2. Ozono troposferico: informazioni di base
2.1 La questione dell’ozono in Europa
L’inquinamento fotochimico si forma dalle emissioni di ossidi di azoto (NOx, dove NOx = NO + NO2) e di composti organici volatili (VOCs) e monossido di carbonio (CO) in presenza della luce solare. L’ozono (O3), il principale inquinante fotochimico, viene trasportato attraverso i confini nazionali (Simpson e Malik, 1996). Le emissioni di NOx sono responsabili di gran parte della formazione di ozono che avviene nelle aree rurali. Nelle regioni più densamente popolate, in particolare vicino alle città, la formazione di ozono è potenziata dalle emissioni di COV. I COV sono rilasciati principalmente dal traffico stradale e dall’uso di prodotti contenenti solventi organici. NOx e CO sono emessi principalmente dai trasporti e dai processi di combustione. Dopo il rilascio, questi precursori vengono dispersi dal vento e dalla turbolenza atmosferica. Gli inquinanti appena emessi si mescolano con altri inquinanti, tra cui l’ozono, presenti nell’aria di fondo, e ha luogo un complicato processo di reazioni chimiche e di continua diluizione.
L’esposizione all’ozono induce effetti sulla salute e sull’ambiente, causando difficoltà respiratorie nelle persone sensibili e possibili danni alla vegetazione e agli ecosistemi (OMS, 1996a, b). Risposte significative sia negli esseri umani che nelle piante si verificano a concentrazioni ambientali attuali di ozono o in prossimità di esse (UN-ECE, 1996). I valori di soglia stabiliti per la protezione della salute umana, della vegetazione e degli ecosistemi sono superati frequentemente nella maggior parte dei paesi europei e quindi ci si possono aspettare effetti avversi diffusi sulla popolazione europea, sui raccolti e sulla vegetazione naturale (de Leeuw e van Zantvoort, 1996; Hjellbrekke et al., 1996). L’ozono nella troposfera è anche rilevante per la questione del cambiamento climatico poiché l’ozono è un gas serra. Attualmente si stima che l’ozono troposferico aggiunga 0,4 W.m-2 all’attuale forzatura climatica di 2,45 W.m-2. Il forcing totale è il risultato dell’aumento dei soli composti a lunga vita (CO2, CH4, N2O, alocarburi) (IPCC, 1995). La questione della formazione, degli effetti e dell’abbattimento dell’ozono è complessa, e a causa della sua natura transfrontaliera, sarà necessario uno sforzo internazionale per sviluppare una politica coerente per affrontare il problema (Amann et al., 1996).
2.2 Formazione chimica dell’ozono
La reazione a catena fotochimica che produce l’ozono è iniziata e mantenuta da radicali reattivi. Nel processo, si formano altri prodotti come il nitrato perossiacetilico, l’acido nitrico, le aldeidi, gli acidi organici, il particolato e molte specie radicali a vita breve. I COV agiscono come “carburante” nel processo di formazione dell’ozono, mentre l’NO funziona più o meno come un catalizzatore, poiché viene rigenerato nel processo di formazione. NO gioca anche un ruolo chiave nella rigenerazione dei radicali reattivi e nell’ulteriore progresso delle reazioni. La fotochimica semplificata dell’ozono, che è in realtà un processo complesso e altamente non lineare, è mostrata nel riquadro 1.
Alte concentrazioni di NO appena emesso scavenge localmente O3, un processo che porta alla formazione di NO2. Vicino alle fonti questo processo di titolazione può essere considerato come un sink di ozono. Inoltre, alte concentrazioni di NO2 deviano la fase di ossidazione iniziale dei COV formando altri prodotti (ad esempio l’acido nitrico), che impedisce la formazione netta di O3. A causa di queste reazioni, una diminuzione di NOx può portare ad un aumento di O3 a bassi rapporti VOC/NOx, come avviene nelle città. In questo regime spesso chiamato VOC-limitato, il controllo delle emissioni di composti organici è più efficiente per ridurre i valori di picco dell’inquinamento da ozono a livello locale.
