2. Troposzférikus ózon: háttérinformációk

2. Troposzférikus ózon: háttérinformációk

2.1 Az ózon kérdése Európában

A fotokémiai szennyezés a nitrogén-oxidok (NOx, ahol NOx = NO + NO2) és az illékony szerves vegyületek (VOC) és a szénmonoxid (CO) kibocsátásából keletkezik a napfény jelenlétében. Az ózon (O3), a fő fotokémiai szennyezőanyag, az országhatárokon átterjed (Simpson és Malik, 1996). Az NOx-kibocsátás felelős a vidéki területeken előforduló ózonképződés nagy részéért. A sűrűbben lakott régiókban, különösen a városok közelében az ózonképződést a VOC-kibocsátás fokozza. A VOC-k elsősorban a közúti közlekedésből és a szerves oldószereket tartalmazó termékek használatából származnak. NOx és CO főként a közlekedésből és az égetési folyamatokból származik. A kibocsátás után ezeket az előidéző anyagokat a szél és a légköri turbulencia szétszórja. A frissen kibocsátott szennyező anyagok keverednek más szennyező anyagokkal, köztük a háttérlevegőben lévő ózonnal, és egy bonyolult kémiai reakciókból és folyamatos hígulásból álló folyamat játszódik le.

Az ózonnak való kitettség hat az egészségre és a környezetre, az érzékeny embereknél légzési nehézségeket okoz, valamint károsíthatja a növényzetet és az ökoszisztémákat (WHO, 1996a, b). Mind az emberekben, mind a növényekben jelentős reakciók jelentkeznek a jelenlegi környezeti ózonkoncentrációk mellett vagy azok közelében (UN-ECE, 1996). Az emberi egészség, a növényzet és az ökoszisztémák védelme érdekében meghatározott küszöbértékeket a legtöbb európai országban gyakran túllépik, ezért az európai lakosságra, a terményekre és a természetes növényzetre kiterjedt káros hatások várhatók (de Leeuw és van Zantvoort, 1996; Hjellbrekke et al., 1996). A troposzférában lévő ózon a klímaváltozás kérdése szempontjából is fontos, mivel az ózon üvegházhatású gáz. A jelenlegi becslések szerint a troposzféra ózonja 0,4 W.m-2 -rel járul hozzá a jelenlegi 2,45 W.m-2 -es fokozott éghajlati kényszerhez. A teljes hatás csak a hosszú élettartamú vegyületek (CO2, CH4, N2O, halogénezett szénhidrogének) növekedésének eredménye (IPCC, 1995). Az ózon kialakulásának, hatásainak és csökkentésének kérdése összetett, és határokon átnyúló jellege miatt a probléma kezeléséhez nemzetközi erőfeszítésre van szükség egy koherens politika kidolgozására (Amann et al., 1996).

2.2 Az ózon kémiai kialakulása

Az ózont létrehozó fotokémiai láncreakciót reaktív gyökök indítják el és tartják fenn. A folyamat során egyéb termékek is keletkeznek, mint például peroxi-acetil-nitrát, salétromsav, aldehidek, szerves savak, részecskék és számos rövid életidejű gyökfaj. A VOC-ok “üzemanyagként” működnek az ózonképződés folyamatában, míg az NO többé-kevésbé katalizátorként működik, mivel a képződési folyamat során regenerálódik. Az NO kulcsszerepet játszik a reaktív gyökök regenerációjában és a reakciók további előrehaladásában is. Az ózon egyszerűsített fotokémiáját, amely a valóságban egy összetett és erősen nem lineáris folyamat, az 1. keretes írás mutatja be.

A frissen kibocsátott NO magas koncentrációi helyileg elszívják az O3-at, ez a folyamat NO2 képződéséhez vezet. A források közelében ez a titrálási folyamat ózonnyelőnek tekinthető. Emellett a magas NO2-koncentrációk más termékek (pl. salétromsav) képződésével eltérítik a VOC-ok kezdeti oxidációs lépését, ami megakadályozza az O3 nettó képződését. E reakciók miatt a NOx csökkenése alacsony VOC/NOx arányok esetén az O3 növekedéséhez vezethet, mint ahogyan az a városokban történik. Ebben a gyakran VOC-korlátosnak nevezett rendszerben a szerves vegyületek kibocsátásának szabályozása hatékonyabb az ózonszennyezés csúcsértékeinek helyi csökkentésében.

