Questo è il risultato di un recente studio pubblicato sul Journal of the Americal Medical Association (Mustafic  et al., Main air Pollutants and Myocardial Infarctation, JAMA: The Journal of the American Medical Association, 2012; 307 (7): 713 DOI: 10.1001/jama.2012.126), basato sulla review e meta-analisi di studi precedentemente pubblicati.

Il potenziale effetto nocivo dell’inquinamento atmosferico è noto da oltre 50 anni. Negli ultimi 20 anni molti studi epidemiologici hanno dimostrato l’associazione tra livelli di inquinamento atmosferico e ospedalizzazioni nonché mortalità in particolare per cause respiratorie e cardiovascolari. Tuttavia l’associazione tra inquinamento atmosferico e rischio a breve termine di infarto al miocardio è dibattuta.

Gli autori di questo lavoro hanno condotto una review sistematica e una meta-analisi per valutare l’associazione  tra esposizone a breve termine e infarto al miocardio e per quantificare eventualmente questa associazione. Essi hanno considerato 117 studi che sulla base di dati originali hanno investigato l’associazione tra esposizone a breve termine a uno o più inquinanti e il conseguente rischio di infarto del miocardio. Tra questi lavori gli autori hanno quindi individuato 34 studi adatti all’analisi, indicanti una associazione statisticamente significativa tra tutti gli inquinanti e il rischio di attacco cardiaco, con esclusione dell’ozono.

Le ipotesi per i possibili meccanismi di associazione riguardano l’infiammazione (esistono studi che mostrano l’aumento di alcuni livelli proteici all’esposizione agli inquinanti), l’eccessiva autoregolazione del sistema cardiocircolatorio (esistono studi che correlano i livelli di inquinamento all’aumento del battito cardiaco e alla riduzione della sua variabilità) e l’aumento della viscosità del sangue.

Sebbene l’associazione con inquinamento atmosferico sia relativamente piccola rispetto a ad altri fattori di rischio classici quali il fumo, l’ipertensione o il diabete, si deve considerare che tutte le fasce di popolazione sono esposte all’inquinamento atmosferico, in particolare in aree urbane.

Anche per questo motivo un miglioramento della qualità dell’aria può avere un effetto significativo sulla salute pubblica.

Le finalità del Decreto sono:

• individuare obiettivi di qualità dell’aria ambiente volti a evitare, prevenire o ridurre effetti nocivi per la salute umana e per l’ambiente nel suo complesso;
• valutare la qualità dell’aria ambiente sulla base di metodi e criteri comuni su tutto il territorio nazionale;
• ottenere informazioni sulla qualità dell’aria ambiente come base per individuare le misure da adottare per contrastare l’inquinamento e gli effetti nocivi dell’inquinamento sulla salute umana e sull’ambiente e per monitorare le tendenze a lungo termine, nonché i miglioramenti dovuti alle misure adottate;
• mantenere la qualità dell’aria ambiente, laddove buona, e migliorarla negli altri casi;
• garantire al pubblico le informazioni sulla qualità dell’aria ambiente;
• realizzare una migliore cooperazione tra gli Stati dell’Unione Europea in materia di inquinamento atmosferico.

Per raggiungere tali finalità, il decreto stabilisce:

• i valori limite per le concentrazioni nell’aria ambiente di biossido di zolfo, biossido di azoto, benzene, monossido di carbonio, piombo e PM10;
• i livelli critici per le concentrazioni nell’aria ambiente di biossido di zolfo e ossidi di azoto;
• le soglie di allarme per le concentrazioni nell’aria ambiente di biossido di zolfo e biossido di azoto;
• il valore limite, il valore obiettivo, l’obbligo di concentrazione dell’esposizione e l’obiettivo nazionale di riduzione dell’esposizione per le concentrazioni nell’aria ambiente di PM2.5;
• i valori obiettivo per le concentrazioni nell’aria ambiente di arsenico, cadmio, nichel e benzo(a)pirene;
• i valori obiettivo, gli obiettivi a lungo termine, le soglie di allarme e le soglie di informazione per l’ozono.

Per aria ambiente, si intende l’aria esterna presente in troposfera, ad esclusione di quella presente nei luoghi di lavoro definiti dal D.Lgs. n. 81 del 09/04/2008.

