conferme illuminanti circa la necessità di coniugare rigore analitico e prudenza interpretativa. Uno studio osservazionale territoriale condotto nei quartieri di Taranto da Gennaro et al. (2021) ha documentato rilevanti differenziali di mortalità associati tanto a indicatori di pressione ambientale quanto a indici di svantaggio socioeconomico, riportando in specifici rioni eccessi di mortalità generale del 12% nella popolazione maschile e del 9% in quella femminile, con punte ancor più marcate in altre sub-aree urbane; gli stessi autori, nondimeno, richiamano l’attenzione sui limiti intrinseci dei disegni di studio ecologici e sulla complessa sfida metodologica di scorporare il peso specifico dell’inquinamento industriale da quello della deprivazione sociale e di altre covariate territoriali. Analogamente, una vasta meta-analisi ecologica condotta su scala nazionale da Minichilli et al. (2025) sui siti contaminati italiani ospitanti complessi petrolchimici e siderurgici ha evidenziato eccessi di rischio nella maggioranza delle stime esaminate; tuttavia, il riscontro di un’elevata eterogeneità statistica nel 60% delle stime e il limitato aggiustamento per lo stato socioeconomico inducono a concludere che tali evidenze, pur giustificando pienamente l’urgenza di interventi di bonifica e di sorveglianza epidemiologica attiva, non autorizzano un’attribuzione meccanicistica e totalizzante di ogni eccesso osservato alla singola fonte emissiva.

Vale peraltro anche il principio simmetrico e inverso: una stima modellistica di rischio predittivo non può mai essere letta come un conteggio empirico di casi clinici realmente verificatisi. L’epidemiologia osservazionale e la modellistica di esposizione devono piuttosto instaurare un dialogo dialettico, in cui la prima fotografa lo stato di salute reale della comunità e la seconda consente di testare ipotesi sul contributo specifico delle diverse pressioni ambientali, fermo restando che l’incertezza conoscitiva non deve mai tradursi in un alibi per differire azioni di tutela a fronte di criticità documentate.

3. Valutare le alternative prima delle decisioni: VIS e VIIAS a confronto

Mentre la VDS interviene prevalentemente su assetti produttivi esistenti per valutarne il danno associato o il rischio residuo, la Valutazione di Impatto Sanitario (VIS) e la Valutazione Integrata di Impatto Ambientale e Sanitario (VIIAS) si caratterizzano come strumenti eminentemente prospettici, concepiti per illuminare le scelte prima che esse vengano cristallizzate in atti autorizzativi o pianificatori.

La VIS sostiene i decisori pubblici esaminando in via preventiva le potenziali conseguenze — tanto sfavorevoli quanto favorevoli — che un progetto infrastrutturale, un piano urbanistico o una politica pubblica possono avere sulla salute di una popolazione. Come chiarito dalle linee guida dell’Istituto Superiore di Sanità (Rapporti ISTISAN 22/35 del 2022), la VIS non si riduce a una compilazione descrittiva del profilo demografico ed epidemiologico locale, ma integra metodiche di valutazione dell’esposizione, analisi tossicologiche, funzioni epidemiologiche di rischio, modellistica ambientale e indicatori socioeconomici. Suo compito qualificante è analizzare la distribuzione degli impatti tra i diversi sottogruppi sociali, tutelare le fasce più vulnerabili, confrontare opzioni progettuali e tecnologiche alternative, esplicitare i margini di incertezza e le lacune informative, definire protocolli di monitoraggio ex post e promuovere processi strutturati di partecipazione dei portatori di interesse e delle comunità locali.

La VIIAS, dal canto suo, risponde all’esigenza di saldare organicamente la tutela della salute all’interno dei procedimenti codificati del diritto ambientale: la Valutazione Ambientale Strategica (VAS), la Valutazione di Impatto Ambientale (VIA) e l’Autorizzazione Integrata Ambientale (AIA). Il riferimento metodologico cardine è costituito dalle linee guida elaborate da ISPRA e dal Sistema Nazionale per la Protezione dell’Ambiente nel 2016 (Manuali e linee guida 133/2016), da non confondere con l’omonimo ma distinto progetto nazionale di ricerca VIIAS dedicato alla stima dell’impatto dell’inquinamento atmosferico su scala macro-territoriale.