Amint egy légtömeg távolodik egy városi központtól, a VOC/NOx aránya megváltozik a további fotokémiai reakciók, a meteorológiai folyamatok és a friss kibocsátások megjelenése miatt. Az NOx koncentrációja gyorsabban csökken, mint a VOC-é, következésképpen a VOC/NOx arány felerősödik. A háttérhelyzetekben előforduló magas VOC/NOx arányok esetén a kémia a NOx-korlátos eset felé tendál, és az NOx-csökkentést hatékonyabbnak tekintik az ózon csökkentésére ezekben a helyzetekben. A legújabb munkák (Kramp et al., 1994; Flocke et al., 1994) azt jelzik, hogy a városi füstfelhőkben a fotokémia gyorsabban megy végbe, mint azt korábban feltételezték. A VOC-ok oxidációja rövidebb idő alatt több ózonhoz és gyorsabb NOx-eltávolításhoz vezet. Ezért az a rezsim, ahol az ózonképződést az NOx koncentrációja szabályozza, gyorsabban érhető el, mint korábban gondolták (Borrell et al., 1995).

1. doboz: Az ózonképződés fotokémiája egyszerűsített formában

	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)
A VOC az illékony szerves vegyületet, a CARB pedig a karbonilvegyületeket jelenti, amelyek a szénhidrogének szerepét töltik be a további oxidációs lépésekben. Az OH és a HO2 rövid életű gyökök, amelyek fontos szerepet játszanak az ózonképződés folyamatában.

A NOx kibocsátás csökkentésének az O3 képződésre gyakorolt hatásának összetettségét a “hétvégi hatás” szemlélteti. Dumont (1996) dokumentálta, hogy a belga agglomerációkban az O3-szintek hétvégén jelentősen magasabbnak bizonyultak, mint hét közben. A “szmogos” nyarak során az átlagos délutáni csúcsérték mintegy 20%-kal magasabb volt szombaton és vasárnap a “munkanapi” délutáni csúcsértékhez képest. Az NO2 esetében fordított a helyzet; ez a faj szombaton és vasárnap sokkal alacsonyabb volt. Az O3 és az NO2 összege, amelyet gyakran Ox-nak neveznek, azonban hasonló volt, függetlenül attól, hogy melyik napot vették. Ez azzal magyarázható, hogy a belga városokban a hétvégén a NOx-kibocsátás alacsony szintje (kb. 30%-kal alacsonyabb) miatt az O3 NO által NO2-vé történő kisebb mértékű átalakulása miatt. Ebben az esetben ez a helyi ózoncsökkentő hatás fontosabb, mint a csökkentett prekurzor (NOx és VOC) kibocsátásokból származó ózoncsökkentés. A hétköznapokon tapasztalható további ózonváltozások további nem helyi hozzájárulásokra utalnak. Ausztriában, a Bécsben vagy Bécs közelében lévő állomásokon az átlagos maximális ózoncsúcskoncentrációk szintén határozott heti mintázatot mutatnak, azonban a legalacsonyabb szintek hétfőn és kedden vannak. Ez feltehetően a nagyobb területen csökkentett előanyag-kibocsátásból eredő ózoncsökkenést és a közlekedés hatását tükrözi (Schneider,1998). Brönniman és Neu (1997) a svájci adatok elemzéséből arra a következtetésre jutott, hogy az ózon heti ciklusában két különböző mintázat figyelhető meg. Amikor a meteorológia nem kedvez az ózontermelésnek, a hétvégén magasabb koncentrációkat figyeltek meg. Kedvező körülmények között azonban a vasárnapi átlagos ózoncsúcs 10-15%-kal alacsonyabb volt, mint a munkanapokon.

Meg kell jegyezni, hogy csak a kezdeti és kis mértékű NOx-csökkentés eredményeként, a VOC-kibocsátás egyidejű csökkentése nélkül, jelentkezhet az ellentétes hatású “hétvégi hatás”. Az elfogadható ózonszintek eléréséhez és a kezdeti kontraproduktív küszöbérték átlépéséhez mind az NOx-, mind a VOC-kibocsátás jelentős részének csökkentésére van szükség.

