2. Ozono troposférico: información de fondo
2.1 El problema del ozono en Europa
La contaminación fotoquímica se forma a partir de las emisiones de óxidos de nitrógeno (NOx, donde NOx = NO + NO2) y de compuestos orgánicos volátiles (COV) y monóxido de carbono (CO) en presencia de la luz solar. El ozono (O3), el principal contaminante fotoquímico, se transporta a través de las fronteras nacionales (Simpson y Malik, 1996). Las emisiones de NOx son responsables de gran parte de la formación de ozono que se produce en las zonas rurales. En las regiones más densamente pobladas, en particular cerca de las ciudades, la formación de ozono se ve reforzada por las emisiones de COV. Los COV se desprenden principalmente del tráfico rodado y del uso de productos que contienen disolventes orgánicos. Los NOx y el CO se emiten sobre todo en los procesos de transporte y combustión. Una vez liberados, estos precursores son dispersados por el viento y la turbulencia atmosférica. Los contaminantes recién emitidos se mezclan con otros contaminantes, incluido el ozono, presentes en el aire de fondo, y se produce un complicado proceso de reacciones químicas y dilución continua.
La exposición al ozono induce efectos sobre la salud y el medio ambiente, provocando dificultades respiratorias en personas sensibles y posibles daños en la vegetación y los ecosistemas (OMS, 1996a, b). Las respuestas significativas tanto en los seres humanos como en las plantas se producen en las concentraciones ambientales actuales de ozono o cerca de ellas (UN-ECE, 1996). Los valores umbral establecidos para la protección de la salud humana, la vegetación y los ecosistemas se superan con frecuencia en la mayoría de los países europeos, por lo que cabe esperar efectos adversos generalizados en la población europea, los cultivos y la vegetación natural (de Leeuw y van Zantvoort, 1996; Hjellbrekke et al., 1996). El ozono en la troposfera también es importante para la cuestión del cambio climático, ya que el ozono es un gas de efecto invernadero. Actualmente se calcula que el ozono troposférico añade 0,4 W.m-2 al actual forzamiento climático aumentado de 2,45 W.m-2. El forzamiento total es el resultado del aumento de los compuestos de larga vida únicamente (CO2, CH4, N2O, halocarbonos) (IPCC, 1995). La cuestión de la formación, los efectos y la reducción del ozono es compleja y, debido a su naturaleza transfronteriza, será necesario un esfuerzo internacional para desarrollar una política coherente para hacer frente al problema (Amann et al., 1996).
2.2 Formación química del ozono
La reacción fotoquímica en cadena que produce el ozono se inicia y se mantiene mediante radicales reactivos. En el proceso se forman otros productos como el nitrato de acetilo peroxi, el ácido nítrico, los aldehídos, los ácidos orgánicos, las partículas y muchas especies radicales de vida corta. Los COV actúan como «combustible» en el proceso de formación del ozono, mientras que el NO funciona más o menos como un catalizador, ya que se regenera en el proceso de formación. El NO también desempeña un papel clave en la regeneración de los radicales reactivos y en el progreso posterior de las reacciones. La fotoquímica simplificada del ozono, que en realidad es un proceso complejo y altamente no lineal, se muestra en el Recuadro 1.
Altas concentraciones de NO recién emitido eliminan localmente el O3, proceso que conduce a la formación de NO2. Cerca de las fuentes, este proceso de titulación puede considerarse como un sumidero de ozono. Además, las altas concentraciones de NO2 desvían el paso de oxidación inicial de los COVs formando otros productos (por ejemplo, ácido nítrico), lo que impide la formación neta de O3. Debido a estas reacciones, una disminución de los NOx puede dar lugar a un aumento del O3 en proporciones bajas de COV/NOx, como ocurre en las ciudades. En este régimen, a menudo llamado limitado por los COV, el control de las emisiones de compuestos orgánicos es más eficaz para reducir los valores máximos de contaminación por ozono a nivel local.