Quando una massa d’aria si allontana da un centro urbano, il suo rapporto VOC/NOx cambia a causa di ulteriori reazioni fotochimiche, processi meteorologici e la presenza di nuove emissioni. La concentrazione di NOx diminuisce più velocemente di quella di VOC e di conseguenza il rapporto VOC/NOx viene amplificato. Ad alti rapporti VOC/NOx che si verificano in situazioni di fondo, la chimica tende verso il caso NOx-limitato e le riduzioni NOx sono considerate più efficaci per ridurre l’ozono in queste situazioni. Lavori recenti (Kramp et al., 1994; Flocke et al., 1994) indicano che la fotochimica nei pennacchi urbani procede più velocemente di quanto precedentemente ipotizzato. L’ossidazione dei COV porta a più ozono in un periodo di tempo più breve, e a una rimozione più veloce di NOx. Quindi il regime in cui la formazione di ozono è controllata dalla concentrazione di NOx è raggiunto più rapidamente di quanto si pensasse in precedenza (Borrell et al, 1995).
Box 1: La fotochimica della formazione dell’ozono in forma semplificata
| 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 sta per composto organico volatile e CARB per composti carbonilici, che svolgono il ruolo di idrocarburi in ulteriori fasi di ossidazione. OH e HO2 sono radicali a vita breve che giocano un ruolo importante nel processo di formazione dell’ozono. | |
La complessità dell’effetto della riduzione delle emissioni di NOx sulla formazione di O3 può essere illustrata dall'”effetto week-end”. Dumont (1996) ha documentato che i livelli di O3 nelle conurbazioni belghe sono risultati significativamente più alti nel fine settimana che durante la settimana. Durante le estati “smog” il picco medio pomeridiano era circa il 20% più alto il sabato e la domenica rispetto al picco pomeridiano del “giorno lavorativo”. Il modello opposto si è verificato per NO2; questa specie era molto più bassa il sabato e la domenica. Tuttavia, la somma di O3 e NO2, spesso chiamata Ox, era simile a prescindere dal giorno in cui veniva presa. Questo può essere spiegato da una minore conversione di O3 da NO in NO2 come risultato del basso livello di emissioni di NOx durante il fine settimana nelle città belghe (circa il 30% in meno). In questo caso, questo effetto locale di riduzione dell’ozono è più importante della riduzione dell’ozono da emissioni ridotte di precursori (NOx e VOC). Ulteriori variazioni di ozono nei giorni feriali suggeriscono ulteriori contributi non locali. In Austria, nelle stazioni a Vienna o nelle vicinanze, le concentrazioni medie massime di picco di ozono mostrano anche un distinto modello settimanale, tuttavia con livelli più bassi il lunedì e il martedì. Si ritiene che questo rifletta la riduzione dell’ozono da una ridotta emissione di precursori in un’area più grande, e l’effetto del trasporto (Schneider, 1998). Brönniman e Neu (1997) concludono dall’analisi dei dati svizzeri che ci sono due modelli distinti nel ciclo settimanale dell’ozono. Quando la meteorologia non è favorevole alla produzione di ozono sono state osservate concentrazioni più alte durante il fine settimana. Tuttavia, in condizioni favorevoli, il picco medio di ozono della domenica era del 10-15% inferiore a quello dei giorni lavorativi.
Vale la pena notare che è solo come risultato di piccole riduzioni iniziali di NOx, in assenza di riduzioni contemporanee delle emissioni di COV, che il controproducente “effetto week-end” può verificarsi. Per raggiungere livelli di ozono accettabili, e per superare la soglia iniziale di controproduttività, è necessario l’abbattimento di una frazione importante delle emissioni di NOx e COV.