2.3 Térbeli skálák

Az ózon kialakulása különböző skálákon történik, a helyi, mint a városi területeken, például Athénban és Milánóban, a regionális, mint Közép- és Északnyugat-Európában, és a féltekei, mint a háttérkoncentrációk növekedése az északi középső szélességi körök felett. A helyileg képződő oxidánsok általában nagy időbeli és térbeli változásokat mutatnak, a nagy csúcskoncentrációkat a főként ugyanazon a napon bekövetkező kibocsátások okozzák. A regionális oxidálószer-képződés leggyakrabban stabil magas légnyomással összefüggésben történik, és a magas koncentrációk több napig fennmaradhatnak (Cox et al., 1977; Guicherit és van Dop, 1975; Grennfelt és Schjoldager, 1984; Borrell et al., 1995). A (helyi) képződés és a (távolsági) transzport közötti egyensúly egy adott terület ózon-klimatológiájában meghatározza a helyi és a páneurópai kibocsátás-csökkentés közötti tartomány hatékonyságát.

2.3. Az ózonkibocsátás csökkentésének hatékonysága.1 A vidéki ózon fenomenológiája Európában

Grennfelt és munkatársai (1987; 1988), valamint Feister és Pedersen (1989) jelentették elsőként az európai nyári ózonszinteket, amelyek az OXIDATE hálózat északnyugati részétől délkelet felé növekvő gradienst mutatnak. Sajnos elemzésük nem terjedt ki az Alpoktól délre, mivel Európa déli és keleti részéből csak korlátozottan álltak rendelkezésre adatok. Későbbi jelentések (NILU/CCC 1990 ~1996) megerősítették az ózon gradiens mintázatát.

A nyári és téli ózon mennyiségi becslését Beck és Grennfelt (1994) adta meg. 68 vidéki és háttérállomás mérései alapján megállapították, hogy a nyári átlagos napi maximum 60-80 μg.m-3 között mozgott Európa északnyugati részén és 120-140 μg.m-3 között Európa középső részén. Az 1. ábra az Európa feletti nyári átlagos napi maximális ózonkoncentráció gradiensének modellezett változatát mutatja (Simpson et al., 1997). Az európai tengeri határréteg háttérkoncentrációját, azaz az Atlanti-óceánból átszivárgó levegő koncentrációját 60-65 μg.m-3-ban állapították meg (Borrell et al., 1995). Hasznos lehet megjegyezni, hogy az irányelv keretében közölt információk nem teszik lehetővé ennek az általános képnek az összeállítását a vidéki ózonra vonatkozóan. Az Eurotrac-TOR és az EMEP hálózatokból származó mérési adatokat és az EMEP modelltevékenységeket használták fel. Azt is meg kell jegyezni, hogy az ózon térbeli eloszlása Európa felett évről évre jelentősen változik, és függ a figyelembe vett statisztikától (vö. a nyári napi maximumra vonatkozó 1. ábrát az AOT60-ra vonatkozó 16. ábrával).

1. ábra: Az ózon napi nyári maximális koncentrációjának modellezett 5 éves átlaga. A számítást az 1990-es szinten állandó kibocsátások és 5 nyár (1989, 1990, 1992, 1993 és 1994) meteorológiájának felhasználásával végeztük. 1 ppb O3 ” 2 μg.m-3. Forrás: Simpson et al., 1997

A kontinens számos egyes helyszínén megfigyelhető az ózon szezonális változása, széles nyári maximummal és téli minimummal. Szezonális alapon a szennyezett európai határrétegben zajló légköri folyamatok nyáron 30-40%-kal növelik a határréteg háttérkoncentrációját. A legtöbb vidéki szárazföldi állomás a nyári hónapokban tipikus napszakos mintázatot mutat, reggeli minimummal és délutáni maximummal. Az éjszakai és kora reggeli csökkenést a száraz lerakódás okozza. A kibocsátások által szorosan befolyásolt állomásokon a hatás az NO-ból származó titrációt is tükrözi. Napfelkelte után kezdődik a prekurzorokból származó fotokémiai képződés, amely a napfény mennyiségének növekedésével fokozatosan növekszik. A levegő keveredése a magasban lévő rétegekből és a szabad troposzférából szintén szerepet játszik. A nem szennyezett tengerparti és magasan fekvő állomások gyakran kevésbé kifejezett napszakos ingadozást mutatnak a száraz lerakódás kis hatása, valamint a homogén és viszonylag zavartalan levegő advekciója miatt.

