2. Ozon troposferyczny: informacje ogólne
2.1 Problem ozonu w Europie
Zanieczyszczenia fotochemiczne powstają w wyniku emisji tlenków azotu (NOx, gdzie NOx = NO + NO2) oraz lotnych związków organicznych (VOC) i tlenku węgla (CO) w obecności światła słonecznego. Ozon (O3), główne zanieczyszczenie fotochemiczne, jest przenoszony ponad granicami państw (Simpson i Malik, 1996). Emisje NOx są odpowiedzialne za powstawanie ozonu na obszarach wiejskich. W regionach gęściej zaludnionych, w szczególności w pobliżu miast, powstawanie ozonu jest wzmacniane przez emisje lotnych związków organicznych (VOC). LZO uwalniane są głównie z ruchu drogowego i stosowania produktów zawierających rozpuszczalniki organiczne. NOx i CO są emitowane głównie z procesów transportu i spalania. Po uwolnieniu, prekursory te są rozpraszane przez wiatr i turbulencje atmosferyczne. Świeżo wyemitowane zanieczyszczenia mieszają się z innymi zanieczyszczeniami, w tym z ozonem, obecnymi w powietrzu, w wyniku czego zachodzi skomplikowany proces reakcji chemicznych i ciągłego rozcieńczania.
Narażenie na ozon wywołuje skutki dla zdrowia i środowiska, powodując trudności w oddychaniu u osób wrażliwych oraz możliwe uszkodzenia roślinności i ekosystemów (WHO, 1996a, b). Znaczące reakcje zarówno u ludzi jak i u roślin występują przy lub blisko obecnych stężeń ozonu w otoczeniu (UN-ECE, 1996). Wartości progowe ustalone w celu ochrony zdrowia ludzkiego, roślinności i ekosystemów są często przekraczane w większości krajów europejskich i dlatego można się spodziewać szeroko rozpowszechnionych negatywnych skutków dla ludności europejskiej, upraw i naturalnej roślinności (de Leeuw i van Zantvoort, 1996; Hjellbrekke et al., 1996). Ozon w troposferze ma również znaczenie dla kwestii zmian klimatycznych, ponieważ jest on gazem cieplarnianym. Obecnie szacuje się, że ozon troposferyczny dodaje 0,4 W.m-2 do obecnego zwiększonego wymuszenia klimatycznego wynoszącego 2,45 W.m-2. Całkowite wymuszenie jest wynikiem wzrostu wyłącznie związków długożyciowych (CO2, CH4, N2O, halowęglowodory) (IPCC, 1995). Zagadnienie powstawania, skutków i ograniczania ozonu jest złożone, a ze względu na jego transgraniczny charakter, aby poradzić sobie z tym problemem, konieczne będzie podjęcie międzynarodowych wysiłków w celu opracowania spójnej polityki (Amann i in., 1996).
2.2 Chemiczne powstawanie ozonu
Fotochemiczna reakcja łańcuchowa, w wyniku której powstaje ozon, jest inicjowana i podtrzymywana przez reaktywne rodniki. W procesie tym powstają inne produkty, takie jak azotan nadtlenoacetylowy, kwas azotowy, aldehydy, kwasy organiczne, cząstki stałe i wiele krótkożyciowych rodników. LZO działają jako „paliwo” w procesie tworzenia się ozonu, podczas gdy NO funkcjonuje mniej więcej jako katalizator, ponieważ jest regenerowany w procesie tworzenia się ozonu. NO odgrywa również kluczową rolę w regeneracji reaktywnych rodników i dalszym przebiegu reakcji. Uproszczona fotochemia ozonu, która w rzeczywistości jest złożonym i wysoce nieliniowym procesem, została przedstawiona w Ramce 1.
