2. O ozono troposférico: informação de fundo
2.1 A questão do ozono na Europa
Poluição fotoquímica é formada por emissões de óxidos de azoto (NOx, onde NOx = NO + NO2) e de compostos orgânicos voláteis (COV) e monóxido de carbono (CO) na presença da luz solar. O ozono (O3), o principal poluente fotoquímico, é transportado através das fronteiras nacionais (Simpson e Malik, 1996). As emissões de NOx são responsáveis por grande parte da formação de ozono que ocorre nas zonas rurais. Em regiões mais densamente povoadas, em particular perto das cidades, a formação de ozono é aumentada pelas emissões de COV. Os COVs são principalmente libertados do tráfego rodoviário e do uso de produtos que contêm solventes orgânicos. Os NOx e CO são em grande parte emitidos pelos processos de transporte e combustão. Após a libertação, estes precursores são dispersos pelo vento e pela turbulência atmosférica. Os poluentes recém emitidos misturam-se com outros poluentes, incluindo o ozono, presentes no ar de fundo, e ocorre um processo complicado de reacções químicas e diluição contínua.
Exposição ao ozono induz efeitos na saúde e no ambiente, causando dificuldades respiratórias em pessoas sensíveis e possíveis danos na vegetação e ecossistemas (OMS, 1996a, b). Respostas significativas tanto no homem como nas plantas ocorrem nas concentrações ambientais actuais de ozono ou próximas delas (UN-ECE, 1996). Os valores limite estabelecidos para a protecção da saúde humana, vegetação e ecossistemas são frequentemente excedidos na maioria dos países europeus e, portanto, podem ser esperados efeitos adversos generalizados na população europeia, culturas e vegetação natural (de Leeuw e van Zantvoort, 1996; Hjellbrekke et al., 1996). O ozono na troposfera é também relevante para a questão das alterações climáticas, uma vez que o ozono é um gás com efeito de estufa. Estima-se actualmente que o ozono troposférico acrescenta 0,4 W.m-2 ao actual aumento da força climática de 2,45 W.m-2. O forçamento total é o resultado do aumento de compostos de longa vida apenas (CO2, CH4, N2O, halocarbonos) (IPCC, 1995). A questão da formação, efeitos e redução do ozono é complexa e, devido à sua natureza transfronteiriça, será necessário um esforço internacional para desenvolver uma política coerente para enfrentar o problema (Amann et al., 1996).
2.2 Formação química do ozono
A reacção fotoquímica em cadeia que produz ozono é iniciada e mantida por radicais reactivos. No processo, outros produtos são formados como nitrato de peróxido de acetila, ácido nítrico, aldeídos, ácidos orgânicos, partículas e muitas espécies de radicais de curta duração. Os COVs actuam como “combustível” no processo de formação do ozono, enquanto que o NO funciona mais ou menos como catalisador, uma vez que é regenerado no processo de formação. O NO também desempenha um papel fundamental na regeneração dos radicais reactivos e no progresso das reacções. A fotoquímica simplificada do ozono, que na realidade é um processo complexo e altamente não linear, é mostrado na Caixa 1.
High concentrations of freshly scavenge O3, um processo que leva à formação de NO2. Perto das fontes, este processo de titulação pode ser considerado como um sumidouro de ozono. Além disso, concentrações elevadas de NO2 desviam o passo inicial de oxidação dos COVs, formando outros produtos (por exemplo, ácido nítrico), o que impede a formação líquida de O3. Devido a estas reacções, uma diminuição de NOx pode levar a um aumento de O3 com baixos rácios COV/NOx, como é o caso nas cidades. Neste regime frequentemente chamado de regime limitado de COV, o controle de emissões de compostos orgânicos é mais eficiente para reduzir localmente os valores de pico de poluição por ozônio.
Como uma massa de ar se afasta de um centro urbano, sua razão COV/NOx muda devido a outras reações fotoquímicas, processos meteorológicos e a ocorrência de novas emissões. A concentração de NOx diminui mais rapidamente do que a de COV e consequentemente a razão COV/NOx é amplificada. A taxas elevadas de VOC/NOx que ocorrem em situações de fundo, a química tende para o caso limite de NOx e as reduções de NOx são consideradas mais eficazes para reduzir o ozônio nessas situações. Trabalhos recentes (Kramp et al., 1994; Flocke et al., 1994) indicam que a fotoquímica em plumas urbanas prossegue mais rapidamente do que foi suposto anteriormente. A oxidação dos COVs leva a mais ozono num período de tempo mais curto, e a uma remoção mais rápida de NOx. Assim, o regime onde a formação de ozono é controlada pela concentração de NOx é atingido mais rapidamente do que se pensava anteriormente (Borrell et al, 1995).