Sarebbe profondamente riduttivo confinare la VIIAS al solo calcolo della dispersione degli inquinanti chimici, riservando alla VIS il monopolio della dimensione umana e sanitaria. Al contrario, le linee guida VIIAS prescrivono l’analisi contestuale del profilo sanitario e socioeconomico, delle vulnerabilità e delle alternative progettuali, mentre la VIS si avvale regolarmente di modelli numerici di dispersione e di stime quantitative. Per cogliere appieno le specificità e le complementarietà dei quattro strumenti esaminati, risulta utile sintetizzarne i caratteri strutturali nella seguente prospettiva comparata:

Tabella 1. Le quattro valutazioni: domanda decisionale, oggetto dell’analisi, titolarità dell’elaborazione e destinatari del documento.

Come evidenzia lo schema comparativo, i confini metodologici tra gli strumenti sono permeabili; ciò che muta radicalmente è il quesito istituzionale che innesca la valutazione, il perimetro normativo di applicazione e la titolarità della decisione finale, la quale deve sempre dar conto pubblicamente delle evidenze esaminate e della distribuzione sociale dei benefici e degli oneri.

4. La catena sorgente–esposizione–effetto e l’insidia del doppio conteggio

Affinché una valutazione integrata risulti scientificamente robusta e trasparente, essa deve rendere interamente ripercorribile la catena causale e modellistica che connette l’impianto industriale alla popolazione recettrice. Tale sequenza prende avvio dall’identificazione puntuale delle sorgenti (camini convogliati, emissioni fuggitive e rilasci diffusi da parchi minerali o lavorazioni) e dalla caratterizzazione quali-quantitativa dei flussi emissivi. Attraverso modelli matematici di dispersione e di trasformazione chimico-fisica — alimentati dai dati orografici e meteorologici locali — si stima quindi la distribuzione spaziale e temporale delle concentrazioni degli inquinanti al suolo, incrociandola con la distribuzione demografica e le abitudini di vita della popolazione per stimare l’esposizione effettiva attraverso le diverse vie di contatto.

Nel passaggio cruciale dall’esposizione alla stima degli effetti sanitari entrano in gioco metriche tossicologiche ed epidemiologiche il cui significato formale non deve mai essere travisato. Nell’approccio tossicologico applicato agli effetti non cancerogeni (con soglia), la dose o concentrazione inalata viene rapportata a una dose di riferimento ritenuta sicura: l’indice adimensionale che ne scaturisce, denominato Quoziente di Pericolo (Hazard Quotient), segnala il superamento o meno di un margine di cautela, ma non esprime in alcun modo né il numero di soggetti malati né la probabilità individuale di contrarre una patologia. Per le sostanze genotossiche e cancerogene (prive di soglia), la concentrazione ambientale viene invece moltiplicata per un Fattore di Rischio Unitario (Unit Risk) per stimare l’incremento della probabilità teorica di sviluppare una neoplasia nell’arco convenzionale di 70 anni di esposizione continua. Analogamente, quando l’epidemiologia applica funzioni di concentrazione-risposta (derivate da studi di coorte) a un differenziale di esposizione per calcolare i casi attribuibili in una popolazione, ad esempio stimando un rischio aggiuntivo di un caso atteso su centomila esposti, essa fornisce una misura aggregata del carico sanitario utile a confrontare scenari alternativi, non una diagnosi predittiva individuale né l’identificazione nominativa di un paziente.

Altrettanto rigore si impone nel qualificare la natura originaria del dato di input: una concentrazione chimica realmente misurata al recettore, una concentrazione simulata da un modello numerico e un valore numerico convenzionale assegnato d’ufficio a misure analitiche inferiori al limite di quantificazione (LOQ) hanno significati profondamente diversi. Come discusso nell’analisi dedicata al peso dei valori convenzionali nelle stime di rischio, qualora l’adozione di una convenzione matematica per i dati sotto soglia analitica finisca per generare una quota preponderante del rischio calcolato, il valutatore ha il dovere deontologico di affiancare al calcolo regolatorio un’accurata analisi di sensibilità. Quest’ultima non mira ad aggirare le prescrizioni normative né ad assumere arbitrariamente che un inquinante non quantificabile equivalga a un’esposizione pari a zero, bensì a rendere trasparente al decisore in che misura l’esito finale dipenda dalle assunzioni analitiche adottate.