A medida que una masa de aire se aleja de un centro urbano, su relación COV/NOx cambia debido a nuevas reacciones fotoquímicas, procesos meteorológicos y la aparición de nuevas emisiones. La concentración de NOx disminuye más rápidamente que la de COV y, en consecuencia, la relación COV/NOx se amplía. Cuando las relaciones COV/NOx son elevadas y se dan en situaciones de fondo, la química tiende al caso de limitación de NOx y las reducciones de NOx se consideran más eficaces para reducir el ozono en estas situaciones. Trabajos recientes (Kramp et al., 1994; Flocke et al., 1994) indican que la fotoquímica en los penachos urbanos procede más rápidamente de lo que se suponía. La oxidación de los COV da lugar a más ozono en un periodo de tiempo más corto y a una eliminación más rápida de los NOx. Por tanto, el régimen en el que la formación de ozono está controlada por la concentración de NOx se alcanza más rápidamente de lo que se pensaba (Borrell et al., 1995).
Caja 1: La fotoquímica de la formación de ozono en forma simplificada
| VOC + OH + O2 ® RO2 + H2O RO2 + NO + O2 ® NO2 + HO2 + CARB HO2 + NO ® NO2 + OH 2(NO2 + hv +O2 » NO + O3) |
|
|
net: |
(NOx + OH +) VOC + 4O2 ® 2O3 + CARB + H2O (+ NOx + OH) |
| VOC significa compuesto orgánico volátil y CARB, compuestos de carbonilo, que desempeñan el papel de los hidrocarburos en las etapas posteriores de oxidación. OH y HO2 son radicales de vida corta que desempeñan un papel importante en el proceso de formación de ozono. | |
La complejidad del efecto de la reducción de las emisiones de NOx en la formación de O3 puede ilustrarse con el «efecto fin de semana». Dumont (1996) documentó que los niveles de O3 en las aglomeraciones belgas eran significativamente más altos durante los fines de semana que durante la semana. Durante los veranos de «smog», el pico medio de la tarde era aproximadamente un 20% más alto los sábados y domingos en comparación con el pico de la tarde de los «días laborables». En el caso del NO2 ocurrió lo contrario; esta especie fue mucho más baja los sábados y los domingos. Sin embargo, la suma de O3 y NO2, a menudo denominada Ox, fue similar independientemente del día que se tomara. Esto puede explicarse por la menor conversión de O3 por NO en NO2 como resultado del bajo nivel de emisiones de NOx durante el fin de semana en las ciudades belgas (alrededor de un 30% menos). En este caso, este efecto local de reducción del ozono es más importante que la reducción del ozono por la disminución de las emisiones de precursores (NOx y COV). Otras variaciones del ozono durante los días laborables sugieren otras contribuciones no locales. En Austria, en las estaciones situadas en Viena o sus alrededores, las concentraciones máximas medias de ozono también muestran un patrón semanal distinto, aunque los niveles más bajos se registran los lunes y los martes. Se cree que esto refleja la reducción del ozono por la menor emisión de precursores en una zona más amplia y el efecto del transporte (Schneider,1998). Brönniman y Neu (1997) concluyen, a partir del análisis de los datos suizos, que existen dos patrones distintos en el ciclo semanal del ozono. Cuando la meteorología no es favorable a la producción de ozono se observan mayores concentraciones durante el fin de semana. Sin embargo, en condiciones favorables, el pico medio de ozono de los domingos era entre un 10 y un 15% inferior al de los días laborables.
Cabe señalar que el «efecto de fin de semana» contraproducente sólo puede producirse como resultado de reducciones iniciales y pequeñas de NOx, en ausencia de reducciones simultáneas de las emisiones de COV. Para alcanzar niveles aceptables de ozono y superar el umbral inicial de contraproductividad, es necesario reducir una fracción importante tanto de las emisiones de NOx como de COV.