Box 1: A fotoquímica da formação de ozono em 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 composto orgânico volátil e CARB significa compostos carbonílicos, que desempenham o papel dos hidrocarbonetos em etapas posteriores de oxidação. OH e HO2 são radicais de curta duração que desempenham um papel importante no processo de formação do ozono. | |
A complexidade do efeito da redução das emissões de NOx na formação de O3 pode ser ilustrada pelo “efeito de fim-de-semana”. Dumont (1996) documentou que os níveis de O3 nas aglomerações urbanas belgas foram significativamente mais elevados no fim-de-semana do que durante a semana. Durante os verões “smog” o pico médio da tarde era cerca de 20% mais alto aos sábados e domingos em comparação com o pico do “dia útil” da tarde. O padrão oposto ocorreu para o NO2; esta espécie foi muito mais baixa aos sábados e domingos. No entanto, a soma de O3 e NO2, muitas vezes chamado de Boi, foi semelhante, não importa o dia que foi tomado. Isto pode ser explicado por uma menor conversão de O3 por NO em NO2 como resultado do baixo nível de emissões de NOx durante o fim-de-semana nas cidades belgas (cerca de 30% mais baixo). Neste caso, este efeito de empobrecimento do ozono local é mais importante do que a redução do ozono a partir de emissões reduzidas de precursores (NOx e COV). Outras variações do ozono durante os dias de semana sugerem contribuições adicionais não locais. Na Áustria, em estações em Viena ou perto, as concentrações máximas médias de ozono também mostram um padrão semanal distinto, no entanto com níveis mais baixos às segundas e terças-feiras. Acredita-se que isto reflecte a redução do ozono resultante da redução das emissões precursoras numa área maior, e o efeito do transporte (Schneider,1998). Brönniman e Neu (1997) concluem da análise dos dados da Suíça que existem dois padrões distintos no ciclo semanal do ozono. Quando a meteorologia não é favorável à produção de ozono, foram observadas concentrações mais elevadas durante o fim-de-semana. No entanto, durante condições favoráveis o pico médio de ozono aos domingos foi 10-15% inferior ao dos dias de trabalho.
Vale a pena notar que é apenas como resultado de reduções iniciais e pequenas de NOx, na ausência de reduções concomitantes nas emissões de COV, que o “efeito de fim-de-semana” contraproducente pode ocorrer. Para atingir níveis aceitáveis de ozônio e passar o limiar inicial de contra-produtividade, é necessária a redução de uma fração importante das emissões de NOx e COV.
2.3 Escalas espaciais
Formação do ozônio ocorre em várias escalas, desde local, como em áreas urbanas como Atenas e Milão, passando regional, como no centro e noroeste da Europa, até hemisférico, como no aumento das concentrações de fundo sobre as latitudes médias setentrionais. Os oxidantes formados localmente apresentam geralmente grandes variações temporais e espaciais, com elevados picos de concentração causados por emissões que ocorrem principalmente durante o mesmo dia. A formação de oxidantes regionais ocorre mais frequentemente em conexão com pressões elevadas estáveis e altas concentrações podem permanecer por vários dias (Cox et al, 1977; Guicherit e van Dop, 1975; Grennfelt e Schjoldager, 1984; Borrell et al., 1995). O equilíbrio entre a formação (local) e o transporte (de longo alcance) na climatologia do ozono numa determinada área determina a eficácia da gama de reduções de emissões locais a pan-europeias.
2.3.1 A fenomenologia do ozônio rural na Europa
Grennfelt et al. (1987; 1988) e Feister e Pedersen (1989) foram os primeiros a relatar os níveis de ozônio de verão na Europa mostrando um gradiente crescente do noroeste para a parte sudeste da rede OXIDATE. Infelizmente, a sua análise não se estendeu muito a sul dos Alpes devido à disponibilidade limitada de dados do sul e leste da Europa. Relatórios posteriores (NILU/CCC 1990 ~1996) confirmaram o padrão de gradiente no ozono.