Nella ricostruzione della catena esposizione-effetto si annida inoltre una delicata problematica metodologica nota come rischio di “doppio conteggio” (double counting). Le popolazioni urbane e industriali non sono esposte a singoli composti isolati, bensì a miscele complesse di inquinanti atmosferici strettamente correlati tra loro per origine emissiva e dinamica di dispersione. Sommare aritmeticamente gli impatti sanitari calcolati applicando modelli a singolo inquinante per il particolato fine PM2,5, il particolato inalabile PM10, il biossido di azoto (NO2) e altri traccianti conduce inevitabilmente a una sovrastima del danno, poiché ciascun indicatore è un tracciante della medesima miscela. La rilevanza quantitativa di tale distorsione è stata chiaramente documentata da una recente meta-analisi di Chen et al. (2024) sulle funzioni concentrazione-risposta impiegate nelle valutazioni di impatto sanitario: per la mortalità associata al PM2,5 (per incrementi di 5 µg/m³, l’Hazard Ratio passa da 1,053 nei modelli a singolo inquinante a 1,035 nei modelli bi-inquinante aggiustati; parallelamente, per il biossido di azoto (per incrementi di 10 µg/m³), l’Hazard Ratio si riduce da 1,032 a 1,024. Gli autori raccomandano pertanto l’impiego di modelli congiunti multi-inquinante o di specifici coefficienti correttivi, come prassi necessaria per garantire stime di impatto sanitario prudenti e metodologicamente difendibili.

5. Il caso Taranto: scenari modellistici, stato dell’arte e non fotografie del presente

Le vicende autorizzative e valutative legate allo stabilimento siderurgico ex ILVA di Taranto offrono una dimostrazione plastica del perché ogni stima di impatto debba dichiarare con estrema precisione i propri confini spazio-temporali e progettuali. Dal punto di vista storico-normativo, il DPCM del 14 marzo 2014 ha approvato il Piano delle misure e delle attività di tutela ambientale e sanitaria, successivamente modificato dal DPCM del 29 settembre 2017, che ha introdotto un limite produttivo transitorio, subordinando i regimi di marcia al completamento e al collaudo degli interventi di risanamento prescritti, mentre le condizioni attualmente vigenti vanno ricercate nei provvedimenti di riesame successivi. In tale quadro, evocare genericamente «uno scenario di rischio dell’acciaieria» è scientificamente privo di senso: occorre sempre specificare il documento di origine, l’anno di riferimento, la configurazione impiantistica ipotizzata, il volume produttivo annuo, il paniere di inquinanti selezionato, il quadro geografico, la popolazione inclusa, i campi meteorologici, l’efficienza presunta dei sistemi di abbattimento e il livello di fondo assunto come controfattuale.

A titolo esemplificativo, la ricostruzione operata da ARPA Puglia in merito al procedimento di riesame dell’AIA avviato nel 2019 si fonda sul confronto tra due scenari teorici ben circoscritti: un assetto ante operam, ancorato a una capacità produttiva autorizzata di 6 milioni di tonnellate annue di acciaio, e un assetto post operam, proiettato al completamento delle prescrizioni ambientali, corrispondente a una produzione di 8 milioni di tonnellate annue. La Valutazione del Danno Sanitario regionale (Rapporto VDS 2023), riferita allo scenario ante operam di 6 milioni di tonnellate, ha evidenziato la persistenza di un rischio sanitario residuo giudicato inaccettabile. È tuttavia essenziale comprendere che tali scenari rappresentano condizioni ipotetiche definite all’interno di quella specifica architettura procedurale: non misurano la produzione reale odierna dello stabilimento, né tantomeno attestano che le opere di mitigazione previste siano state integralmente realizzate. La necessità di distinguere rigorosamente tra previsioni e realtà impiantistica trova conferma nel tredicesimo rapporto ISPRA sui controlli ambientali presso il siderurgico (aggiornato ai sopralluoghi fino al 31 dicembre 2025 e pubblicato il 31 marzo 2026), il quale, a fronte dell’avvenuta copertura dei nastri trasportatori e dell’installazione dei sistemi di filtrazione MEROS, rileva il persistere di criticità strutturali, tra cui il mancato completamento della copertura del parco fossile.