2.3 Scale spaziali
La formazione dell’ozono avviene su varie scale, da quella locale, come nelle aree urbane come Atene e Milano, a quella regionale, come nell’Europa centrale e nord-occidentale, a quella emisferica, come nell’aumento delle concentrazioni di fondo sulle medie latitudini del nord. Gli ossidanti formati localmente mostrano generalmente grandi variazioni temporali e spaziali con alte concentrazioni di picco causate da emissioni che si verificano principalmente durante lo stesso giorno. La formazione regionale di ossidanti avviene più spesso in connessione con alte pressioni stabili e alte concentrazioni possono rimanere per un certo numero di giorni (Cox et al, 1977; Guicherit e van Dop, 1975; Grennfelt e Schjoldager, 1984; Borrell et al., 1995). L’equilibrio tra formazione (locale) e trasporto (a lunga distanza) nella climatologia dell’ozono in una particolare area determina l’efficacia della gamma di riduzioni delle emissioni da locali a paneuropee.
2.3.1 La fenomenologia dell’ozono rurale in Europa
Grennfelt et al. (1987; 1988) e Feister e Pedersen (1989) sono stati i primi a riportare i livelli di ozono estivi in Europa che mostrano un gradiente crescente dalla parte nord-ovest a quella sud-est della rete OXIDATE. Purtroppo, la loro analisi non si è estesa molto a sud delle Alpi a causa della limitata disponibilità di dati dal sud e dall’est dell’Europa. Rapporti successivi (NILU/CCC 1990 ~1996) hanno confermato il modello di gradiente nell’ozono.
Una stima quantitativa dell’ozono in estate e in inverno è stata fornita da Beck e Grennfelt (1994). Basandosi sulle misurazioni di 68 stazioni rurali e di fondo hanno trovato che il massimo medio diurno in estate variava da 60-80 μg.m-3 nella parte nord-occidentale a 120-140 μg.m-3 nella parte centrale dell’Europa. La figura 1 illustra una versione modellata del gradiente nella concentrazione media massima diurna di ozono durante l’estate sull’Europa (Simpson et al., 1997). La concentrazione di fondo dello strato limite marino europeo, cioè la concentrazione nell’aria avvelenata dall’Atlantico, è stata stabilita a 60-65 μg.m-3 (Borrell et al., 1995). Può essere utile notare che le informazioni riportate nel quadro della direttiva non consentono di assemblare questo quadro generale per l’ozono rurale. Sono stati utilizzati dati misurati dalle reti Eurotrac-TOR e EMEP e dalle attività del modello EMEP. Va inoltre notato che la distribuzione spaziale dell’ozono sull’Europa varia notevolmente da un anno all’altro, e dipende dalla statistica considerata (confrontare la Figura 1 per il massimo giornaliero estivo con la Figura 16 per l’AOT60).
Figura 1: La media modellata su 5 anni della concentrazione massima giornaliera estiva di ozono. Il calcolo è stato eseguito utilizzando emissioni costanti al livello del 1990 e la meteorologia di 5 estati (1989, 1990, 1992, 1993 e 1994). 1 ppb O3 ” 2 μg.m-3. Fonte: Simpson et al., 1997
La variazione stagionale dell’ozono, con un ampio massimo estivo e un minimo invernale, si osserva in molti siti individuali del continente. Su base stagionale, i processi atmosferici nello strato limite europeo inquinato aggiungono il 30-40% alla concentrazione di fondo dello strato limite in estate. La maggior parte delle stazioni rurali dell’entroterra mostrano un tipico modello diurno durante i mesi estivi, con un minimo al mattino e un massimo nel pomeriggio. La diminuzione durante la notte e la mattina presto è causata dalla deposizione secca. Nelle stazioni strettamente influenzate dalle emissioni, l’effetto riflette anche la titolazione da NO. Dopo l’alba la formazione fotochimica da precursori inizia e cresce gradualmente con l’aumentare della quantità di luce solare. Anche il mescolamento dell’aria dagli strati in alto e dalla troposfera libera gioca un ruolo. Le stazioni costiere e di alta quota non inquinate mostrano spesso una variazione diurna meno pronunciata a causa della piccola influenza della deposizione secca e dell’avvezione di aria omogenea e relativamente indisturbata.