Uma estimativa quantitativa do ozono no Verão e Inverno foi fornecida por Beck e Grennfelt (1994). Com base em medições de 68 estações rurais e de fundo, eles descobriram que o máximo diurno médio no verão variou de 60-80 μg.m-3 na parte noroeste a 120-140 μg.m-3 na parte central da Europa. A figura 1 ilustra uma versão modelada do gradiente na concentração máxima diurna média de ozono durante o Verão na Europa (Simpson et al., 1997). A concentração de fundo da camada limite marinha europeia, ou seja, a concentração no ar advinda do Atlântico, foi estabelecida em 60-65 μg.m-3 (Borrell et al., 1995). Pode ser útil notar que as informações comunicadas no âmbito da Directiva não permitem a montagem deste quadro geral para o ozono rural. Foram utilizados os dados medidos das redes Eurotrac-TOR e EMEP e das actividades do modelo EMEP. É também de notar que a distribuição espacial do ozono na Europa varia consideravelmente de ano para ano, e depende da estatística considerada (compare a Figura 1 para o máximo diário de Verão com a Figura 16 para AOT60).
Figure 1: A média modelada de 5 anos da concentração máxima diária de ozono no Verão. O cálculo foi realizado utilizando emissões constantes ao nível de 1990 e meteorologia de 5 verões (1989, 1990, 1992, 1993 e 1994). 1 ppb O3 ” 2 μg.m-3. Fonte: O3: Simpson et al., 1997
A variação sazonal do ozônio, com um máximo amplo de verão e um mínimo de inverno, é observada em muitos locais individuais do continente. Numa base sazonal, os processos atmosféricos na camada limite europeia poluída adicionam 30-40% à concentração de fundo da camada limite no verão. A maioria das estações interiores rurais mostram um padrão diurno típico durante os meses de verão, com um mínimo pela manhã e um máximo pela tarde. A diminuição durante a noite e de manhã cedo é causada pela deposição seca. Nas estações fortemente influenciadas pelas emissões, o efeito reflete a titulação do NO também. Após o nascer do sol, a formação fotoquímica dos precursores começa e cresce gradualmente à medida que a quantidade de luz solar aumenta. A mistura de ar das camadas do solo e da troposfera livre também desempenha um papel importante. Estações costeiras não poluídas e de alta elevação frequentemente mostram uma variação diurna menos pronunciada devido à pequena influência da deposição seca, e o avanço de ar homogêneo e relativamente não perturbado.
2.3.2 A fenomenologia dos episódios
Episódios de aumento de ozônio ocorrem na maioria das partes da Europa a cada verão. Durante estes episódios, muitos dos quais duram vários dias consecutivos, as concentrações de ozono sobem até várias vezes a camada de fundo da fronteira em grandes áreas da Europa. O fenómeno dos episódios ocorre geralmente sob condições anticiclónicas coincidindo com o aumento da luz solar, altas temperaturas e baixa velocidade do vento. São observados tanto em áreas urbanas poluídas como em regiões rurais menos poluídas. Na situação urbana e suburbana, as altas concentrações são devidas principalmente à produção fotoquímica a partir de precursores que são emitidos na sua maioria dentro da área. Na escala continental as concentrações aumentadas são consequência tanto da química in situ como do transporte de outras regiões. Bouscaren (1991), no entanto, concluiu que no sul da Europa o smog fotoquímico é frequentemente de carácter local.
Em geral, perto das fontes nos centros das cidades as concentrações de ozono são inferiores às dos subúrbios e zonas rurais, principalmente como resultado da remoção do óxido nítrico do tráfego. Durante os episódios, os níveis de ozono podem ser consideravelmente elevados nos subúrbios e mais a sotavento das zonas de origem urbana. A acumulação de ozono devido a reacções fotoquímicas leva várias horas e, como resultado, os níveis mais elevados de foto-oxidantes podem ser esperados a alguma distância a sotavento das fontes. Lin et al. (1995) e Lindsay e Chameides (1988) descobriram que a concentração de ozono numa pluma urbana era facilmente o dobro do nível de fundo.