2.3 Escalas espaciales
La formación de ozono se produce a varias escalas, desde la local, como en zonas urbanas como Atenas y Milán, pasando por la regional, como en el centro y noroeste de Europa, hasta la hemisférica, como en el aumento de las concentraciones de fondo en las latitudes medias del norte. Los oxidantes formados localmente suelen mostrar grandes variaciones temporales y espaciales, con elevadas concentraciones máximas causadas por emisiones que se producen principalmente durante el mismo día. La formación regional de oxidantes suele producirse en conexión con altas presiones estables y las altas concentraciones pueden permanecer durante varios días (Cox et al, 1977; Guicherit y van Dop, 1975; Grennfelt y Schjoldager, 1984; Borrell et al., 1995). El equilibrio entre la formación (local) y el transporte (de largo alcance) en la climatología del ozono en una zona concreta determina la eficacia de la gama de reducciones de emisiones locales a paneuropeas.
2.3.1 La fenomenología del ozono rural en Europa
Grennfelt et al. (1987; 1988) y Feister y Pedersen (1989) fueron los primeros en informar sobre los niveles de ozono en verano en Europa mostrando un gradiente creciente desde la parte noroeste a la parte sureste de la red OXIDATE. Lamentablemente, su análisis no se extendió mucho al sur de los Alpes debido a la limitada disponibilidad de datos del sur y el este de Europa. Informes posteriores (NILU/CCC 1990 ~1996) confirmaron el patrón de gradiente en el ozono.
Una estimación cuantitativa del ozono en verano e invierno fue proporcionada por Beck y Grennfelt (1994). Basándose en las mediciones de 68 estaciones rurales y de fondo, descubrieron que el máximo diurno medio en verano oscilaba entre 60-80 μg.m-3 en la parte noroeste y 120-140 μg.m-3 en la parte central de Europa. La figura 1 ilustra una versión modelizada del gradiente de la concentración máxima media diurna de ozono durante el verano sobre Europa (Simpson et al., 1997). La concentración de fondo de la capa límite marina europea, es decir, la concentración en el aire advectado desde el Atlántico, se estableció en 60-65 μg.m-3 (Borrell et al., 1995). Puede ser útil señalar que la información comunicada en el marco de la Directiva no permite ensamblar este cuadro general para el ozono rural. Se utilizaron los datos medidos de las redes Eurotrac-TOR y EMEP y las actividades del modelo EMEP. También hay que tener en cuenta que la distribución espacial del ozono en Europa varía considerablemente de un año a otro y depende de la estadística que se considere (compárese la Figura 1 para el máximo diario de verano con la Figura 16 para la AOT60).
Figura 1: La media de cinco años modelizada de la concentración máxima diaria de ozono en verano. El cálculo se realizó utilizando emisiones constantes al nivel de 1990 y la meteorología de 5 veranos (1989, 1990, 1992, 1993 y 1994). 1 ppb O3 » 2 μg.m-3. Fuente: Simpson et al., 1997
La variación estacional del ozono, con un amplio máximo de verano y un mínimo de invierno, se observa en muchos sitios individuales del continente. Sobre una base estacional, los procesos atmosféricos en la capa límite europea contaminada añaden un 30-40% a la concentración de fondo de la capa límite en verano. La mayoría de las estaciones rurales del interior muestran un patrón diurno típico durante los meses de verano, con un mínimo por la mañana y un máximo por la tarde. El descenso durante la noche y la madrugada se debe a la deposición seca. En las estaciones estrechamente influenciadas por las emisiones, el efecto refleja también la valoración del NO. Después del amanecer comienza la formación fotoquímica a partir de los precursores y crece gradualmente a medida que aumenta la cantidad de luz solar. La mezcla de aire de las capas superiores y de la troposfera libre también desempeña un papel. Las estaciones costeras y de gran altitud no contaminadas suelen mostrar una variación diurna menos pronunciada debido a la escasa influencia de la deposición seca y a la advección de aire homogéneo y relativamente poco alterado.