Wysokie stężenia świeżo wyemitowanego NO lokalnie zmiatają O3, proces ten prowadzi do powstania NO2. W pobliżu źródeł ten proces miareczkowania może być traktowany jako pochłaniacz ozonu. Ponadto, wysokie stężenie NO2 odchyla początkowy etap utleniania LZO poprzez tworzenie innych produktów (np. kwasu azotowego), co zapobiega tworzeniu się netto O3. Z powodu tych reakcji, spadek NOx może prowadzić do wzrostu O3 przy niskich stosunkach VOC/NOx, jak to ma miejsce w miastach. W tym często nazywanym reżimem ograniczonym przez LZO, kontrola emisji związków organicznych jest bardziej skuteczna w zmniejszaniu szczytowych wartości zanieczyszczenia ozonem lokalnie.
As an air mass moves away from an urban centre its VOC/NOx ratio changes due to further photochemical reactions, meteorological processes and the occurrence of fresh emissions. Stężenie NOx maleje szybciej niż VOC, a w konsekwencji stosunek VOC/NOx ulega wzmocnieniu. Przy wysokich stosunkach VOC/NOx występujących w sytuacjach tła, chemia zmierza w kierunku przypadku ograniczonego NOx i redukcje NOx są uważane za bardziej skuteczne w redukcji ozonu w tych sytuacjach. Ostatnie prace (Kramp et al., 1994; Flocke et al., 1994) wskazują, że fotochemia w smugach miejskich przebiega szybciej niż wcześniej zakładano. Utlenianie lotnych związków organicznych prowadzi do powstania większej ilości ozonu w krótszym okresie czasu i do szybszego usuwania NOx. Stąd reżim, w którym tworzenie ozonu jest kontrolowane przez stężenie NOx jest osiągany szybciej niż wcześniej sądzono (Borrell i in., 1995).
Kartka 1: Fotochemia powstawania ozonu w uproszczonej formie
| VOC + OH + O2 ® RO2 + H2O RO2 + NO + O2 ® NO2 + HO2 + CARB HO2 + NO ® NO2 + OH 2(NO2 + hv +O2 ” NO + O3) |
|
|
netto: |
(NOx + OH +) VOC + 4O2 ® 2O3 + CARB + H2O (+ NOx + OH) |
| VOC oznacza lotne związki organiczne, a CARB związki karbonylowe, które w dalszych etapach utleniania pełnią rolę węglowodorów. OH i HO2 to krótko żyjące rodniki, które odgrywają ważną rolę w procesie powstawania ozonu. | |
Złożoność wpływu redukcji emisji NOx na powstawanie O3 może być zilustrowana przez „efekt weekendu”. Dumont (1996) udokumentował, że poziomy O3 w belgijskich aglomeracjach miejskich były znacznie wyższe w weekendy niż w ciągu tygodnia. Podczas „smogowego” lata średni szczyt popołudniowy był o około 20% wyższy w soboty i niedziele w porównaniu do popołudniowego szczytu w „dzień roboczy”. Odwrotna prawidłowość wystąpiła w przypadku NO2; ten gatunek był znacznie niższy w soboty i niedziele. Jednakże, suma O3 i NO2, często nazywana Ox, była podobna bez względu na to, który dzień był brany pod uwagę. Można to wyjaśnić mniejszą konwersją O3 przez NO w NO2 w wyniku niskiego poziomu emisji NOx podczas weekendu w belgijskich miastach (około 30% mniej). W tym przypadku, ten lokalny efekt niszczenia ozonu jest ważniejszy niż redukcja ozonu wynikająca ze zmniejszonej emisji prekursorów (NOx i VOC). Dalsze wahania ozonu w dni powszednie sugerują dodatkowy, nielokalny wkład. W Austrii, w stacjach w Wiedniu lub w jego pobliżu, średnie maksymalne stężenia szczytowe ozonu również wykazują wyraźną strukturę tygodniową, jednakże z najniższymi poziomami w poniedziałki i wtorki. Uważa się, że odzwierciedla to redukcję ozonu wynikającą ze zmniejszonej emisji prekursorów na większym obszarze oraz efekt transportu (Schneider, 1998). Brönniman i Neu (1997) stwierdzają na podstawie analizy danych szwajcarskich, że istnieją dwa odrębne wzorce w tygodniowym cyklu ozonu. Kiedy warunki meteorologiczne nie sprzyjają produkcji ozonu, wyższe stężenia obserwowane są w weekendy. Jednakże, podczas sprzyjających warunków, średnia wartość szczytowa ozonu w niedziele była o 10-15% niższa niż w dni robocze.