Il valore limite è un livello fissato in base alle conoscenze scientifiche al fine di evitare, prevenire o ridurre gli effetti nocivi per la salute umana o per l’ambiente nel suo complesso, che deve essere raggiunto entro un termine prestabilito e che non deve essere successivamente superato.

La soglia di allarme è il livello oltre il quale sussiste un rischio per la salute umana in caso di esposizione di breve durata per la popolazione nel suo complesso ed il cui raggiungimento impone di adottare provvedimenti immediati.

La soglia di informazione è il livello oltre il quale sussiste un rischio per la salute umana in caso di esposizione di breve durata per alcuni gruppi particolarmente sensibili della popolazione nel suo complesso ed il cui raggiungimento impone di assicurare informazioni adeguate e tempestive.

Il valore obiettivo è il livello fissato al fine di evitare, prevenire o ridurre effetti nocivi per la salute umana o per l’ambiente nel suo complesso, da conseguire, ove possibile, entro una data prestabilita.

L’obiettivo a lungo termine è il livello da raggiungere nel lungo periodo mediante misure proporzionate, al fine di assicurare un’efficace protezione della salute umana e dell’ambiente.

Per ossidi di azoto (NO_X) si intende la somma dei rapporti di mescolamento in volume (ppbv) di monossido di azoto e biossido di azoto, espressa in unità di concentrazione di massa di biossido di azoto (µg/m³).

I valori limite fissati dal Decreto al fine della protezione della salute umana sono riepilogati in Tabella 1.

Il valore limite riportato per il biossido di zolfo può essere espresso anche in termini di percentili. Il percentile 99.73 della concentrazione media oraria non deve superare i 350 µg/m³, mentre il percentile 99.18 della concentrazione media giornaliera non deve superare i 125 µg/m³. Analogamente per il biossido di azoto il percentile 99.79 della concentrazione media oraria non deve superare i 200 µg/m³. Per quanto riguarda il PM10 infine, il percentile 90.41 delle concentrazioni medie giornaliere non deve superare i 50 µg/m³. Per il benzene il Decreto stabilisce un valore limite di 5 µg/m³ per la media annua. Il valore limite per il monossido di carbonio è espresso tramite la media massima giornaliera su 8 ore. Essa viene individuata esaminando le medie mobili su 8 ore, calcolate in base a dati orari e aggiornate ogni ora. Ogni media mobile è riferita al giorno in cui si conclude. L’ultima fascia di calcolo per ogni giorno è quella compresa tra le ore 16:00 e le ore 24:00.

Il Decreto stabilisce le soglie di allarme per il biossido di zolfo, per il biossido di azoto e per l’ozono:

• SO₂: 500 µg/m³ misurati su tre ore consecutive in un sito rappresentativo della qualità dell’aria di un area di almeno 100 km² oppure in una intera zona o un intero agglomerato, nel caso siano meno estesi.
• NO₂: 400 µg/m³ misurati su tre ore consecutive in un sito rappresentativo della qualità dell’aria di un’area di almeno 100 km² oppure in una intera zona o un intero agglomerato, nel caso siano meno estesi.
• O3: 180 µg/m³ come media su 1 ora per finalità di informazione; 240 µg/m³ come media su 1 ora per tre ore consecutive per finalità di allarme.

In caso di superamenti delle soglie di allarme l’informazione deve essere resa pubblica, completa di data e ora del superamento, la causa (nel caso in cui sia nota), le previsioni sui futuri livelli di inquinamento, le categorie di popolazione potenzialmente sensibili al fenomeno e le precauzioni che la popolazione sensibile deve prendere per minimizzare gli eventuali danni.

I livelli critici per la protezione della vegetazione vengono riepilogati in Tabella 2, e sono pari a 20 µg/m³ e 30 µg/m³ come media sull’anno civile rispettivamente per SO₂ e NO_X.

La Tabella 3 riepiloga i valori obiettivo per arsenico, cadmio, nichel e benzo(a)pirene. Infine, la Tabella 4 e la Tabella 5 riepilogano i valori obiettivo e gli obiettivi a lungo termine per l’ozono.

Il raggiungimento del valore obiettivo per l’ozono è valutato nel 2013, con riferimento al triennio 2010-2012, per la protezione della salute umana, e nel 2015, con riferimento al quinquennio 2010-2014, per la protezione della vegetazione. La media mobile per l’ozono è calcolata come indicato per il monossido di carbonio.