2.3.2 La fenomenologia degli episodi
Episodi di aumento dell’ozono si verificano sulla maggior parte dell’Europa ogni estate. Durante questi episodi, molti dei quali durano per diversi giorni consecutivi, le concentrazioni di ozono aumentano fino a diverse volte il fondo dello strato limite su vaste aree dell’Europa. Il fenomeno degli episodi si verifica di solito in condizioni anticicloniche che coincidono con un aumento della luce solare, alte temperature e bassa velocità del vento. Si osservano sia nelle aree urbane inquinate che nelle regioni rurali meno inquinate. Nella situazione urbana e suburbana le alte concentrazioni sono dovute principalmente alla produzione fotochimica da precursori che sono emessi principalmente all’interno dell’area. Sulla scala continentale le concentrazioni elevate sono la conseguenza sia della chimica in situ che del trasporto da altre regioni. Bouscaren (1991), tuttavia, ha concluso che nel sud dell’Europa lo smog fotochimico è spesso di carattere locale.
Generalmente, vicino alle fonti nei centri urbani le concentrazioni di ozono sono più basse di quelle nelle periferie e nelle aree rurali, principalmente come risultato della pulizia dell’ozono da parte dell’ossido nitrico del traffico. Durante gli episodi, i livelli di ozono possono essere considerevolmente elevati nei sobborghi e più sottovento rispetto alle aree di origine urbana. L’accumulo di ozono dovuto a reazioni fotochimiche richiede diverse ore, e di conseguenza, i livelli più alti di foto-ossidanti possono essere previsti ad una certa distanza sottovento rispetto alle fonti. Lin et al. (1995) e Lindsay e Chameides (1988) hanno trovato che la concentrazione di ozono in un pennacchio urbano era facilmente il doppio del livello di fondo.
Diverse città, in particolare quelle del sud Europa, sperimentano picchi di ozono nei loro centri urbani. Questo accade spesso come risultato di condizioni di aria stagnante o brezza marina in situazioni anticicloniche estive. Nel Mediterraneo, le celle di circolazione su larga scala sono stabilite e le emissioni costiere possono essere intrappolate per diversi giorni nella brezza terra-mare. I peggiori episodi di ossidazione fotochimica nel Mediterraneo sono probabilmente legati ai sistemi di circolazione della brezza di terra e di mare, colpendo in particolare le regioni con grandi città come Barcellona, Marsiglia, Roma e Atene (Borrell et al., 1995). Casi di studio su questi fenomeni sono riportati per Atene, Valencia e Lisbona da Moussiopoulos (1994), Millán (1993) e Borrego et al. Una breve discussione sull’ozono nel Mediterraneo è presentata nell’appendice 3.
2.4 Tendenze dell’ozono troposferico
Le prime misurazioni quantitative del rapporto di miscelazione dell’O3 in Europa furono fatte all’osservatorio di Montsouris vicino a Parigi, tra il 1876 e il 1886. La concentrazione media di 24 ore era allora di circa 20 μg.m-3 (Volz e Kley, 1988). Può essere interessante notare che questi dati (1000 campioni) mostrano superamenti dell’attuale valore soglia dell’UE per la protezione della vegetazione (65 μg.m-3 media di 24 ore) durante un po’ meno dell’1% di tutte le osservazioni. (Volz-Thomas, pers. comm.). La maggior parte di queste occasioni si sono verificate in febbraio e una in maggio e riflettono l’influenza dell’aria con un’origine troposferica libera che raggiunge il livello del suolo.
Negli anni ’50 i livelli medi di ozono rurale di 24 ore erano aumentati a 30 – 40 μg.m-3 e hanno continuato a salire a 60 μg.m-3 negli anni ’80 (Feister e Warmbt, 1987). Alla fine degli anni ’90 le concentrazioni medie giornaliere sono almeno un fattore due più alte rispetto all’era preindustriale (Borrell et al., 1995, Staehelin et al., 1994). La maggior parte dell’aumento dell’O3 si è verificato negli anni ’70, associato all’enorme crescita delle emissioni di NOx in quel periodo. Nel corso dell’ultimo decennio, l’aumento dell’ozono è stato nullo o scarso, in generale, sull’Europa rurale. Nei Paesi Bassi le concentrazioni sono diminuite un po’ (Roemer, 1996) mentre nel sud della Germania diversi siti riportano una tendenza annuale al rialzo del 2% (Scheel et al., 1997). Sulla frangia costiera irlandese dell’Atlantico si osserva una tendenza all’aumento di circa l’1% all’anno durante l’estate a causa dell’aria inquinata proveniente dall’Europa continentale (Simmonds, 1993).