2.3.2 Az epizódok fenomenológiája

A fokozott ózonszintű epizódok Európa legtöbb részén minden nyáron előfordulnak. Ezen epizódok során, amelyek közül sokszor több egymást követő napon át tartanak, az ózonkoncentráció Európa nagy területein a határréteg háttérértékének többszörösére emelkedik. Az epizódok jelensége általában anticiklonális körülmények között, fokozott napsütéssel, magas hőmérséklettel és alacsony szélsebességgel egyidejűleg jelentkezik. Mind a szennyezett városi területeken, mind a kevésbé szennyezett vidéki régiókban megfigyelhetőek. A városi és külvárosi helyzetekben a magas koncentrációk elsősorban a főként a területen belül kibocsátott prekurzorokból származó fotokémiai termelésnek köszönhetőek. Kontinentális szinten a megnövekedett koncentrációk mind a helyszíni kémia, mind a más régiókból történő szállítás következményei. Bouscaren (1991) azonban arra a következtetésre jutott, hogy Európa déli részén a fotokémiai szmog gyakran helyi jellegű.

A városközpontokban a források közelében az ózonkoncentrációk általában alacsonyabbak, mint a külvárosokban és a vidéki területeken, főként a közlekedésből származó nitrogén-oxid által végzett ózonmosás eredményeként. Az epizódok során az ózonszintek jelentősen megemelkedhetnek a külvárosokban és a városi forrásvidékektől távolabb eső szélben. A fotokémiai reakciók következtében az ózon felhalmozódása több órát vesz igénybe, és ennek következtében a fotooxidánsok legmagasabb szintje a forrásoktól némi távolságban, a széllel szemben várható. Lin és munkatársai (1995), valamint Lindsay és Chameides (1988) azt találták, hogy egy városi füstfelhőben az ózonkoncentráció könnyen a háttérszint kétszerese lehet.

Számos városokban, különösen Dél-Európában, a városközpontokban tapasztalhatók ózoncsúcsok. Ez gyakran a nyári anticiklonális helyzetekben a stagnáló levegő vagy a tengeri szellő miatt következik be. A Földközi-tenger térségében nagy kiterjedésű cirkulációs cellák jönnek létre, és a part menti kibocsátások több napig is megrekedhetnek a szárazföldi-tengeri szellőben. A Földközi-tengerben a legsúlyosabb fotokémiai oxidációs epizódok valószínűleg a szárazföldi-tengeri szellő cirkulációs rendszereihez kapcsolódnak, és különösen a nagyvárosokkal rendelkező régiókat érintik, mint például Barcelona, Marseille, Róma és Athén (Borrell et al., 1995). E jelenségekről Athén, Valencia és Lisszabon esetében Moussiopoulos (1994), Millán (1993) és Borrego et al. (1994) számolt be esettanulmányokat. A mediterrán térség ózonjának rövid tárgyalása a 3. függelékben található.

2.4 A troposzférikus ózon tendenciái

Az O3 keveredési arány első mennyiségi méréseit Európában a Párizs melletti Observatoire de Montsouris-ban végezték 1876 és 1886 között. A 24 órás átlagos koncentráció ekkor körülbelül 20 μg.m-3 volt (Volz és Kley, 1988). Érdekes lehet megjegyezni, hogy ezek az adatok (1000 minta) az összes megfigyelés valamivel kevesebb, mint 1%-ában mutatják a növényzet védelmére vonatkozó jelenlegi uniós küszöbérték (65 μg.m-3 24 órás átlag) túllépését. (Volz-Thomas, személyes közlés). A legtöbb ilyen alkalom februárban, egy pedig májusban történt, és a talajszintet elérő szabad troposzférikus eredetű levegő hatását tükrözik.