Per AOT40 (espresso in µg/m³ h) si intende la somma della differenza tra le concentrazioni orarie superiori a 80 µg/m³ (40 ppb) e 80 µg/m³ in un dato periodo di tempo, utilizzando solo i valori orari rilevati ogni giorno tra le 08:00 e le 20:00, ora dell’Europa centrale (CET).

L’utilizzo del biogas è vantaggioso sia per gli imprenditori agricoli, che possono ottenere energia e guadagni a partire da una materia di scarto, sia per la comunità, a causa della riduzione delle emissioni in atmosfera di gas serra. Come noto infatti le attività agricole rappresentano una importante fonte emissiva di gas serra, prevalentemente metano (CH4), dovuto sia ai processi digestivi degli animali, sia alla degradazione anaerobica delle deiezioni.

La digestione anaerobica è un processo biologico che in assenza di ossigeno trasforma la sostanza organica in biogas, cioè in una miscela costituita prevalentemente da metano (CH4) e anidride carbonica (CO2). Tale processo è molto vantaggioso poiché trasforma la materia organica di scarto in un gas combustibile con elevato potere calorifico. I dispositivi (reattori) all’interno dei quali avviene il processo di digestione anaerobica sono chiamati digestori, mentre il materiale in uscita dai digestori viene chiamato digestato.

Il biogas può essere utilizzato per alimentare una caldaia e per produrre esclusivamente energia termica, per alimentare un motore azionante un gruppo elettrogeno e produrre la sola energia elettrica, oppure in un cogeneratore per la produzione combinata di entrambe le energie. Se a distanza di pochi km dall’impianto sono presenti anche utenze civili o industriali, eventuale calore residuo può essere utilizzato anche per teleriscaldamento. Tipicamente con 1 m³ di biogas si producono quasi 2 kWh di energia elettrica o circa 3 kWh di energia termica.

I substrati utilizzabili per la produzione del biogas sono di diversa natura:

• liquame di origine animale (suino o bovino),

• deiezioni avicole,

• residui colturali (ad esempio scarti di raccolti agricoli),

• colture non alimentari a d uso energetico (piante specificamente coltivate per essere avviate alla digestione anaerobica),

• scarti organici e acque reflue di origine agro-industriale,

• frazioni organiche dei rifiuti urbani (tipicamente il 25% o 35% in peso del rifiuto totale).

La digestione anaerobica è un processo che serve anche a stabilizzare la biomassa, cioè a ridurre il contenuto di sostanza organica facilmente biodegradabile. Grazie alla stabilizzazione vengono ridotti i processi putrefattivi e quindi le emissioni di sostanze maleodoranti, e vengono ridotti i microorganismi patogeni.

Nonostante la riduzione di sostanze maleodoranti dovuta alla digestione anaerobica, uno dei problemi degli impianti a biogas è proprio l’emissione di odori. Infatti, prima di essere inviata ai digestori, la biomassa deve essere raccolta e trattata. I dispositivi di raccolta (lagoni,vasche di stoccaggio) e di trattamento diventano quindi importanti sorgenti di odore. Poiché la popolazione è sempre più sensibile alle problematiche di inquinamento olfattivo, nella fase di progettazione di un impianto a biogas è prassi comune valutare il disturbo arrecato ai recettori sensibili più vicini. Tale valutazione viene effettuata per mezzo di sistemi di simulazione della dispersione atmosferica degli inquinanti, poiché l’odore è a tutti gli effetti un inquinante.

Tipicamente, le principali emissioni odorigene da un impianto a biogas derivano dalle trincee di stoccaggio, dai sistemi di alimentazione delle biomasse, dagli sfiati dei mixer tank, dagli sfiati delle vasche di stoccaggio e dallo stoccaggio del digestato solido. Alcune di queste sorgenti emettono in maniera continua, mentre altre emettono poche volte al giorno, in corrispondenza di particolari operazioni (ad esempio di caricamento). Ancora, alcune sorgenti sono convogliate mentre altre non lo sono. Una delle prime fasi in uno studio di impatto olfattivo è la caratterizzazione delle sorgenti, sia in termini geometrici sia in termini emissivi. I fattori di emissione vengono solitamente determinati dalla letteratura in funzione del tipo di biomassa utilizzato, e i ratei emissivi sono espressi in termini di Unità Odorifere (UO).