Warto zauważyć, że tylko w wyniku początkowej i niewielkiej redukcji NOx, przy braku jednoczesnej redukcji emisji LZO, może wystąpić przeciwny do zamierzonego „efekt weekendu”. Aby osiągnąć akceptowalne poziomy ozonu i przekroczyć początkowy próg kontrproduktywności, konieczna jest redukcja znacznej części emisji NOx i VOC.
2.3 Skale przestrzenne
Powstawanie ozonu występuje w różnych skalach, od lokalnej, jak w obszarach miejskich takich jak Ateny i Mediolan, poprzez regionalną, jak w centralnej i północno-zachodniej Europie, do półkulistej, jak w przypadku wzrostu stężenia tła na północnych średnich szerokościach geograficznych. Lokalnie powstające utleniacze wykazują zazwyczaj duże zróżnicowanie czasowe i przestrzenne z wysokimi szczytowymi stężeniami spowodowanymi emisjami występującymi głównie w ciągu tego samego dnia. Regionalne formowanie się utleniaczy najczęściej występuje w połączeniu ze stabilnymi wysokimi ciśnieniami, a wysokie stężenia mogą utrzymywać się przez kilka dni (Cox i inni, 1977; Guicherit i van Dop, 1975; Grennfelt i Schjoldager, 1984; Borrell i inni, 1995). Równowaga pomiędzy (lokalnym) tworzeniem i (dalekosiężnym) transportem w klimatologii ozonu na danym obszarze decyduje o skuteczności zakresu redukcji emisji od lokalnej do ogólnoeuropejskiej.
2.3.1 Fenomenologia ozonu na obszarach wiejskich w Europie
Grennfelt et al. (1987; 1988) oraz Feister i Pedersen (1989) jako pierwsi podali poziomy letniego ozonu w Europie wykazujące rosnący gradient od północno-zachodniej do południowo-wschodniej części sieci OXIDATE. Niestety, ich analiza nie obejmowała obszaru na południe od Alp ze względu na ograniczoną dostępność danych z południa i wschodu Europy. Późniejsze raporty (NILU/CCC 1990 ~1996) potwierdziły wzór gradientu w ozonie.
Ilościowe oszacowanie ozonu w lecie i zimie zostało dostarczone przez Becka i Grennfelta (1994). Na podstawie pomiarów z 68 stacji wiejskich i tła stwierdzili oni, że średnie maksimum dobowe w lecie wynosiło od 60-80 μg.m-3 w północno-zachodniej części do 120-140 μg.m-3 w środkowej części Europy. Rysunek 1 ilustruje modelową wersję gradientu średniego maksymalnego dziennego stężenia ozonu w okresie letnim nad Europą (Simpson et al., 1997). Stężenie tła w europejskiej morskiej warstwie granicznej, tj. stężenie w powietrzu adwekcyjnym znad Atlantyku, zostało ustalone na poziomie 60-65 μg.m-3 (Borrell et al., 1995). Należy zauważyć, że informacje przedstawione w ramach dyrektywy nie pozwalają na stworzenie takiego ogólnego obrazu w odniesieniu do ozonu na obszarach wiejskich. Wykorzystano dane pomiarowe z sieci Eurotrac-TOR i EMEP oraz działania modelowe EMEP. Należy również zauważyć, że rozkład przestrzenny ozonu nad Europą różni się znacznie z roku na rok i zależy od rozpatrywanej statystyki (porównaj rysunek 1 dla letniego maksimum dobowego z rysunkiem 16 dla AOT60).