2.3.2 La fenomenología de los episodios
Los episodios de aumento del ozono se producen sobre la mayor parte de Europa cada verano. Durante estos episodios, muchos de los cuales duran varios días consecutivos, las concentraciones de ozono se elevan hasta varias veces el fondo de la capa límite en amplias zonas de Europa. El fenómeno de los episodios suele producirse en condiciones anticiclónicas que coinciden con un aumento de la luz solar, altas temperaturas y baja velocidad del viento. Se observan tanto en zonas urbanas contaminadas como en regiones rurales menos contaminadas. En la situación urbana y suburbana las concentraciones elevadas se deben principalmente a la producción fotoquímica a partir de precursores que se emiten en su mayoría dentro de la zona. A escala continental, las concentraciones elevadas son consecuencia tanto de la química in situ como del transporte desde otras regiones. Sin embargo, Bouscaren (1991) llegó a la conclusión de que en el sur de Europa el smog fotoquímico suele ser de carácter local.
En general, cerca de las fuentes en los centros de las ciudades las concentraciones de ozono son menores que en los suburbios y las zonas rurales, principalmente como resultado de la eliminación del ozono por el óxido nítrico del tráfico. Durante los episodios, los niveles de ozono pueden ser considerablemente elevados en los suburbios y a sotavento de las áreas de las fuentes urbanas. La acumulación de ozono debida a las reacciones fotoquímicas tarda varias horas y, en consecuencia, cabe esperar que los niveles más altos de fotooxidantes se den a cierta distancia a sotavento de las fuentes. Lin et al. (1995) y Lindsay y Chameides (1988) descubrieron que la concentración de ozono en un penacho urbano era fácilmente el doble del nivel de fondo.
Varias ciudades, en particular las del sur de Europa, experimentan niveles máximos de ozono en sus centros urbanos. Esto ocurre a menudo como resultado de condiciones de aire estancado o brisa marina en situaciones anticiclónicas de verano. En el Mediterráneo se establecen células de circulación a gran escala y las emisiones costeras pueden quedar atrapadas durante varios días en la brisa marino-tierra. Los peores episodios de oxidación fotoquímica en el Mediterráneo están probablemente relacionados con los sistemas de circulación de la brisa terrestre-marina, afectando en particular a las regiones con grandes ciudades como Barcelona, Marsella, Roma y Atenas (Borrell et al., 1995). Moussiopoulos (1994), Millán (1993) y Borrego et al. (1994) presentan estudios de casos sobre estos fenómenos en Atenas, Valencia y Lisboa. En el Apéndice 3 se presenta una breve discusión sobre el ozono en el Mediterráneo.
2.4 Tendencias del ozono troposférico
Las primeras mediciones cuantitativas de la relación de mezcla del O3 en Europa se realizaron en el Observatorio de Montsouris, cerca de París, entre 1876 y 1886. La concentración media de 24 horas era entonces de unos 20 μg.m-3 (Volz y Kley, 1988). Puede ser interesante señalar que estos datos (1000 muestras) muestran superaciones del actual valor umbral de la UE para la protección de la vegetación (65 μg.m-3 de media de 24 horas) durante algo menos del 1% de todas las observaciones. (Volz-Thomas, com. pers.). La mayoría de estas ocasiones se produjeron en febrero y una en mayo y reflejan la influencia del aire de origen troposférico libre que llega al nivel del suelo.
En la década de 1950 los niveles medios de ozono rural a 24 horas habían aumentado hasta 30 – 40 μg.m-3 y siguieron aumentando hasta 60 μg.m-3 en la década de 1980 (Feister y Warmbt, 1987). A finales de la década de 1990, las concentraciones medias diarias son al menos un factor de dos más altas que en la era preindustrial (Borrell et al., 1995, Staehelin et al., 1994). La mayor parte del aumento del O3 se produjo en la década de 1970, asociado al enorme crecimiento de las emisiones de NOx en ese periodo. En la última década, el aumento del ozono ha sido nulo o escaso en general en las zonas rurales de Europa. En los Países Bajos, las concentraciones disminuyeron un poco (Roemer, 1996), mientras que en el sur de Alemania varios lugares informan de una tendencia al alza del 2% anual (Scheel et al., 1997). En la franja costera irlandesa del Atlántico se observa una tendencia al alza de aproximadamente el 1% anual durante el verano debido al aire contaminado procedente de la Europa continental (Simmonds, 1993).