Una volta descritte le sorgenti, lo studio di dispersione viene effettuato con un software di dispersione atmosferica opportunamente validato. I modelli più utilizzati da Enviroware a tale proposito sono AERMOD e CALPUFF, entrambi appartenenti alla lista dei modelli preferiti dalla US-EPA, e LAPMOD, un modello Lagrangiano a particelle appositamente sviluppato. Applicando un opportuno peak-to-mean ratio ai risultati dei modelli, si ottengono le concentrazioni atmosferiche di odore espresse in UO/m³.

Negli studi di impatto olfattivo il post processore di LAPMOD calcola i parametri FIDOL (Frequenza, Intensità, Durata, Offensività e Luogo), ad eccezione dell’offensività, che dipende dalla miscela odorigena rilasciata e può avere caratteristiche soggettive. Ad esempio alcuni odori sono universalmente riconosciuti come offensivi (uova marce, carcasse animali in decomposizione, ecc.), mentre altri lo sono solo per chi ne soffre una esposizione indesiderata (tostatura di caffé, industria dolciaria, ecc.).

L’accettabilità della concentrazione di odore varia in funzione della tipologia di zona su cui esso impatta, infatti lo stesso valore di concentrazione potrebbe essere accettabile in una zona rurale ma non in una zona densamente abitata.

Le Linee Guida della Regione Lombardia, ad esempio, indicano di produrre mappe di impatto in cui siano riportati i valori delle concentrazioni orarie di picco di odore al 98° percentile su base annuale corrispondenti a 1, 3 e 5 UO/m³. Si osserva che a1 UO/m³ il 50% della popolazione percepisce l’odore, a 3 UO/m³ l’85% della popolazione percepisce l’odore, e a 5 UO/m³ il 90-95% della popolazione percepisce l’odore.

Per ogni ulteriore informazione in merito all’impatto olfattivo di impianti a biogas non esitate a contattarci.

Riferimenti

Energia dal biogas prodotto da effluenti zootecnici, biomasse dedicate e di scarto. CRPA Centro Ricerche Produzioni Animali.

Bellasio R e Bianconi R. (2012) Il sistema modellistico LAPMOD per la simulazione dell’inquinamento atmosferico in orografia complessa. Accettato per la pubblicazione su Ingegneria Ambientale.

Linee Guida della Regione Lombardia sulla gestione degli odori.

I venti laterali sono pericolosi anche per il traffico stradale, in particolare su grandi ponti e autostrade. In tali condizioni i veicoli sono sottoposti a forze di portanza e possono essere soggetti a sbandamenti.

In generale, un vento laterale è un qualsiasi vento che soffia perpendicolare ad una specifica direzione.

Ogni aereo può sopportare uno specifico valore massimo di vento laterale, ottenuto a partire da test di volo. Per esempio, un Boeing 727-200 ha una componente trasversale massima di 35 nodi (17,8 m/s), mentre un Cessna 172 ha una componente trasversale massima di 17 nodi (8,7 m/s).

La copertura del vento (wind coverage) è definita come la percentuale di tempo per cui il vento laterale rimane minore di uno specifico valore accettabile. Secondo le norme FAA (FAA AC 150/5300-13), la copertura minima del vento considerando tutte le osservazioni è il 95 per cento. Questo significa che per il 95% del tempo, la componente laterale deve essere inferiore alla componente laterale massima degli aeromobili che atterrano in un determinato aeroporto.

Nel progettare l’orientamento della pista di un aeroporto, la direzione migliore è quella che ha la maggiore copertura del vento (wind coverage) e le minori componenti laterali (crosswind).

Il software Windrose PRO può essere utilizzato per analizzare una lunga serie di dati di vento e per calcolare, per ciascuna direzione possibile della pista di atterraggio, la copertura del vento ed le componenti laterali del vento (massimo, medio e mediano). Il software può essere utilizzato anche per valutare il corretto orientamento di una pista esistente. Inoltre, WindRose PRO permette di filtrare i dati in funzione della loro data e dell’ora, è quindi possibile valutare il wind coverage e le componenti di vento laterale anche per gli aeroporti che funzionano solo in determinate stagioni (per esempio durante l’estate) o solo durante le ore diurne. Per ogni direzione, l’informazione prodotta in output dal software comprende la copertura del vento, il vento laterale massimo da sinistra e destra, la media e la mediana (cioè il 50 ° percentile) del valore assoluto delle componenti laterali, il vento contrario (headwind) massimo, il vento in coda (tailwind) massimo e la media e la mediana del valore assoluto delle componenti di vento contrario.