Rysunek 1: Modelowana 5-letnia średnia dobowa letniego maksimum stężenia ozonu. Do obliczeń przyjęto stałą emisję na poziomie 1990 r. oraz meteorologię z 5 sezonów letnich (1989, 1990, 1992, 1993 i 1994). 1 ppb O3 ” 2 μg.m-3. Źródło: Simpson et al., 1997
Sezonowa zmienność ozonu, z szerokim letnim maksimum i zimowym minimum, jest obserwowana w wielu pojedynczych miejscach na kontynencie. W skali sezonu, procesy atmosferyczne w zanieczyszczonej europejskiej warstwie granicznej dodają 30-40% do stężenia tła warstwy granicznej w lecie. Większość stacji położonych w głębi lądu wykazuje typowy przebieg dobowy w miesiącach letnich, z minimum w godzinach porannych i maksimum w godzinach popołudniowych. Spadek w nocy i wczesnym rankiem jest spowodowany suchą depozycją. Na stacjach będących pod silnym wpływem emisji, efekt ten odzwierciedla również miareczkowanie z NO. Po wschodzie słońca rozpoczyna się tworzenie fotochemiczne z prekursorów i stopniowo wzrasta wraz ze wzrostem ilości światła słonecznego. Ważną rolę odgrywa również mieszanie powietrza z warstw unoszących się nad ziemią oraz z wolnej troposfery. Niezanieczyszczone stacje przybrzeżne i wysoko położone często wykazują mniej wyraźną zmienność dobową ze względu na niewielki wpływ suchej depozycji oraz adwekcję jednorodnego i względnie niezakłóconego powietrza.
2.3.2 Fenomenologia epizodów
Epizody podwyższonego ozonu występują nad większością Europy każdego lata. Podczas tych epizodów, z których wiele trwa przez kilka kolejnych dni, stężenia ozonu wzrastają do kilkukrotności tła warstwy granicznej na dużych obszarach Europy. Zjawisko epizodów występuje zwykle w warunkach antycyklonalnych, zbiegających się ze zwiększonym nasłonecznieniem, wysokimi temperaturami i niską prędkością wiatru. Obserwuje się je zarówno w zanieczyszczonych obszarach miejskich, jak i w mniej zanieczyszczonych regionach wiejskich. W sytuacji miejskiej i podmiejskiej wysokie stężenia wynikają głównie z produkcji fotochemicznej z prekursorów, które są emitowane głównie w obrębie danego obszaru. W skali kontynentu podwyższone stężenia są konsekwencją zarówno chemii in situ, jak i transportu z innych regionów. Bouscaren (1991) stwierdził jednak, że na południu Europy smog fotochemiczny ma często charakter lokalny.
Generalnie, w pobliżu źródeł w centrach miast stężenia ozonu są niższe niż na przedmieściach i obszarach wiejskich, głównie w wyniku pochłaniania ozonu przez tlenek azotu pochodzący z ruchu drogowego. Podczas epizodów, poziomy ozonu mogą być znacznie podwyższone na przedmieściach i dalej pod wiatr od miejskich obszarów źródłowych. Gromadzenie się ozonu w wyniku reakcji fotochemicznych trwa kilka godzin, w związku z czym najwyższych poziomów fotooksydantów można się spodziewać w pewnej odległości od źródeł. Lin et al. (1995) oraz Lindsay i Chameides (1988) stwierdzili, że stężenie ozonu w pióropuszu miejskim było z łatwością dwukrotnie wyższe niż poziom tła.