Az 1950-es években a 24 órás átlagos vidéki ózonszintek 30-40 μg.m-3 -re emelkedtek, és az 1980-as években tovább emelkedtek 60 μg.m-3 -ra (Feister és Warmbt, 1987). Az 1990-es évek végén a napi átlagkoncentrációk legalább kétszer magasabbak, mint az iparosodás előtti korszakban (Borrell et al., 1995, Staehelin et al., 1994). A legtöbb O3-emelkedés az 1970-es években következett be, ami a NOx-kibocsátás óriási növekedésével függött össze ebben az időszakban. Az elmúlt évtizedben Európa vidéki területein általában nem vagy csak kis mértékben nőtt az ózonszint. Hollandiában a koncentrációk némileg csökkentek (Roemer, 1996), míg Németország déli részén számos helyszín évi 2%-os emelkedő tendenciáról számolt be (Scheel et al., 1997). Az Atlanti-óceán ír partvidékén a nyári időszakban az európai szárazföldről érkező szennyezett levegő miatt évente körülbelül 1%-os emelkedő tendencia figyelhető meg (Simmonds, 1993).

Az ózon epizódok európai előfordulásának tendenciáinak levezetésével kapcsolatban kevés munkát végeztek. Néhány ország azonban az ózonirányelv keretében adatokat közölt az 1989 és 1996 közötti időszakra vonatkozó 98. percentilis csúcskoncentrációkra vonatkozóan (lásd a 4. és 5. fejezetet). Ez az adatbázis a 98. percentilis néhány μg.m-3 értékének jelentős emelkedő tendenciáját jelzi 2 belgiumi és luxemburgi állomáson, míg az Egyesült Királyság és Hollandia 18 állomásán jelentős csökkenő tendencia figyelhető meg 1989 és 1996 között. E négy ország 35 állomásán semmilyen tendencia nem volt kimutatható (de Leeuw és van Zantvoort, 1997). Egyetlen országra vagy régióra vonatkozóan sem alakult ki egyértelmű kép. Itt egy óvatosságra intő szóra van szükség. Az NOx-ra vonatkozóan nem álltak rendelkezésre egyidejű adatok, ami megakadályozza, hogy ellenőrizzük, hogy a megfigyelt tendenciákat az NOx-koncentráció változásai okozzák-e, vagy elfedik-e azokat. A titrálási hatás hatásának kiküszöbölésére az NO2 és O3 összegét, gyakran Ox-nak nevezett paramétert javasoljuk használni, mivel az Ox érzéketlen a titrálásra (Guicherit, 1988). Továbbá a mérési technikák vagy az üzemeltetési eljárások változásai torzíthatják a trendek kimutatását (Roemer, 1997).

A városi környezetben lévő ózonra vonatkozóan csak félkvantitatív mérésekből származó alkalmi történelmi adatok állnak rendelkezésre. Athénban a század első két évtizedében 40-60 μg.m-3 éves ózonátlagokat mértek (Cartalis és Varotsos, 1994). Zágrábból az 1890-es években hasonló szinteket dokumentáltak (Lisac és Grubisic, 1991).

London központjában az ózon éves 98. percentilisének értéke 60 és 140 μg.m-3 között változott, és 1973 és 1992 között jelentős, évi -2,8 μg.m-3 tendenciát mutatott (PORG, 1987; Bower et al. 1991, 1994). Több más északnyugat-európai városi állomáson mért alapvető ózonstatisztikák az elmúlt 5-10 évben hasonló tartományban lévő értékeket mutatnak. Egy athéni külvárosi állomás (Liosia) adatai azt mutatják, hogy a havi átlagos koncentráció az 1984-1989 közötti időszakban évente átlagosan mintegy 15%-os növekedési ütemet mutatott. A havi átlagértékek 1987-ben kezdték meghaladni a 110 μg.m-3 értéket (Moussiopoulos, 1994). Megjegyzendő, hogy ez az érték az EU jelenlegi 8 órás átlagos küszöbértékét jelenti az emberi egészség védelmére. 1988-ban ezen a mérőállomáson 140 napon lépték túl ezt a küszöbértéket.