Come esempio applicativo viene considerato l’aeroporto di Cagliari Elmas, la cui pista è orientata da Sud Est a Nord Ovest. Sono stati raccolto i dati METAR dell’aeroporto per il periodo 2008-2011, decodificati e preparati per l’utilizzo in WindRose PRO. Oltre il 98% dei dati risultano validi. La rosa del vento ottenuta è rappresentata nella figura seguente (a sinistra). Si osserva che la direzione del vento prevalente è allineata con la pista, così come richiesto dalla FAA. La rosa dei venti massimi (rosso) e medi (verde) indica che la velocità massima del vento osservato nel periodo 2008-2011 è di 18 m/s, e proviene da Nord Ovest.

La copertura del vento è stata calcolata per un ipotetico velivolo con una velocità massima di vento laterale di 8 m/s. WindRose PRO è stato impostato per testare 72 orientamenti possibile della pista di atterraggio, a partire da 0 gradi con passi di 5 gradi. Si osserva che l’orientamento X deve essere inteso come l’orientamento da X gradi a (X +180) gradi. La figura seguente (a sinistra) mostra che la copertura massima del vento, che è pari al 100%, si ottiene per le direzioni 115 gradi e 120 gradi. Solo le direzioni da 25 gradi a 50 gradi hanno una copertura del vento minore del 95% indicato dalla FAA. Infine, anche un esempio di risultati numerici di WindRose PRO è presentato in figura (a destra) in forma tabulare. Per ciascun orientamento della pista di atterraggio i seguenti parametri vengono calcolati dal software: la copertura del vento, vento laterale massimo da sinistra e da destra, media e mediana dei valori assoluti dei venti laterali, vento contrario e di coda massimi, media e mediana dei valori assoluti di vento contrario.

Per ulteriori informazioni su WindRose PRO, visitate questa pagina o contattateci.

Credits: l’immagine di sfondo deriva da Wikipedia (Crosswind landing).

I modelli più comunemente utilizzati per lo studio dell’inquinameto atmosferico primario a scala locale da sorgenti fisse sono AERMOD e CALMET-CALPUFF, messi gratuitamente a disposizione su internet dall’EPA (Environmental Protection Agency) degli Stati Uniti sul proprio sito web.

AERMOD e CALMET-CALPUFF sono i modelli da usare obbligatoriamente negli Stati Uniti per il risanamento (gli State Implemantation Plans), la verifica di emissioni esistenti o in progetto (la  New Source Review, NSR) e i programmi di prevenzione di deterioramenti siginficativi (Prevention of Significant Deterioration, PSD).

Anche in Italia sempre più Enti richiedono che vengano utilizzati questi due modelli nell’ambito delle procedure autorizzative, anche se in Italia non esiste al proposito una legislazione, diversamente dagli Stati Uniti in cui i modelli specifici da utilizzare sono indicati nel Clean Air Act e nei suoi emendamenti.

Il modello AERMOD in particolare trova applicazione nelle situazioni in cui il terreno non è eccessivamente complesso sia come orografia che come copertura del suolo o uso del territorio. L’uso del sistema CALMET-CALPUFF è invece necessario nelle situazioni in cui le disomogeneità possono produrre campi di vento la cui intensità e direzione è significativamente variabile anche a distanze per cui le emissioni ancora contribuiscono ai livelli concentrazione in aria delle sostanze emesse.

Spesso è utile condurre preliminarmente una attività di screening per valutare in maniera conservativa l’impatto di una sorgente ed eventualmente stabilire che non è necessario un ulteriore approfondimento con un modello in grado di calcolare il campo di concentrazione orario da cui poi derivare le statistiche di interesse per la normativa. La stima delle massime concentrazioni raggiungibili si basa su un set di dati standard di input meteorologico, caratteristico della zona in esame.

Anche in questo caso l’EPA statuintense rilascia gratuitamente un proprio codice basato sugli algoritmi di AERMOD denominato AERSCREEN. AERSCREEN sostituisce il modello di screening SCREEN3, basato su ISC3.

AERSCREEN calcola la concentrazione massima oraria possibile rispetto al set di dati meteo utilizzati ed è applicabile unicamente a una sorgente singola. Particolare attenzione va posta ad identificare le condizioni meteorologiche possibili presso il sito in esame. Tale analisi preliminare è definitva solo se si aggregano dati orari e si processano per calcolare i parametri di scala dello strato limite (altezza dello strato rimescolato, lunghezza di Monin-Obukhov, velocità di frizione e velocita di scala convettiva).