Se ha trabajado poco en la obtención de tendencias en la aparición de episodios de ozono en Europa. Sin embargo, algunos países han comunicado datos sobre las concentraciones máximas del percentil 98 que abarcan el período 1989 – 1996 en el marco de la Directiva sobre el ozono (véanse los capítulos 4 y 5). Esta base de datos indica una tendencia significativa al alza en el percentil 98 de unos pocos μg.m-3 en 2 emplazamientos de Bélgica y Luxemburgo, mientras que se observa una tendencia significativa a la baja durante el periodo 1989 – 1996 en 18 estaciones del Reino Unido y los Países Bajos. No hay pruebas de ninguna tendencia en 35 estaciones de estos cuatro países (de Leeuw y van Zantvoort, 1997). No surgió ninguna imagen clara para un país o región. Es necesario hacer una advertencia al respecto. No se disponía de datos coordenados sobre NOx, lo que nos impide comprobar si las tendencias observadas están causadas o enmascaradas por cambios en las concentraciones de NOx. Recomendamos utilizar la suma de NO2 y O3, a menudo denominada Ox, como parámetro para superar la influencia del efecto de valoración, ya que Ox es insensible a la valoración (Guicherit, 1988). Además, los cambios en las técnicas de medición o en los procedimientos operativos pueden sesgar la detección de tendencias (Roemer, 1997).
Se dispone de un registro histórico ocasional, derivado únicamente de mediciones semicuantitativas, para el ozono en el medio ambiente urbano. En Atenas se midieron medias anuales de ozono de 40 – 60 μg.m-3 en las dos primeras décadas de este siglo (Cartalis y Varotsos, 1994). En Zagreb se documentaron niveles similares en la década de 1890 (Lisac y Grubisic, 1991).
El percentil 98 anual de ozono en el centro de Londres varió entre 60 y 140 μg.m-3 y mostró una tendencia significativa de -2,8 μg.m-3 por año entre 1973 y 1992 (PORG, 1987; Bower et al. 1991, 1994). Las estadísticas básicas de ozono de varias otras estaciones urbanas del noroeste de Europa muestran valores en rangos comparables durante los últimos 5 a 10 años. Un registro de una estación de un suburbio de Atenas (Liosia) muestra que la concentración media mensual exhibió un índice de aumento medio de alrededor del 15% anual en el periodo 1984-1989. En 1987 los valores medios mensuales comenzaron a superar los 110 μg.m-3 (Moussiopoulos, 1994). Obsérvese que este valor representa el actual valor umbral medio de 8 h de la UE para la protección de la salud humana. En 1988 este umbral se superó en 140 días en esta estación de control.
La identificación de una tendencia en los episodios de ozono en el medio urbano puede ser más importante. La tabla 3 presenta el número de superaciones de la concentración media de 110 μg.m-3 en 8 horas (12-20 h) en varios emplazamientos urbanos. La tabla muestra que las superaciones se producen en todos los emplazamientos urbanos. A lo largo de los años disponibles para este informe, no puede detectarse ninguna tendencia significativa. Es probable que la variación meteorológica interanual sea la principal causa de la gran variación interanual.