A városi környezetben az ózon epizódok tendenciájának azonosítása fontosabb lehet. A 3. táblázat a 110 μg.m-3 8 órás (12-20 óra) átlagkoncentráció túllépéseinek számát mutatja be több városi mérőhelyen. A táblázat azt mutatja, hogy a túllépések minden városi helyszínen előfordulnak. Az e jelentéshez rendelkezésre álló évek során nem mutatható ki jelentős tendencia. Valószínűleg az évenkénti meteorológiai ingadozás a fő oka a nagy évközi eltérésnek.

3. táblázat: A 110 μg.m-3, 8 órás átlagos küszöbérték túllépésének gyakorisága a kiválasztott (szub)városi helyszíneken az 1982 és 2002 közötti időszakban. 1995

ország

állomás

város

1982

1983

1984

1985

1986

1987.

1988

1989

1990

1991

1992

1993

1994

1995

Belgium

I.R.M. Av. Circulaire

Bruxelles

*

*

*

*

*

10

10

4

4

37

23

11

18

21

34

42

Belgium

Szt.Kruiswinkel

Gent

*

*

*

*

10

8

14

7

16

33

7

21

9

20

21

Belgium

Namur Ville en Waret-Vezin

Sites de fond

*

*

*

*

*

6

10

12

39

41

0

11

9

31

32

Görögország

Patission 147

Athén

*

0

0

*

*

10

17

17

14

1

*

*

*

*

Görögország

Smyrni cementgyár N Smyrni

Athén

*

*

*

*

*

*

20

48

60

34

71

*

*

*

*

*

Görögország

Aspropyrgos

Athén

*

23

9

*

*

*

*

*

*

*

*

*

*

*

*

Görögország

Pireas Platia Dimotikou Theatrou

Athens

*

*

*

*

*

*

59

83

30

8

*

*

*

*

Hollandia

Florapark

Amszterdam

*

*

*

*

*

7

9

8

27

30

6

19

9

14

20

Hollandia

Const.Rebecqueplein

Den Haag

*

*

*

*

*

0

11

8

28

37

17

23

9

20

19

Hollandia

Schiedamsevest

Rotterdam

*

*

*

*

*

8

9

7

32

20

11

20

*

*

*

*

Hollandia

Kard. De Jongweg

Utrecht

*

*

*

*

*

*

0

0

10

24

17

1

10

8

17

20

Hollandia

Witte Vrouwenstraat

Utrecht

*

*

*

*

*

*

*

0

0

5

4

*

4

*

*

*

Hollandia

Tuin Utrechtse Bibliotheek

Utrecht

*

*

*

*

*

0

4

12

24

9

24

4

17

32

Hollandia

Amsterdamse poort

Haarlem

*

*

*

*

*

18

4

7

3

*

*

*

*

*

*

*

Hollandia

Keizer Karelplein

Nijmegen

*

*

*

*

*

1

6

2

*

*

*

*

*

*

*

Hollandia

Arnhemseweg

Apeldoorn

*

*

*

*

*

*

*

*

*

*

33

9

20

8

22

17

Hollandia

Floreslaan

Vlaardingen

*

*

*

*

3

5

6

25

13

*

9

4

15

19

Portugália

Lisboa Bairro Alto – R. do Seculo 51

Lisboa

*

*

*

*

*

*

*

4

6

1

1

2

*

*

*

*

Portugália

Montes Káosz

Sines

*

*

*

*

*

2

2

13

88

4

0

10

*

*

*

*

Spanyolország

Plaza Castilla – Avenida Castellana

Madrid

*

*

*

*

*

*

*

*

*

*

*

*

*

*

1

*

*

*

Spain

Poble Nov – Pl.Doctor Trueta

Barcelona

*

*

*

*

*

*

30

39

8

1

13

16

*

*

*

*

Spanyolország

Molina Pl.