Nel caso in cui la concentrazione oraria massima calcolata sia superiore ai limiti stabiliti dalla legislazione per il percentile delle concentrazioni orarie è necessaria una valutazione modellistica completa. Allo stesso modo è necessaria una simulazione completa se la concentraziona massima oraria supera i valori limite per periodi di riferimento superiori all’ora (media giornaliera e media annuale).

Al fine di ottenere un approccio standard nella modellizzazione della qualità dell’aria in Europa, è stato istituito nel 2008 il Forum for Air Quality Modelling in Europe (Fairmode), come azione congiunta dell’Agenzia Europea  per l’Ambiente e del Centro Comune di Ricerca (JRC) della Commissione Europea. La linea guida per l’applicazione dei modelli di qualità dell’aria è un risultato di Fairmode.

I modelli di simulazione della qualità dell’aria sono strumenti molto importanti, in quanto consentono di:

• Valutare la situazione attuale della qualità dell’aria – per esempio mostrando i superamenti degli standard europei o nazionali di qualità dell’aria, calcolando l’esposizione della popolazione all’inquinamento e l’impatto sulla salute, e identificando i contributi di inquinanti atmosferici provenienti da fonti diverse.
• Prevedere i valori della qualità dell’aria – molte autorità nazionali, regionali e locali hanno istituito sistemi di previsione per avvertire il pubblico quando episodi critici di inquinamento sono attesi.
• Pianificazione della qualità dell’aria – individuare le misure possibili per ridurre le emissioni, e sviluppare scenari di riduzione delle emissioni.

Proprio a causa della loro importanza, ci si attende che i modelli di simulazione della qualità dell’aria siano comparabili, ben documentati e validati allo scopo di ottenere risultati affidabili.

La linea guida dell’Agenzia Europea per l’Ambiente fornisce una panoramica dell’uso dei modelli in relazione alla Direttiva 2008/50/CE relativa alla qualità dell’aria ambiente e per un’aria più pulita in Europa. La guida ha tre obiettivi chiave:

• fornire indicazioni tecniche comuni per l’utilizzo dei modelli della qualità dell’aria in relazione alla Direttiva europea;
• fornire un punto di riferimento centrale per lo sviluppo di un approccio armonizzato per la modellazione;
• promuovere le buone pratiche nella modellazione della qualità dell’aria.

La linea guida è disponibile sul sito web dell’Agenzia Europea per l’Ambiente.

Questo articolo mostra come utilizzare la versione semplificata della metodologia COPERT 4 disponibile sul sito web di Enviroware. La metodologia si basa sui contenuti del documento EMEP / CORINAIR Emission Inventory Guidebook – 2007, disponibile sul sito internet dell’Agenzia Europea per l’Ambiente, più precisamente sui contenuti del capitolo 7, relativo al trasporto su strada. Il capitolo 7 fornisce la metodologia, i fattori di emissione e i dati relativi alle attività rilevanti per calcolare:

• le emissioni prodotte dai motori dei veicoli stradali (codici SNAP 0701-0705),
• le emissioni evaporative (SNAP codice 0706) e
• le emissioni dovute ad attrito dei componenti, vale a dire dovute ad usura dei pneumatici e dei freni ed all’abrasione della superficie stradale (codici SNAP 0707 e 0708).

La metodologia semplificata permette di calcolare esclusivamente le emissioni dovute ai motori dei veicoli. Essa, per numerosi paesi europei, fornisce i fattori di emissione in termini di grammi di inquinanti emessi per kg di carburante consumato. I fattori di emissione a livello nazionale sono stati ottenuti applicando la metodologia dettagliata COPERT 4 utilizzando i dati di attività derivanti da TREMOVE. Quindi la metodologia COPERT 4 dettagliata è stata applicata a priori per ottenere i fattori di emissione semplificati.

Le categorie di veicoli considerati dalla metodologia semplificata COPERT 4 sono autovetture a benzina (Gasoline Passenger Cars – gPC), le autovetture diesel (Diesel Passenger Cars – dPC), i veicoli commerciali leggeri a benzina (Gasoline Light Duty Vehicles – gLDV), i veicoli commerciali leggeri diesel (Diesel Light Duty Vehicles – dLDV), i veicoli commerciali pesanti diesel (Diesel Heavy Duty Vehicles – dHDV), autobus (Buses), ciclomotori (Mopeds) e motocicli (Motorcycles). La metodologia semplificata non considera veicoli alimentati a GPL, veicoli a 2 tempi a benzina e veicoli pesanti a benzina a causa del loro scarso contributo alle emissioni totali nazionali.