W niektórych miastach, w szczególności w południowej Europie, występują szczytowe poziomy ozonu w centrach miast. Dzieje się tak często w wyniku stagnacji powietrza lub bryzy morskiej w letnich sytuacjach antycyklonalnych. W basenie Morza Śródziemnego powstają komórki cyrkulacyjne o dużej skali, a emisje nadmorskie mogą być zatrzymane na kilka dni w bryzie lądowo-morskiej. Najgorsze epizody fotochemicznych utleniaczy w basenie Morza Śródziemnego są prawdopodobnie związane z systemami cyrkulacji bryzy lądowo-morskiej, dotykając w szczególności regionów z głównymi miastami, takimi jak Barcelona, Marsylia, Rzym i Ateny (Borrell et al., 1995). Studia przypadków dotyczące tych zjawisk są opisane dla Aten, Walencji i Lizbony przez Moussiopoulos (1994), Millán (1993) i Borrego et al., (1994). Krótką dyskusję na temat ozonu w rejonie Morza Śródziemnego przedstawiono w Dodatku 3.
2.4 Trendy w ozonie troposferycznym
Pierwsze ilościowe pomiary współczynnika mieszania O3 w Europie wykonano w Obserwatorium Montsouris koło Paryża, w latach 1876-1886. Średnie 24-godzinne stężenie wynosiło wtedy około 20 μg.m-3 (Volz i Kley, 1988). Interesujące może być to, że dane te (1000 próbek) wykazują przekroczenia obecnej wartości progowej UE dla ochrony roślinności (65 μg.m-3 średnia 24-godzinna) podczas nieco mniej niż 1% wszystkich obserwacji. (Volz-Thomas, pers. comm.). Większość z tych przypadków wystąpiła w lutym, a jeden w maju i odzwierciedlają one wpływ powietrza pochodzącego z wolnej troposfery, docierającego do poziomu gruntu.
W latach 50-tych średnie 24-godzinne poziomy ozonu na obszarach wiejskich wzrosły do 30-40 μg.m-3 i nadal rosły do 60 μg.m-3 w latach 80-tych (Feister i Warmbt, 1987). Pod koniec lat 90-tych średnie dzienne stężenia są co najmniej dwukrotnie wyższe niż w epoce przedprzemysłowej (Borrell et al., 1995, Staehelin et al., 1994). Większość wzrostu O3 nastąpiła w latach 70-tych w związku z ogromnym wzrostem emisji NOx w tym okresie. W ciągu ostatniej dekady nad obszarami wiejskimi Europy nie nastąpił wzrost stężenia ozonu lub był on niewielki. W Holandii stężenia nieco się zmniejszyły (Roemer, 1996), podczas gdy na południu Niemiec w kilku miejscach odnotowano 2% roczną tendencję wzrostową (Scheel et al., 1997). Na irlandzkim wybrzeżu Atlantyku obserwuje się tendencję wzrostową wynoszącą około 1% rocznie w okresie letnim, spowodowaną zanieczyszczonym powietrzem z Europy kontynentalnej (Simmonds, 1993).
Niewiele pracy wykonano w celu określenia tendencji w występowaniu epizodów ozonowych w Europie. Jednakże niektóre kraje przekazały dane dotyczące szczytowych stężeń 98 percentyla obejmujące okres 1989 – 1996 w ramach dyrektywy ozonowej (patrz rozdziały 4 i 5). Ta baza danych wskazuje na znaczną tendencję wzrostową w 98 percentylu o kilka μg.m-3 w 2 stacjach w Belgii i Luksemburgu, podczas gdy znaczna tendencja spadkowa w latach 1989 – 1996 obserwowana jest w 18 stacjach w Wielkiej Brytanii i Holandii. W 35 stacjach w tych czterech krajach nie znaleziono dowodów na istnienie jakichkolwiek tendencji (de Leeuw i van Zantvoort, 1997). Nie wyłonił się żaden wyraźny obraz dla danego kraju czy regionu. W tym miejscu konieczne jest słowo ostrożności. Nie były dostępne współlokalizowane dane dotyczące NOx, co uniemożliwia nam sprawdzenie, czy obserwowane trendy są spowodowane lub zamaskowane przez zmiany w stężeniach NOx. Zalecamy użycie sumy NO2 i O3, często nazywanej Ox, jako parametru niwelującego wpływ efektu miareczkowania, ponieważ Ox jest niewrażliwy na miareczkowanie (Guicherit, 1988). Ponadto, zmiany w technikach pomiarowych lub procedurach operacyjnych mogą wpłynąć na wykrycie trendów (Roemer, 1997).