Tabla 3: El número de superaciones del límite de 110 µg.m-3, valor umbral medio de 8 horas en una selección de lugares (sub)urbanos en el periodo 1982 – 1995
| País | Estación | Ciudad | 1982 | 1983 | 1984 | 1985 | 1986 | 1987 | 1988 | 1989 | 1990 | 1991 | 1992 | 1993 | 1994 | 1995 | |
| Bélgica | I.R.M. Av. Circulaire | Bruxelles | * | * | * | * | 10 | 10 | 4 | 37 | 23 | 11 | 18 | 21 | 34 | 42 | |
| Bélgica | St-Kruiswinkel | Gent | * | * | * | 10 | 8 | 14 | 7 | 16 33 | 7 | 21 | 9 | 20 | 21 | ||
| Bélgica | Namur Ville en Waret-Vezin | Sites de fond | * | * | * | * | 6 | 10 | 12 | 39 | 41 | 0 | 11 | 9 | 31 | 32 | |
| Grecia | Patission 147 | Atenas | * | 0 | 0 | * | * | 10 | 17 | 17 | 14 | 1 | * | * | * | * | |
| Grecia | Cementerio de N Smyrni | Atenas | * | * | * | * | * | 20 | 48 | 60 | 34 | 71 | * | * | * | * | |
| Grecia | Aspropyrgos | Atenas | * | 23 | 9 | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | |
| Grecia | Pireas Platia Dimotikou Theatrou | Atenas | * | * | * | * | * | * | 59 | 83 | 30 | 8 | * | * | * | * | |
| Países Bajos | Florapark | Amsterdam | * | * | * | * | 7 | 9 | 8 | 27 | 30 | 6 | 19 | 9 | 14 | 20 | |
| Países Bajos | Const.Rebecqueplein | Den Haag | * | * | * | 0 | 11 | 8 | 28 | 37 | 17 | 23 | 9 | 20 | 19 | ||
| Países Bajos | Schiedamsevest | Rotterdam | * | * | * | 8 | 9 | 7 | 32 | 20 | 11 | 20 | * | * | * | ||
| Países Bajos | Kard. De Jongweg | Utrecht | * | * | * | * | * | 0 | 10 | 24 | 17 | 1 | 10 | 8 | 17 | 20 | |
| Países Bajos | Witte Vrouwenstraat | Utrecht | * | * | * | * | * | 0 | 0 | 5 | 4 | * | 4 | * | * | * | |
| Países Bajos | Tuin Utrechtse Bibliotheek | Utrecht | * | * | * | * | * | 0 | 4 | 12 | 24 | 9 | 24 | 4 | 17 | 32 | |
| Países Bajos | Amsterdamse poort | Haarlem | * | * | * | * | 18 | 4 | 7 3 | * | * | * | * | * | * | ||
| Países Bajos | Keizer Karelplein | Nijmegen | * | * | * | * | 1 | 6 | 2 | * | * | * | * | * | * | * | |
| Países Bajos | Arnhemseweg | Apeldoorn | * | * | * | * | * | * | * | * | 33 | 9 | 20 | 8 | 22 | 17 | |
| Países Bajos | Floreslaan | Vlaardingen | * | * | * | * | 3 | 5 | 6 | 25 | 13 | * | 9 | 4 | 15 | 19 | |
| Portugal | Lisboa Bairro Alto – R. do Seculo 51 | Lisboa | * | * | * | * | * | * | 4 | 6 | 1 | 1 | 2 | * | * | * | |
| Portugal | Montes Caos | Sines | * | * | * | * | 2 | 2 | 13 | 88 | 4 | 0 | 10 | * | * | * | |
| España | Plaza Castilla – Avenida Castellana | Madrid | * | * | * | * | * | * | * | * | * | 1 | * | * | |||
| España | Poble Nov – Pl.Doctor Trueta | Barcelona | * | * | * | * | * | 30 | 39 | 8 | 1 | 13 | 16 | * | * | * | |
| España | Molina Pl. | Barcelona | * | * | * | * | * | 11 | 20 | 16 | 0 | 5 | 9 | 1 | * | * | |
| España | Montcada I Reixach | Barcelona | * | * | * | * | * | 0 | 0 | * * | 0 | 2 | * | * | * | ||
| Gran Bretaña | Central London Lab-Minster House | Gran Londres | 0 | 0 | 15 | 8 | 1 | 0 | 13 | 2 | * | * | * | * | * | ||
| Gran Bretaña | Puente Lugar | Gran Londres | * | * | * | * | * | * | 4 | 0 | 0 | * | * | 0 | |||
| Gran Bretaña | Stevenage – WSL | Stevenage | 0 | 23 | 31 | 10 | 9 | 4 | 2 | * | * | * | * | * | * | * |
Los datos fueron calculados a partir de todos los sitios urbanos conectados a la base de datos AIRBASE. * : sin datos
2.5 Potencial de creación de ozono fotoquímico