Cidades siderais, em particular as do sul da Europa, experimentam níveis máximos de ozono nos seus centros urbanos. Isto ocorre frequentemente como resultado de condições de estagnação do ar ou brisa marítima em situações anticiclónicas de Verão. No Mediterrâneo, são estabelecidas células de circulação em grande escala e as emissões costeiras podem ficar presas durante vários dias na brisa terrestre e marítima. Os piores episódios fotoquímicos oxidantes no Mediterrâneo estão provavelmente ligados aos sistemas de circulação da brisa terrestre/marítima, afectando em particular as regiões com grandes cidades como Barcelona, Marselha, Roma e Atenas (Borrell et al., 1995). Estudos de caso sobre estes fenómenos são relatados para Atenas, Valência e Lisboa por Moussiopoulos (1994), Millán (1993) e Borrego et al., (1994). Uma breve discussão sobre o ozono no Mediterrâneo é apresentada no Apêndice 3.
2.4 Tendências do ozono troposférico
As primeiras medições quantitativas da razão de mistura de O3 na Europa foram feitas no Observatoire de Montsouris perto de Paris, entre 1876 e 1886. A concentração média de 24-h era então de cerca de 20 μg.m-3 (Volz e Kley, 1988). Pode ser interessante notar que estes dados (1000 amostras) mostram excedências do actual valor limite da UE para a protecção da vegetação (65 μg.m-3 média 24-h) durante um pouco menos de 1% de todas as observações. (Volz-Thomas, pers. comm.). A maioria destas ocasiões surgiu em Fevereiro e uma ocorreu em Maio e reflectem a influência do ar com uma origem troposférica livre atingindo o nível do solo.
Nos anos 50 os níveis médios de ozono rural 24-h tinham aumentado para 30 – 40 μg.m-3 e continuaram a subir para 60 μg.m-3 nos anos 80 (Feister e Warmbt, 1987). No final dos anos 90, as concentrações médias diárias são pelo menos um factor de dois mais elevadas do que na era pré-industrial (Borrell et al., 1995, Staehelin et al., 1994). A maior parte do aumento de O3 ocorreu na década de 1970, associado ao tremendo crescimento das emissões de NOx durante esse período. Durante a última década, nenhum ou pequeno aumento de ozono ocorreu geralmente na Europa rural. Nos Países Baixos as concentrações diminuíram um pouco (Roemer, 1996) enquanto que no sul da Alemanha vários locais apresentam uma tendência anual de 2% de aumento (Scheel et al., 1997). Na margem litoral irlandesa do Atlântico observa-se uma tendência ascendente de cerca de 1% por ano durante o Verão devido à poluição do ar da Europa continental (Simmonds, 1993).
Tem sido feitos poucos trabalhos sobre as tendências derivadas na ocorrência de episódios de ozono na Europa. No entanto, alguns países reportaram dados sobre os picos de concentração do percentil 98, abrangendo o período 1989 – 1996 no quadro da Directiva do ozono (ver Capítulos 4 e 5). Esta base de dados indica uma tendência significativa de aumento no percentil 98 de alguns μg.m-3 em 2 locais na Bélgica e no Luxemburgo, enquanto que uma tendência significativa de diminuição entre 1989 – 1996 é observada em 18 estações no Reino Unido e nos Países Baixos. Não houve evidência de qualquer tendência em 35 estações nestes quatro países (de Leeuw e van Zantvoort, 1997). Não surgiu uma imagem clara para um país ou região. Uma palavra de prudência é necessária aqui. Dados co-localizados sobre NOx não estavam disponíveis, o que nos impede de verificar se as tendências observadas são causadas ou mascaradas por mudanças nas concentrações de NOx. Recomendamos utilizar a soma de NO2 e O3, muitas vezes chamado Ox, como parâmetro para superar a influência do efeito de titulação porque o Ox é insensível à titulação (Guicherit, 1988). Além disso, mudanças nas técnicas de medição ou procedimentos de operação podem influenciar a detecção de tendências (Roemer, 1997).
O registro histórico ocasional, derivado apenas de medições semi-quantitativas, está disponível para o ozônio no ambiente urbano. As médias anuais de ozono de 40 – 60 μg.m-3 foram medidas em Atenas nas duas primeiras décadas deste século (Cartalis e Varotsos, 1994). Níveis semelhantes na década de 1890 foram documentados para Zagreb (Lisac e Grubisic, 1991).