Sporadyczne zapisy historyczne, pochodzące jedynie z pomiarów półilościowych, są dostępne dla ozonu w środowisku miejskim. Średnie roczne wartości ozonu wynoszące 40-60 μg.m-3 były mierzone w Atenach w pierwszych dwóch dekadach tego wieku (Cartalis i Varotsos, 1994). Podobne poziomy w latach 1890 udokumentowano w Zagrzebiu (Lisac i Grubisic, 1991).
Roczny 98 percentyl ozonu w centrum Londynu wahał się pomiędzy 60 a 140 μg.m-3 i wykazywał znaczący trend -2.8 μg.m-3 rocznie pomiędzy 1973 a 1992 (PORG, 1987; Bower et al. 1991, 1994). Podstawowe statystyki dotyczące ozonu z kilku innych stacji miejskich w północno-zachodniej Europie pokazują wartości w porównywalnych zakresach w ciągu ostatnich 5 do 10 lat. Zapis ze stacji na przedmieściach Aten (Liosia) pokazuje, że średnie miesięczne stężenie wykazywało średnie tempo wzrostu wynoszące około 15% rocznie w okresie 1984-1989. W 1987 r. średnie miesięczne wartości zaczęły przekraczać 110 μg.m-3 (Moussiopoulos, 1994). Należy zauważyć, że wartość ta stanowi obecną średnią 8-godzinną wartość progową UE dla ochrony zdrowia ludzkiego. W 1988 r. próg ten został przekroczony w 140 dniach na tej stacji monitoringowej.
Większe znaczenie może mieć identyfikacja trendu w epizodach ozonowych w środowisku miejskim. W tabeli 3 przedstawiono liczbę przekroczeń średniego stężenia 8-godzinnego (12-20 h) 110 μg.m-3 na kilku stanowiskach miejskich. Z tabeli wynika, że przekroczenia występują na wszystkich stanowiskach miejskich. W latach dostępnych dla niniejszego raportu nie można wykryć żadnej znaczącej tendencji. Prawdopodobnie główną przyczyną dużej zmienności międzyrocznej jest zmienność meteorologiczna z roku na rok.
Tabela 3: Liczba przekroczeń normy 110 μg.m-3, 8-h średnia wartość progowa na wybranych stanowiskach (pod)miejskich w okresie 1982 – 1995
| Kraj | Stacja | Miasto | 1982 | 1983 | 1984 | 1985 | 1986 | 1987 | 1988 | 1989 | 1990 | 1991 | 1992 | 1993 | 1994 | 1995 | |||
| Belgia | I.R.M. Av. Circulaire | Bruxelles | * | * | * | * | 10 | 10 | 4 | . 37 | 23 | 11 | 18 | 21 | 34 | 42 | |||
| Belgia | St-.Kruiswinkel | Gent | * | * | * | 10 | 8 | 14 | 7 | 16 | 33 | 7 | 21 | 9 | 20 | 21 | |||
| Belgia | Namur Ville en Waret-.Vezin | Sites de fond | * | * | * | * | 6 | . | 10 | 12 | 39 | 41 | 0 | 11 | 9 | 31 | 32 | ||
| Grecja | Patission 147 | Ateny | * | 0 | 0 | * | * | 10 | 17 | 17 | 14 | 1 | * | * | * | * | |||
| Grecja | Smyrni Cementownia N Smyrni | Ateny | * | * | * | * | * | * | 20 | 48 | 60 | 34 | 71 | * | * | * | * | ||
| Grecja | . Aspropyrgos | Ateny | * | 23 | 9 | * | * | * | . | * | * | * | * | * | * | * | * | * | |
| Grecja | Pireas Platia Dimotikou Theatrou | Ateny | * | * | * | * | * | * | 59 | 83 | 30 | 8 | * | * | * | * | |||