La metodologia semplificata permette di calcolare le emissioni di monossido di carbonio (CO), ossidi di azoto (NOX), composti organici volatili non metanici (COVNM), metano (CH4), particolato (PM) e anidride carbonica (CO2). Tutte le emissioni di PM devono essere considerate come PM_2.5 poiché la frazione di dimensioni maggiori (PM_2.5-10) è trascurabile nei gas di scarico dei veicoli.

L’applicazione della metodologia semplificata COPERT 4 deve essere effettuata tenendo presente che i fattori di emissione

• corrispondono ad una composizione della flotta autoveicolare stimata per l’anno 2005, quindi la loro accuratezza si deteriora con l’aumentare della distanza temporale da tale anno, ad esempio perché aumenta il contributo delle nuove tecnologie e diminuisce il contributo dei veicoli più vecchi;
• corrispondono ad una media a livello nazionale che considera condizioni di guida medie (dalla congestione urbana al flusso libero in autostrada).

La metodologia COPERT 4 semplificata, di cui si fornisce una versione on line, può essere utile per esempio in inventari delle emissioni semplificati, dove è richiesta stima approssimativa del contributo del traffico stradale. Si osserva che la metodologia non è adatta ad essere applicata su piccole aree (ad esempio una singola città), o su periodi temporali ridotti (ad esempio pochi giorni), perché in questi casi sarebbe ancora più approssimata.

Esempio di dati di input

I fattori di emissione sono forniti in funzione della quantità di carburante utilizzato dalle diverse tipologie di veicoli, quindi il primo passo da effettuare per applicare la metodologia è quello di ottenere informazioni sulla quantità totale di carburante utilizzato. Considerando ad esempio l’Italia, per tutto il territorio nazionale e per l’anno 2008, tali informazioni possono essere ottenute presso il sito internet dell’Unione Petrolifera. Nel 2008 in Italia le vendite di carburante per il settore dei trasporti stradali hanno riguardato 11044 Gg di benzina, e 25934 Gg di gasolio.

Dal momento che vogliamo stimare le emissioni in Italia, una prima ipotesi di lavoro è che tutto il carburante venduto in Italia sia anche stato consumato in Italia. Questa ipotesi costituisce un’approssimazione, poiché parte del carburante venduto in Italia viene consumato all’estero, e viceversa.

Altre ipotesi di lavoro sono necessarie per suddividere il consumo di carburante tra le classi di veicoli sopra elencate (gPC, dPC, gLDV, dLDV, dHDV, buses, mopeds e motorcycles). Un calcolo preciso della suddivisione del consumo va oltre gli scopi di questo document, ma vale la pena di dire che esistono metodologie e software che permettono una stima attendibile del consumo di ogni classe di veicolo. Il software EMITRA, ad esempio, utilizza il consumo effettivo di carburante (inteso come vendite), il numero di veicoli e la loro ripartizione nel parco autoveicolare come dati di input noti, e calcola il consumo totale a partire dai valori ipotizzati della velocità media su diversi tipi di strade e della lunghezza media del viaggio di ogni categoria di veicolo. Se il consumo calcolato è pari al consumo effettivo, o almeno i valori sono comparabili con un certo grado di accettabilità, la suddivisione del consumo di carburante tra i vari tipi di veicoli si ottiene automaticamente. In caso contrario, la procedura viene ripetuta con valori diversi per la velocità media e la lunghezza media del viaggio di ogni tipo di veicolo, fino ad ottenere una differenza accettabile tra il consumo reale ed il consumo stimato di carburante.

Per questo esempio ci limiteremo a supporre che il carburante è consumato come riassunto nei due seguenti grafici a torta, cioè, per la benzina: 93% dalle autovetture (gPC), 4% dai veicoli commerciali leggeri (gLDV:), 1% dai ciclomotori (mopeds), e 2% dai motocicli (motorcycles). Il consumo del gasolio invece è così ripartito: 41% dalle autovetture (dPC), 11% dai veicoli commerciali leggeri (dLDV), 43% dai veicoli commerciali pesanti (dHDV) e 5% dagli autobus (buses).