O percentil 98 anual de ozono no centro de Londres variou entre 60 e 140 μg.m-3 e mostrou uma tendência significativa de -2,8 μg.m-3 por ano entre 1973 e 1992 (PORG, 1987; Bower et al. 1991, 1994). Estatísticas básicas do ozono de várias outras estações urbanas do noroeste europeu mostram valores em intervalos comparáveis nos últimos 5 a 10 anos. Um registo de uma estação de um subúrbio de Atenas (Liossia) mostra que a concentração média mensal apresentou uma taxa média de aumento de cerca de 15% por ano no período 1984-1989. Em 1987 os valores médios mensais começaram a exceder 110 μg.m-3 (Moussiopoulos, 1994). Note-se que este valor representa o actual limiar médio de 8-h da UE para a protecção da saúde humana. Em 1988 este limiar foi excedido em 140 dias nesta estação de monitorização.
A identificação de uma tendência em episódios de ozono no ambiente urbano pode ser mais importante. A Tabela 3 apresenta o número de excedências do 110 μg.m-3 concentração média de 8-h (12-20 h) em vários locais urbanos. A tabela mostra que as excedências ocorrem em todos os locais urbanos. Ao longo dos anos disponíveis para este relatório, nenhuma tendência significativa pode ser detectada. A variação meteorológica anual é provavelmente a principal causa da grande variação interanual.
Tabela 3: O número de excedências dos 110 µg.m-3, Valor limiar médio de 8-h numa selecção de locais (sub)urbanos no período de 1982 – 1995
| País | Estação | Cidade | 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 | |
| Grécia | Patission 147 | Atenas | * | 0 | 0 | * | * | 10 | 17 | 17 | 14 | 1 | * | * | * | * | ||
| Grécia | Cimento Smyrni de N Smyrni | Atenas | * | * | * | * | * | 20 | 48 | 60 | 34 | 71 | * | * | * | * | ||
| Grécia | Aspropyrgos | Atenas | * | 23 | 9 | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | ||
| Grécia | Pireas Platia Dimotikou Theatrou | Atenas | * | * | * | * | * | * | 59 | 83 | 30 | 8 | * | * | * | * | ||
| Holanda | Florapark | Amesterdão | * | * | * | * | 7 | 9 | 8 | 27 | 30 | 6 | 19 | 9 | 14 | 20 | ||
| Países Baixos | Const.Rebecqueplein | Den Haag | * | * | * | * | * | 0 | 11 | 8 | 28 | 37 | 17 | 23 | 9 | 20 | 19 | |
| Países Baixos | Schiedamsevest | Roterdão | * | * | * | * | * | 8 | 9 | 7 | 32 | 20 | 11 | 20 | * | * | * | * |
| Países Baixos | Kard. De Jongweg | Utrecht | * | * | * | * | * | * | 0 | 10 | 24 | 17 | 1 | 10 | 8 | 17 | 20 | |
| Países Baixos | Witte Vrouwenstraat | Utrecht | * | * | * | * | * | 0 | 0 | 5 | 4 | * | 4 | * | * | |||
| Países Baixos | Tuin Utrechtse Bibliotheek | Utrecht | * | * | * | * | * | 0 | 4 | 12 | 24 | 9 | 24 | 4 | 17 | 32 | ||
| Países Baixos | Amsterdamse poort | Haarlem | * | * | * | * | 18 | 4 | 7 | 3 | * | * | * | * | * | * | * | |
| Países Baixos | Keizer Karelplein | Nijmegen | * | * | * | * | * | 1 | 6 | 2 | * | * | * | * | * | * | * | |
| Países Baixos | Arnhemseweg | Apeldoorn | * | * | * | * | * | * | * | * | 33 | 9 | 20 | 8 | 22 | 17 | ||
| Países Baixos | 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 | * | * | * | * | |
| Espanha | Plaza Castilla – Avenida Castellana | Madrid | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | 1 | * | * | * |
| Espanha | Poble Nov – Pl.Doctor Trueta | Barcelona | * | * | * | * | * | * | 30 | 39 | 8 | 1 | 13 | 16 | * | * | * | * |
| Espanha | Molina Pl. | Barcelona | * | * | * | * | * | * | 11 | 20 | 16 | 0 | 5 | 9 | 1 | * | * | * |
| Espanha | Montcada I Reixach | Barcelona | * | * | * | * | * | * | 0 | 0 | * | * | 0 | 2 | * | * | * | * |
| Grã-Bretanha | Laboratório do centro de Londres-Minster House | Greater London | 0 | 0 | 0 | 15 | 8 | 1 | 0 | 13 | 2 | * | * | * | * | * | * | |