Sono stati fatti pochi lavori per ricavare le tendenze nel verificarsi di episodi di ozono in Europa. Tuttavia, alcuni paesi hanno riportato dati sulle concentrazioni di picco del 98° percentile che coprono il periodo 1989 – 1996 nel quadro della direttiva sull’ozono (vedi capitoli 4 e 5). Questa base di dati indica una tendenza significativa all’aumento del 98° percentile di alcuni μg.m-3 in 2 siti in Belgio e Lussemburgo, mentre una tendenza significativa al ribasso nel periodo 1989 – 1996 è osservata in 18 stazioni nel Regno Unito e nei Paesi Bassi. Non c’era evidenza di alcuna tendenza in 35 stazioni in questi quattro paesi (de Leeuw e van Zantvoort, 1997). Non è emerso un quadro chiaro per un paese o una regione. Una parola di cautela è necessaria qui. I dati co-localizzati su NOx non erano disponibili, il che ci impedisce di verificare se le tendenze osservate sono causate o mascherate da cambiamenti nelle concentrazioni di NOx. Si consiglia di utilizzare la somma di NO2 e O3, spesso chiamata Ox, come parametro per superare l’influenza dell’effetto di titolazione perché Ox è insensibile alla titolazione (Guicherit, 1988). Inoltre, i cambiamenti nelle tecniche di misurazione o nelle procedure operative possono distorcere la rilevazione delle tendenze (Roemer, 1997).
Il record storico occasionale, derivato solo da misure semi-quantitative, è disponibile per l’ozono nell’ambiente urbano. Medie annuali di ozono di 40-60 μg.m-3 sono state misurate ad Atene nei primi due decenni di questo secolo (Cartalis e Varotsos, 1994). Livelli simili negli anni 1890 sono stati documentati per Zagabria (Lisac e Grubisic, 1991).
Il 98° percentile annuale di ozono nel centro di Londra variava tra 60 e 140 μg.m-3 e ha mostrato una tendenza significativa di -2,8 μg.m-3 per anno tra il 1973 e il 1992 (PORG, 1987; Bower et al. 1991, 1994). Le statistiche di base sull’ozono da diverse altre stazioni urbane dell’Europa nord-occidentale mostrano valori in intervalli comparabili negli ultimi 5-10 anni. Una registrazione da una stazione periferica di Atene (Liosia) mostra che la concentrazione media mensile ha mostrato un tasso di aumento medio di circa il 15% all’anno nel periodo 1984-1989. Nel 1987 i valori medi mensili hanno iniziato a superare i 110 μg.m-3 (Moussiopoulos, 1994). Si noti che questo valore rappresenta l’attuale valore soglia medio di 8 ore dell’UE per la protezione della salute umana. Nel 1988 questa soglia fu superata per 140 giorni in questa stazione di monitoraggio.
L’identificazione di una tendenza negli episodi di ozono nell’ambiente urbano può essere più importante. La tabella 3 presenta il numero di superamenti della concentrazione media di 110 μg.m-3 in 8 ore (12-20 ore) in diversi siti urbani. La tabella mostra che i superamenti si verificano in tutti i siti urbani. Nel corso degli anni disponibili per questo rapporto, non è possibile rilevare alcuna tendenza significativa. La variazione meteorologica da un anno all’altro è probabilmente la causa principale della grande variazione interannuale.