Una lettura altrettanto rigorosa si impone per il rapporto di Valutazione di Impatto Sanitario pubblicato nel 2023 dall’Ufficio Regionale per l’Europa dell’OMS (Health impact assessment of steel plant activities in Taranto, Italy). Lo studio dell’OMS mette a confronto tre scenari emissivi storici e progettuali relativi alle configurazioni pre-AIA 2010, AIA 2012 e post-AIA 2015 — riferimenti cronologici che non vanno confusi né con l’anno di edizione del volume (2023) né tantomeno con gli scenari regionali da 6 e 8 milioni di tonnellate sopra citati. Per quantificare l’impatto sulla mortalità, l’OMS ha modellizzato la dispersione del PM10 di origine industriale, ricavandone, per via parametrica, il contributo incrementale dell’impianto alle concentrazioni ambientali di PM2,5 e valutandone gli effetti rispetto a un livello di fondo controfattuale privo delle emissioni dello stabilimento.

Come dettagliato nella Tabella 8 del rapporto OMS (pp. 43-44), nella popolazione di età pari o superiore a 30 anni residente nell’intera area VDS (comprendente i comuni di Taranto, Massafra e Statte), i decessi prematuri annui per cause naturali attribuibili alle emissioni stimate ammontano rispettivamente a 27 (intervallo di confidenza al 95%: 14–43) nello scenario 2010, a 17 (IC 95%: 9–27) nello scenario 2012 e a 5 (IC 95%: 2–8) nello scenario 2015. La medesima tabella riporta con precisione i valori riferiti al solo territorio comunale di Taranto, pari rispettivamente a 26, 16 e 4 decessi prematuri annui; tuttavia, nell’abstract del documento dell’OMS, i valori di 27 e 5 vengono erroneamente attribuiti alla sola città di Taranto, anziché all’aggregato dei tre comuni dell’area VDS. Una comunicazione scientifica onesta ha il dovere di mantenere esplicita tale discordanza all’interno del documento internazionale, riportando con esattezza la fonte tabellare, il perimetro geografico e la classe demografica, senza risolvere arbitrariamente l’ambiguità scegliendo il numero più funzionale a una tesi preesistente. Sul piano sostanziale, inoltre, va ribadito che tali cifre rappresentano stime probabilistiche di popolazione, non conteggi di decessi osservati e attribuiti nominativamente, e che non esauriscono l’impatto complessivo dello stabilimento, poiché per numerosi altri inquinanti e vie di esposizione l’OMS ha dovuto constatare l’assenza di dati sufficientemente solidi per procedere a una quantificazione affidabile.

6. Dalla valutazione alla gestione empirica della transizione e delle misure di mitigazione

Il ciclo della valutazione del rischio e dell’impatto sanitario assolve compiutamente al proprio mandato istituzionale solo se riesce a tradursi in decisioni operative e in programmi di gestione la cui efficacia sia sottoposta a verifica empirica rigorosa. Un programma organico di gestione del rischio in un’area ad elevata complessità industriale deve articolarsi lungo direttrici chiaramente verificabili: l’abbattimento strutturale delle emissioni alla fonte, il contenimento rigoroso delle dispersioni diffuse, il potenziamento delle reti di monitoraggio ambientale e di sorveglianza epidemiologica, la tutela sanitaria dei lavoratori, la definizione di indicatori di risultato corredati da cronoprogrammi e responsabilità esecutive certe, la revisione periodica delle prescrizioni autorizzative e la comunicazione trasparente e accessibile degli esiti alla cittadinanza.