| Grã-Bretanha | Ponte Lugar | Grande Londres | * | * | * | * | * | * | * | * | * | 4 | 0 | 0 | * | * | 0 | |
| Grã-Bretanha | Stevenage – WSL | Stevenage | 0 | 23 | 31 | 10 | 9 | 4 | 2 | * | * | * | * | * | * | * | * |
Os dados foram calculados a partir de todos os locais urbanos ligados à base de dados AIRBASE. * : nenhum dado
2,5 Potencial de criação de ozono fotoquímico
Diferentes COV’s têm diferentes capacidades de geração de ozono. A base química para estas diferenças é agora razoavelmente bem compreendida. O conceito do Potencial de Criação de Ozono Fotoquímico (POCP) é uma abordagem amplamente utilizada para estimar a importância relativa de COVs individuais para a produção a curto prazo de O3 (Derwent e Jenkin, 1991; Simpson, 1995). POCP é definido como a mudança na média O3 quando uma determinada espécie é reduzida em relação à mudança na média O3 quando o eteno é reduzido. A definição de POCP está sujeita a alguma discussão porque não se refere a ela: (1) as escalas de tempo de transporte versus as escalas de tempo de reação fotoquímica, (2) os níveis de radicais peróxidos e NOx necessários durante a produção de O3, e (3) a questão da limitação de COV ou NOx. Quando a intenção é regular com base nos potenciais de formação de O3, e não na massa total, as avaliações POCP destacam o tolueno, etileno, butano e propeno como os mais eficientes produtores de ozônio a curto prazo entre os COVs mais abundantes. Contudo, se avaliarmos os valores de POCP em prazos mais longos (ex. 96-h), os alcanos de reacção lenta tornam-se cada vez mais importantes (Andersson-Sköld et al., 1992).
2.6 Relações fonte-receptor
As relações fonte-receptor têm provado ser um instrumento muito poderoso no desenvolvimento de estratégias de redução, em particular no caso da acidificação (Alcamo et al., 1990). Em muitas das aplicações, componentes que mostram um comportamento linear têm sido abordados. No caso da acidificação, a deposição total sobre uma área pode ser calculada pela soma de todas as contribuições de todas as fontes e espécies relevantes, que podem ser organizadas quer geograficamente quer por sector de emissão. No caso do O3 a situação é mais complexa devido à relação não linear entre a espécie fonte COV e NOx e devido à influência da troposfera de fundo.
Several workers reportados sobre esta questão (Kleinman e Benkovitz, 1987; Stedman e Williams, 1992; Simpson, 1992), no entanto, em grande parte deste trabalho as relações desenvolvidas foram válidas apenas em circunstâncias fixas, por exemplo, rácios HOx/NOx fixos. Simpson (1992) descobriu que em regimes limitados de COV, o ozono mostra, em grande medida, uma dependência linear das alterações de emissões de COV. As relações fonte-receptor sobre as excedências dos limiares de ozono em períodos mais longos (3 a 6 meses) pareceram muito mais robustas do que as da concentração máxima diária, por exemplo (Simpson e Malik, 1996).
A procura de relações fonte-receptor de ozono com uma gama de validade muito mais ampla aumentou devido ao apelo para o desenvolvimento de estratégias de redução rentáveis e diferenciadas espacialmente. O problema do ozono também estará ligado à acidificação e eutrofização, a fim de alcançar reduções óptimas de emissões para cumprir os objectivos de resolução de todos estes problemas. Heyes et al. (1996) desenvolveu relações fonte-receptor para o ozono sob a forma de diagramas isopleth, que podem servir na abordagem multi-poluente / multiefeito. O trabalho de Heyes et al. (1996) será aplicado para apoiar a Comissão Europeia no desenvolvimento da sua estratégia de redução do ozono (Amann et al., 1997) e a UN-ECE no seu trabalho sobre o segundo protocolo NOx.