Los diferentes COVs tienen diferentes capacidades de generación de ozono. La base química de estas diferencias se conoce ahora razonablemente bien. El concepto de potencial de creación de ozono fotoquímico (POCP) es un enfoque ampliamente utilizado para estimar la importancia relativa de los COV individuales para la producción de O3 a corto plazo (Derwent y Jenkin, 1991; Simpson, 1995). El POCP se define como el cambio en la media de O3 cuando se reduce una especie concreta en relación con el cambio en la media de O3 cuando se reduce el eteno. La definición de POCP está sujeta a cierta discusión porque no hace referencia a (1) las escalas de tiempo de transporte frente a las escalas de tiempo de reacción fotoquímica, (2) los niveles de radicales perox y NOx necesarios durante la producción de O3, y (3) la cuestión de la limitación de COV o NOx. Cuando la intención es regular sobre la base de los potenciales de formación de O3, en lugar de la masa total, las evaluaciones de POCP destacan el tolueno, el eteno, el butano y el propeno como los productores de ozono a corto plazo más eficientes entre los COV más abundantes. Sin embargo, si se evalúan los valores de POCP en plazos más largos (por ejemplo, 96 h), los alcanos de reacción lenta cobran cada vez más importancia (Andersson-Sköld et al., 1992).
2.6 Relaciones fuente-receptor
Las relaciones fuente-receptor han demostrado ser un instrumento muy poderoso en el desarrollo de estrategias de reducción, en particular en el caso de la acidificación (Alcamo et al., 1990). En muchas de las aplicaciones, se han abordado componentes que muestran un comportamiento lineal. En el caso de la acidificación, la deposición total en una zona puede calcularse sumando todas las contribuciones de todas las fuentes y especies pertinentes, que pueden organizarse geográficamente o por sectores de emisión. En el caso del O3 la situación es más compleja debido a la relación no lineal entre las especies fuente COV y NOx y debido a la influencia de la troposfera de fondo.
Varios trabajadores informaron sobre esta cuestión (Kleinman y Benkovitz, 1987; Stedman y Williams, 1992; Simpson, 1992), sin embargo, en gran parte de estos trabajos las relaciones desarrolladas eran válidas sólo bajo circunstancias fijas, por ejemplo, relaciones fijas HOx/NOx. Simpson (1992) descubrió que en los regímenes limitados por los COV, el ozono muestra en gran medida una dependencia lineal de los cambios en las emisiones de COV. Las relaciones fuente-receptor sobre la superación de los umbrales de ozono promediadas durante periodos de tiempo más largos (de 3 a 6 meses) parecían mucho más sólidas que las relativas a la concentración máxima diaria, por ejemplo (Simpson y Malik, 1996).
La demanda de relaciones fuente-receptor de ozono con un rango de validez mucho más amplio ha aumentado debido a la exigencia de desarrollar estrategias de reducción rentables y espacialmente diferenciadas. El problema del ozono se relacionará también con la acidificación y la eutrofización con el fin de lograr una reducción óptima de las emisiones para cumplir los objetivos de solución de todos estos problemas. Heyes et al. (1996) desarrollaron relaciones fuente-receptor para el ozono en forma de diagramas de isopletas, que pueden servir en el enfoque multicontaminante / multiefecto. El trabajo de Heyes et al. (1996) se aplicará para apoyar a la Comisión Europea en el desarrollo de su estrategia de reducción del ozono (Amann et al., 1997) y a la CEPE de la ONU en su trabajo sobre el segundo protocolo de NOx.