Pertanto la quantità di carburante consumata dalle diverse classi di veicoli, espressa in Gg, è la seguente:
autovetture a benzina 10270.9; veicoli commerciali leggeri a benzina 441.8; ciclomotori 110.4; motociclette 220.9; autovetture diesel 10632.9; veicoli commerciali leggeri diesel 2852.7; veicoli commerciali pesanti diesel 11151.6; autobus 1296.7.

Questi numeri devono essere utilizzati come dati di input per la procedura on line. Dalla pagina principale della procedura di calcolo, selezionare Italia tra le nazioni disponibili, quindi inserire il consumo di carburante per ogni classe di veicolo. Prestare attenzione alle unità di misura, perché i numeri sopra riportati sono in Gg (cioè chilotonnellate) mentre il sistema ha bisogno dei dati di input in Mg (cioè tonnellate) . Un esempio di maschera di input è mostrato in figura.

Risultati

La versione web della metodologia semplificata COPERT 4 fornisce i risultati sia in termini numerici sia graficamente. Una tabella (vedi figura) riepiloga le emissioni totali calcolate per ciascun inquinante e per ogni classe di veicolo. Le unità di misura delle emissioni sono definite automaticamente dal software sulla base dei valori ottenuti, e possono essere kg, Mg e Gg. Inoltre, sei grafici a torta, uno per ciascun inquinante, mostrano la quantità di emissioni attribuibili a ciascuna categoria di veicolo.

Utilizzando i dati di input discussi in precedenza, le emissioni stimate per il trasporto stradale su tutta Italia nell’anno 2008 sono 1910.9 Gg di monossido di carbonio, 703.2 Gg di ossidi di azoto, 206.7 Gg di COVNM, 15.0 Gg di metano, il 26.8 Gg di polveri e 116.3 Tg di anidride carbonica. Come indicato dai grafici a torta riportati sotto, che vengono automaticamente prodotti dalla versione web della metodologia semplificata COPERT 4, la maggior quantità di monossido di carbonio viene emessa dalle autovetture a benzina (gPC), che sono responsabili per l’emissione di oltre l’81% del totale. Oltre il 52% degli ossidi di azoto viene emesso dai veicoli commerciali pesanti diesel (dHDV), mentre le autovetture, sia benzina sia diesel, sono responsabili per l’emissione di circa il 17% ciascuno. Metano e COVNM sono per lo più emessi da autovetture a benzina (circa il 60% del totale). Importanti emissioni di particolato, costituito interamente da PM_2.5, sono dovute ai veicoli commerciali pesanti diesel (oltre il 37% del totale) e alle autovetture diesel (più del 34% del totale). Infine, le maggiori emissioni di anidride carbonica sono dovute ai veicoli commerciali pesanti diesel (30.1%), alle autovetture a gasolio (28.7%) e alle autovetture a benzina (27.9%).

Una volta ottenute le emissioni totali, un tipico inventario delle emissioni in atmosfera richiede ulteriori attività. Tra queste, quattro importanti sono:

• la disaggregazione spaziale delle emissioni (cioè la loro distribuzione sul territorio);
• il disaggregazione temporale delle emissioni (cioè la loro distribuzione temporale nel corso dei mesi, dei giorni della settimana e delle ore del giorno);
• la speciazione chimica dei COVNM (cioè la determinazione delle specie chimiche all’interno di questa pseudo-specie che contiene tutti i composti organici volatili ad eccezione del metano);
• la speciazione degli NOX in monossido di azoto (NO) e biossido di azoto (NO2).

Per quanto riguarda la speciazione chimica dei COVNM, la metodologia CORINAIR indica la frazione di specie chimiche (alcani, cicloalcani, alcheni, alchini, aldeidi, chetoni e aromatici) da utilizzare per ogni categoria di veicolo e tipo di carburante. Anche per la speciazione di NOX sono presenti utili indicazioni all’interno della metodologia CORINAIR.

La speciazione dimensionale del particolato è un’altra attività importante all’interno di un inventario delle emissioni ma, come indicato in precedenza, le polveri emesse dal sistema di scarico degli autoveicoli sono completamente costituite da PM_2.5. Infine, la metodologia CORINAIR contiene anche le indicazioni necessarie per stimare il contenuto di carbonio elementare ed organico all’interno del particolato.

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