L’importanza cruciale di verificare sul campo se i provvedimenti normativi producano realmente i benefici attesi è illustrata in modo esemplare da uno studio quasi-sperimentale con disegno a serie temporali interrotte condotto a Taranto da Gianicolo et al. (2021). Analizzando l’andamento delle concentrazioni di PM10 a seguito dell’introduzione delle misure di mitigazione ambientale, i ricercatori hanno documentato una riduzione statisticamente significativa, pari al 25,6%, del differenziale di concentrazione di particolato tra il quartiere più prossimo agli impianti (Tamburi) e un quartiere urbano di controllo; per converso, lo studio non ha rilevato alcuna riduzione significativa delle concentrazioni inquinanti nelle specifiche fasce orarie interessate dagli avvisi alla popolazione e dalle prescrizioni gestionali legate ai cosiddetti wind days (i giorni di vento forte proveniente dai quadranti nord-occidentali). Tale evidenza dimostra che l’efficacia di una misura di sanità pubblica non può mai essere presunta ex ante sulla sola base della sua emanazione formale, ma deve essere validata attraverso il vaglio dei dati osservazionali.

Un territorio industriale, infine, non può essere ridotto a una griglia geometrica di recettori passivi su una mappa di isoconcentrazione: esso è una comunità storica vivente in cui lo stesso complesso produttivo rappresenta, a un tempo, una fonte di pressione ambientale, un bacino primario di reddito e un elemento costitutivo dell’identità sociale. La tutela dell’integrità biologica dei cittadini e dei lavoratori e la salvaguardia della tenuta occupazionale e sociale non devono essere strumentalizzate per elidersi a vicenda, ma governate all’interno di una transizione trasparente. Ciò richiede di integrare le metriche di rischio chimico-fisico con l’analisi dei bisogni assistenziali e con indicatori compositi di salute pubblica — quali la mortalità prematura, la mortalità evitabile, gli anni di vita perduti (YLL) e gli anni vissuti con disabilità (YLD) — che evidenziano dimensioni complementari del carico di malattia, senza ridurre la complessità sociale a un singolo indice numerico né attribuire al sistema sanitario l’origine primaria delle patologie ambientali. In questo percorso, la partecipazione informata della comunità non entra in conflitto con l’autonomia tecnico-scientifica degli enti preposti: la conoscenza, basata sull’esperienza vissuta, delle condizioni di vita e di lavoro aiuta a far emergere criticità inesplorate, mentre alle istituzioni competenti resta l’onere di validare le evidenze e di motivare le scelte adottate.

Conclusioni: per una prevenzione capace di verificare se stessa

Attraversare la soglia dei valori limite non significa affatto abbandonare il rigore delle regole o relativizzare le evidenze scientifiche; significa, al contrario, ricomporre saperi specialistici che, se confinati in compartimenti stagni, offrono risposte inevitabilmente monche. Mentre la VR presidia la sicurezza e la salute nei luoghi di lavoro, la VDS esplora il legame tra le pressioni emissive e lo stato di salute osservato in un territorio, la VIS soppesa preventivamente gli scenari alternativi di piani e progetti e la VIIAS radica tale visione integrata nel cuore dei procedimenti autorizzativi ambientali. In questo mosaico interdisciplinare, l’igiene industriale e ambientale caratterizza le sorgenti e i profili di esposizione, la tossicologia chiarisce i meccanismi patogenetici e le soglie di plausibilità biologica, l’epidemiologia osserva i fenomeni morbosi nella popolazione e ne indaga i nessi causali, mentre la medicina clinica e i servizi sanitari territoriali intercettano e prendono in carico i bisogni concreti delle persone.

Nessuno di questi strumenti, isolatamente considerato, è in grado di esaurire la complessità del reale: una concentrazione nell’aria ambiente non coincide con una dose individuale assorbita; un’esposizione non si traduce meccanicamente in uno stato di malattia; un’associazione statistica su base ecologica non identifica da sola un fattore eziologico unico; una proiezione modellistica non equivale a un registro nominativo di casi clinici; la conformità formale a un limite di legge non esaurisce il dovere morale e tecnico della prevenzione primaria.

Per il medico del lavoro, per l’igienista e per l’epidemiologo, l’etica scientifica non consiste nel selezionare le metriche più congeniali a suffragare una tesi precostituita, bensì nel dichiarare con chiarezza i dati di partenza, le assunzioni metodologiche, i margini di incertezza e le alternative praticabili, sottoponendo anche le proprie stime a un costante vaglio critico. Lo scetticismo metodologico non è mai sinonimo di paralisi decisionale: rappresenta piuttosto la bussola per adottare interventi di mitigazione proporzionati alle conoscenze disponibili e per verificare empiricamente, nel tempo, se le decisioni assunte abbiano realmente generato esposizioni minori, luoghi di lavoro più salubri, cure più eque e una tutela effettiva e congiunta della salute delle persone e del territorio.