| Holandia | Florapark | Amsterdam | * | * | * | * | * | 7 | 9 | 8 | 27 | 30 | 6 | 19 | 9 | 14 | 20 | ||
| Holandia | Konst.Rebecqueplein | Den Haag | * | * | * | * | 0 | 11 | 8 | . | 28 | 37 | 17 | 23 | 9 | 20 | 19 | ||
| Holandia | . Schiedamsevest | Rotterdam | * | * | * | * | 8 | 9 | 7 | . 32 | 20 | 11 | 20 | * | * | * | |||
| Holandia | Kard. De Jongweg | Utrecht | * | * | * | * | * | 0 | . 10 | 24 | 17 | 1 | 10 | 8 | 17 | 20 | |||
| Holandia | Witte Vrouwenstraat | Utrecht | * | * | * | * | *. | * | 0 | 0 | 5 | 4 | * | 4 | * | * | * | ||
| Holandia | Tuin Utrechtse Bibliotheek | Utrecht | * | * | . | * | * | * | * | 0 | 4 | 12 | 24 | 9 | 24 | 4 | 17 | 32 | |
| Holandia | Amsterdamse poort | Haarlem | * | * | * | * | 18 | 4 | 7 | . | 3 | * | * | * | * | * | * | ||
| Holandia | Keizer Karelplein | Nijmegen | * | * | * | * | 1 | . | 6 | 2 | * | * | * | * | * | * | * | ||
| Holandia | Arnhemseweg | Apeldoorn | * | * | * | * | * | . | * | * | * | * | * | 33 | 9 | 20 | 8 | 22 | 17 |
| Holandia | Floreslaan | Vlaardingen | *. | * | * | * | 3 | 5 | 6 | 25 | 13 | * | 9 | 4 | 15 | 19 | |||
| Portugalia | Lisboa Bairro Alto -. R. do Seculo 51 | Lisboa | * | * | * | * | * | * | 4 | . 6 | 1 | 1 | 2 | * | * | * | |||
| Portugalia | Montes Chaos | Sines | * | * | * | * | 2 | 2 | 13 | 88 | 4 | 0 | 10 | * | * | * | |||
| Hiszpania | Plaza Castilla -. Avenida Castellana | Madryt | * | * | * | * | * | * | * | * | * | . | * | * | * | * | 1 | * | * |
| Hiszpania | Poble Nov – ul. Pl.Doctor Trueta | Barcelona | * | * | * | * | * | 30 | 39 | . | 8 | 1 | 13 | 16 | * | * | * | ||
| Hiszpania | Molina Pl. | Barcelona | * | * | * | * | * | 11 | 20 | 16. | 0 | 5 | 9 | 1 | * | * | |||
| Hiszpania | Montcada I Reixach | Barcelona | * | * | * | * | * | 0 | 0 | * | * | . | * | 0 | 2 | * | * | * | |
| Wielka Brytania | Central London Lab-.Minster House | Wielki Londyn | 0 | 0 | 0 | 15 | 8 | 1 | 0 | 0 | . | 13 | 2 | * | * | * | * | * | |
| Wielka Brytania | Most im. Place | Greater London | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | . | 4 | 0 | 0 | * | * | 0 |
| Wielka Brytania | Stevenage -. WSL | Stevenage | 0 | 23 | 31 | 10 | 9 | 4 | 2 | * | * | . | * | * | * | * | * |
Dane zostały obliczone na podstawie wszystkich lokalizacji miejskich podłączonych do bazy AIRBASE. * : brak danych
2.5 Potencjał fotochemicznego tworzenia ozonu
Różne LZO mają różną zdolność generowania ozonu. Podstawy chemiczne tych różnic są obecnie dość dobrze poznane. Koncepcja Fotochemicznego Potencjału Tworzenia Ozonu (POCP) jest szeroko stosowanym podejściem do szacowania względnego znaczenia poszczególnych LZO dla krótkoterminowej produkcji O3 (Derwent i Jenkin, 1991; Simpson, 1995). POCP definiuje się jako zmianę średniego O3 w przypadku redukcji danego gatunku w stosunku do zmiany średniego O3 w przypadku redukcji