Tabella 3: Il numero di superamenti del valore di 110 µg.m-3, valore soglia medio di 8 ore in una selezione di siti (sub)urbani nel periodo 1982 – 1995
| Paese | Stazione | Città | 1982 | 1983 | 1984 | 1985 | 1986 | 1987 | 1988 | 1989 | 1990 | 1991 | 1992 | 1993 | 1994 | 1995 | ||
| Belgio | I.R.M. Av. Circulaire | Bruxelles | * | * | * | * | 10 | 10 | 4 | 37 | 23 | 11 | 18 | 21 | 34 | 42 | ||
| Belgio | St-Kruiswinkel | Gent | * | * | * | 10 | 8 | 14 | 7 | 16 | 33 | 7 | 21 | 9 | 20 | 21 | ||
| Belgio | Namur Ville en Waret-Vezin | Sites de fond | * | * | * | * | 6 | 10 | 12 | 39 | 41 | 0 | 11 | 9 | 31 | 32 | ||
| Grecia | Patissione 147 | Atene | * | 0 | 0 | * | * | 10 | 17 | 17 | 14 | 1 | * | * | * | * | ||
| Grecia | Smyrni Cementeria di N Smyrni | Atene | * | * | * | * | * | 20 | 48 | 60 | 34 | 71 | * | * | * | * | ||
| Grecia | Aspropyrgos | Atene | * | 23 | 9 | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | |
| Grecia | Pireas Platia Dimotikou Theatrou | Atene | * | * | * | * | * | * | 59 | 83 | 30 | 8 | * | * | * | * | ||
| Paesi Bassi | Florapark | Amsterdam | * | * | * | * | 7 | 9 | 8 | 27 | 30 | 6 | 19 | 9 | 14 | 20 | ||
| Paesi Bassi | Const.Rebecqueplein | Den Haag | * | * | * | * | 0 | 11 | 8 | 28 | 37 | 17 | 23 | 9 | 20 | 19 | ||
| Olanda | Schiedamsevest | Rotterdam | * | * | * | * | 8 | 9 | 7 | 32 | 20 | 11 | 20 | * | * | * | * | |
| Olanda | Kard. De Jongweg | Utrecht | * | * | * | * | * | 0 | 10 | 24 | 17 | 1 | 10 | 8 | 17 | 20 | ||
| Paesi Bassi | Witte Vrouwenstraat | Utrecht | * | * | * | * | * | 0 | 0 | 5 | 4 | * | 4 | * | * | * | ||
| Paesi Bassi | Tuin Utrechtse Bibliotheek | Utrecht | * | * | * | * | * | 0 | 4 | 12 | 24 | 9 | 24 | 4 | 17 | 32 | ||
| Olanda | Amsterdamse poort | Haarlem | * | * | * | * | 18 | 4 | 7 | 3 | * | * | * | * | * | * | * | |
| Olanda | Keizer Karelplein | Nijmegen | * | * | * | * | 1 | 6 | 2 | * | * | * | * | * | * | * | ||
| Paesi Bassi | Arnhemseweg | Apeldoorn | * | * | * | * | * | * | * | * | 33 | 9 | 20 | 8 | 22 | 17 | ||
| Paesi Bassi | Floreslaan | Vlaardingen | * | * | * | * | 3 | 5 | 6 | 25 | 13 | * | 9 | 4 | 15 | 19 | ||
| Portogallo | Lisboa Bairro Alto – R. do Seculo 51 | Lisboa | * | * | * | * | * | * | 4 | 6 | 1 | 1 | 2 | * | * | * | * | |
| Portogallo | Montes Caos | Sines | * | * | * | * | 2 | 2 | 13 | 88 | 4 | 0 | 10 | * | * | * | * | |
| Spagna | Plaza Castilla – Avenida Castellana | Madrid | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | 1 | * | * | |
| Spagna | Poble Nov – Pl.Doctor Trueta | Barcellona | * | * | * | * | * | 30 | 39 | 8 | 1 | 13 | 16 | * | * | * | ||
| Spagna | Molina Pl. | Barcellona | * | * | * | * | * | 11 | 20 | 16 | 0 | 5 | 9 | 1 | * | * | ||
| Spagna | Montcada I Reixach | Barcellona | * | * | * | * | * | 0 | 0 | * | * | * | 0 | 2 | * | * | * | |
| Gran Bretagna | Central London Lab-Minster House | Grande Londra | 0 | 0 | 0 | 15 | 8 | 1 | 0 | 13 | 2 | * | * | * | * | * | ||
| Gran Bretagna | Ponte Luogo | Grande Londra | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | 4 | 0 | 0 | * | * | 0 |
| Gran Bretagna | Stevenage – WSL | Stevenage | 0 | 23 | 31 | 10 | 9 | 4 | 2 | * | * | * | * | * | * | * |
I dati sono stati calcolati da tutti i siti urbani collegati al database AIRBASE. * : nessun dato
2.5 Potenziale di creazione fotochimica dell’ozono