Riferimenti bibliografici e normativi

Fonti normative e istituzionali

• Decreto legislativo 9 aprile 2008, n. 81. Attuazione dell’articolo 1 della legge 3 agosto 2007, n. 123, in materia di tutela della salute e della sicurezza nei luoghi di lavoro (articoli 2, 28 e 29).
• Decreto Ministeriale 24 aprile 2013 (Ministero della Salute, Ministero dell’Ambiente e della Tutela del Territorio e del Mare). Definizione dei criteri metodologici utili per la redazione del rapporto di valutazione del danno sanitario (VDS).
• DPCM 14 marzo 2014 (Approvazione del Piano delle misure e delle attività di tutela ambientale e sanitaria per lo stabilimento ILVA di Taranto) e DPCM 29 settembre 2017 (Modifiche al Piano delle misure e delle attività di tutela ambientale e sanitaria dello stabilimento ILVA).
• ARPA Puglia. Valutazione del danno sanitario: quadro regionale e nazionale e riesame dell’AIA.
• ARPA Puglia, AReSS Puglia, ASL Taranto. Rapporto di Valutazione del Danno Sanitario (VDS), 2023 (p. 93).
• Istituto Superiore di Sanità (ISS). Linee guida per la valutazione di impatto sanitario: approfondimento tecnico-scientifico. Rapporti ISTISAN 22/35, 2022.
• ISPRA e Sistema Nazionale per la Protezione dell’Ambiente (SNPA). Linee guida VIIAS nelle procedure VAS, VIA e AIA. Manuali e linee guida 133/2016.
• Progetto CCM-VIIAS. Metodi per la valutazione integrata dell’impatto ambientale e sanitario dell’inquinamento atmosferico.
• ISPRA. 13° rapporto sui controlli presso lo stabilimento siderurgico di Taranto (controlli fino al 31 dicembre 2025). 31 marzo 2026.
• World Health Organization (WHO) Regional Office for Europe. Health impact assessment of steel plant activities in Taranto, Italy. Copenhagen: WHO Regional Office for Europe; 2023 (Tabella 8, pp. 43-44).

Letteratura scientifica

• Chen J, Rodopoulou S, de Hoogh K, et al. Meta-analisi delle funzioni concentrazione-risposta per PM2,5 e NO2 nei modelli a singolo e doppio inquinante per le valutazioni di impatto sanitario. Environmental Research. 2024; 263:120215. doi:10.1016/j.envres.2024.120215.
• Gennaro V, Cervellera S, Cusimano R, et al. Studio osservazionale territoriale sulla mortalità nei quartieri di Taranto e ruolo dei determinanti ambientali e socioeconomici. Environmental Research. 2021; 201:112007. doi:10.1016/j.envres.2021.112007.
• Gianicolo EAL, Mangia C, Cervino M, et al. Valutazione quasi-sperimentale mediante serie temporali interrotte degli interventi di mitigazione ambientale a Taranto. BMC Public Health. 2021; 21:1954. doi:10.1186/s12889-021-11832-3.
• Minichilli F, Santoro M, Bianchi F, et al. Meta-analisi ecologica dei siti contaminati di interesse nazionale con impianti petrolchimici e siderurgici in Italia. BMC Public Health. 2025. doi:10.1186/s12889-025-22997-6.
• Mutti A. Il cortocircuito dei numeri: giustizia, salute e realtà industriale a Taranto (2026); Mortalità prematura e mortalità evitabile: che cosa misuriamo? (2026); Dall’associazione alla causalità; Quando un valore convenzionale diventa metà del rischio. (vedi sotto)

Continua la lettura

• Il cortocircuito dei numeri: giustizia, salute e realtà industriale a Taranto
• Mortalità prematura e mortalità evitabile: che cosa misuriamo?
• Dall’associazione alla causalità
• Quando l’epidemiologia diventa un verdetto