etenu. Definicja POCP jest przedmiotem pewnej dyskusji, ponieważ nie odnosi się ona do: (1) skali czasowej transportu versus skali czasowej reakcji fotochemicznej, (2) poziomów rodników nadtlenowych i NOx wymaganych podczas produkcji O3, oraz (3) kwestii ograniczania LZO lub NOx. Jeśli celem jest regulacja na podstawie potencjału tworzenia O3, a nie na podstawie całkowitej masy, oceny POCP wskazują na toluen, eten, butan i propen jako najbardziej wydajnych krótkoterminowych producentów ozonu wśród najbardziej rozpowszechnionych LZO. Jednakże, jeśli ocenia się wartości POCP w dłuższych przedziałach czasowych (np. 96-h), powoli reagujące alkany stają się coraz ważniejsze (Andersson-Sköld i in., 1992).
2.6 Relacje źródło-receptor
Relacje źródło-receptor okazały się bardzo potężnym instrumentem w rozwoju strategii ograniczania emisji, w szczególności w przypadku zakwaszenia (Alcamo i in., 1990). W wielu zastosowaniach zajmowano się składnikami wykazującymi liniowe zachowanie. W przypadku zakwaszenia, całkowita depozycja na danym obszarze może być obliczona poprzez zsumowanie wszystkich wkładów ze wszystkich istotnych źródeł i gatunków, które mogą być zorganizowane geograficznie lub według sektorów emisji. W przypadku O3 sytuacja jest bardziej złożona ze względu na nieliniową relację między źródłowymi gatunkami LZO i NOx oraz ze względu na wpływ tła troposfery.
Kilku pracowników zajmowało się tym zagadnieniem (Kleinman i Benkovitz, 1987; Stedman i Williams, 1992; Simpson, 1992), jednak w znacznej części tych prac opracowane relacje były ważne tylko w ustalonych warunkach, np. stałe stosunki HOx/NOx. Simpson (1992) stwierdził, że w reżimach ograniczonych przez LZO, ozon wykazuje w dużym stopniu liniową zależność od zmian emisji LZO. Zależności źródło-receptor dotyczące przekroczeń progów ozonu uśrednionych w dłuższych okresach czasu (3 do 6 miesięcy) okazały się znacznie bardziej solidne niż na przykład te dotyczące dziennego maksymalnego stężenia (Simpson i Malik, 1996).
Zapotrzebowanie na zależności źródło-receptor ozonu o znacznie szerszym zakresie ważności wzrosło ze względu na wezwanie do opracowania opłacalnych i zróżnicowanych przestrzennie strategii ograniczania emisji. Problem ozonu będzie również powiązany z zakwaszeniem i eutrofizacją w celu osiągnięcia optymalnej redukcji emisji, aby osiągnąć cele związane z rozwiązaniem wszystkich tych problemów. Heyes et al. (1996) opracowali relacje źródło-receptor dla ozonu w formie wykresów izoplet, które mogą być wykorzystane w podejściu multi-zanieczyszczenie / multi-efekt. Praca Heyes et al. (1996) zostanie zastosowana w celu wsparcia Komisji Europejskiej w opracowaniu strategii ograniczania emisji ozonu (Amann et al., 1997) oraz EKG ONZ w jej pracach nad drugim protokołem NOx.
.