Diversi COV hanno diverse capacità di generare ozono. La base chimica di queste differenze è ora ragionevolmente ben compresa. Il concetto di potenziale di creazione di ozono fotochimico (POCP) è un approccio ampiamente usato per stimare l’importanza relativa di singoli COV per la produzione a breve termine di O3 (Derwent e Jenkin, 1991; Simpson, 1995). Il POCP è definito come il cambiamento nell’O3 medio quando una particolare specie è ridotta rispetto al cambiamento nell’O3 medio quando l’etene è ridotto. La definizione di POCP è soggetta ad alcune discussioni perché non si riferisce a: (1) le scale temporali di trasporto rispetto alle scale temporali di reazione fotochimica, (2) i livelli di radicali perossidi e NOx richiesti durante la produzione di O3, e (3) la questione della limitazione di VOC o NOx. Quando l’intento è quello di regolamentare sulla base dei potenziali di formazione di O3, piuttosto che sulla massa totale, le valutazioni POCP evidenziano toluene, etene, butano e propene come i più efficienti produttori di ozono a breve termine tra i VOC più abbondanti. Tuttavia, se si valutano i valori POCP su tempi più lunghi (per esempio 96-h), gli alcani a reazione lenta diventano sempre più importanti (Andersson-Sköld et al., 1992).
2.6 Relazioni sorgente-recettore
Le relazioni sorgente-recettore si sono dimostrate uno strumento molto potente nello sviluppo di strategie di abbattimento, in particolare nel caso dell’acidificazione (Alcamo et al., 1990). In molte delle applicazioni, sono state affrontate le componenti che mostrano un comportamento lineare. Nel caso dell’acidificazione, la deposizione totale su un’area può essere calcolata sommando tutti i contributi di tutte le fonti e specie rilevanti, che possono essere organizzate geograficamente o per settore di emissione. Nel caso dell’O3 la situazione è più complessa a causa della relazione non lineare tra le specie sorgente VOC e NOx e a causa dell’influenza della troposfera di fondo.
Diversi lavoratori hanno riferito su questo problema (Kleinman e Benkovitz, 1987; Stedman e Williams, 1992; Simpson, 1992), tuttavia, in molti di questi lavori le relazioni sviluppate erano valide solo in circostanze fisse, per esempio rapporti HOx/NOx fissati. Simpson (1992) ha trovato che in regimi di VOC limitati, l’ozono mostra in larga misura una dipendenza lineare dai cambiamenti delle emissioni di VOC. Le relazioni fonte-recettore sui superamenti delle soglie di ozono mediate su periodi a lungo termine (da 3 a 6 mesi) sono apparse molto più robuste di quelle sulla concentrazione massima giornaliera, per esempio (Simpson e Malik, 1996).
La richiesta di relazioni fonte-recettore dell’ozono con una gamma di validità molto più ampia è aumentata a causa della richiesta di sviluppo di strategie di abbattimento economicamente efficaci e differenziate nello spazio. Il problema dell’ozono sarà anche collegato all’acidificazione e all’eutrofizzazione al fine di ottenere riduzioni ottimali delle emissioni per raggiungere gli obiettivi di soluzione di tutti questi problemi. Heyes et al. (1996) hanno sviluppato relazioni fonte-recettore per l’ozono sotto forma di diagrammi isopletici, che possono servire nell’approccio multi-inquinante / multi-effetto. Il lavoro di Heyes et al. (1996) sarà applicato per sostenere la Commissione europea nello sviluppo della sua strategia di abbattimento dell’ozono (Amann et al., 1997) e l’UN-ECE nel suo lavoro sul secondo protocollo NOx.