Barcelona

*

*

*

*

*

*

11

20

16

16

0

5

9

1

*

*

Spanyolország

Montcada I Reixach

Barcelona

*

*

*

*

*

*

0

0

*

0

*

*

0

2

*

*

*

*

Nagy-Britannia

Central London Lab-Minster House

Greater London

0

0

0

0

15

8

1

0

0

13

2

*

*

*

*

*

*

Nagy-Britannia

HÍD Place

Greater London

*

*

*

*

*

*

*

*

*

*

*

*

4

0

0

*

*

0

Nagy-Britannia

Stevenage – WSL

Stevenage

0

23

31

10

9

4

2

*

*

*

*

*

*

*

*

*

Az adatokat az AIRBASE adatbázishoz kapcsolódó összes városi helyszínből számították ki. * : nincs adat

2.5 Fotokémiai ózonképző potenciál

A különböző VOC-k különböző ózonképző kapacitással rendelkeznek. E különbségek kémiai alapjait ma már viszonylag jól ismerjük. A fotokémiai ózonképző potenciál (POCP) fogalma széles körben használt megközelítés az egyes VOC-ok relatív jelentőségének becslésére az O3 rövid távú keletkezésében (Derwent és Jenkin, 1991; Simpson, 1995). A POCP-t úgy határozzák meg, mint az átlagos O3 változását, amikor egy adott faj csökken, az átlagos O3 változásához képest, amikor az etén csökken. A POCP meghatározása némi vita tárgyát képezi, mivel nem utal a következőkre: (1) a transzport időskálákat a fotokémiai reakció időskálákkal szemben, (2) az O3 előállításához szükséges peroxi gyökök és NOx szintjét, és (3) a VOC vagy NOx korlátozás kérdését. Ha a szabályozás célja az O3-képző potenciál, nem pedig a teljes tömeg alapján történő szabályozás, a POCP-értékelések a leggyakoribb VOC-ok közül a toluol, az etén, a bután és a propén mint a leghatékonyabb rövid távú ózontermelők jelennek meg. Ha azonban a POCP értékeket hosszabb időtávokon (pl. 96 óra) értékeljük, akkor a lassan reagáló alkánok egyre nagyobb jelentőségre tesznek szert (Andersson-Sköld et al., 1992).

2.6 Forrás-receptor összefüggések

A forrás-receptor összefüggések nagyon hatékony eszköznek bizonyultak a csökkentési stratégiák kidolgozásában, különösen a savasodás esetében (Alcamo et al., 1990). Számos alkalmazásban lineáris viselkedést mutató komponensekkel foglalkoztak. A savasodás esetében a teljes lerakódás egy területre vonatkozóan kiszámítható az összes releváns forrásból és fajból származó összes hozzájárulás összegzésével, amely földrajzi vagy kibocsátási ágazatonként szervezhető. Az O3 esetében a helyzet bonyolultabb a VOC és NOx forrásfajok közötti nem lineáris kapcsolat, valamint a háttér-troposzféra hatása miatt.

Ebben a témában több munkás is beszámolt (Kleinman és Benkovitz, 1987; Stedman és Williams, 1992; Simpson, 1992), azonban e munkák nagy részében a kidolgozott összefüggések csak rögzített körülmények, pl. rögzített HOx/NOx arányok mellett voltak érvényesek. Simpson (1992) megállapította, hogy a VOC-korlátos rendszerekben az ózon nagymértékben lineáris függést mutat a VOC-kibocsátás változásától. A hosszabb távú időszakokra (3-6 hónap) átlagolt ózonküszöbérték-túllépésekre vonatkozó forrás-receptor összefüggések sokkal robusztusabbnak tűntek, mint például a napi maximális koncentrációra vonatkozó összefüggések (Simpson és Malik, 1996).

A költséghatékony és területileg differenciált csökkentési stratégiák kidolgozásának igénye miatt megnőtt az igény a sokkal szélesebb érvényességi körrel rendelkező ózonforrás-receptor összefüggések iránt. Az ózonproblémát a savasodással és az eutrofizációval is összekapcsolják annak érdekében, hogy optimális kibocsátás-csökkentést érjenek el mindezen problémák megoldására kitűzött célok elérése érdekében. Heyes et al. (1996) izopleth-diagramok formájában forrás-receptor kapcsolatokat dolgozott ki az ózonra, amelyek a több szennyező anyag / több hatás megközelítésben szolgálhatnak. Heyes et al. (1996) munkáját az Európai Bizottság ózoncsökkentési stratégiájának kidolgozásában (Amann et al., 1997) és az UN-ECE második NOx jegyzőkönyvvel kapcsolatos munkájának támogatására fogják alkalmazni.