ALLEGATO 1
(art. 2, comma 1)
"DIRETTIVE TECNICHE CONCERNENTI LA VALUTAZIONE PRELIMINARE"
INTRODUZIONE
Obiettivo della valutazione preliminare della qualita' dell'aria
e' individuare in prima approssimazione le zone di cui agli articoli
7, 8 e 9 del decreto legislativo 4 agosto 1999 n. 351, al fine di
stabilire il regime di monitoraggio e la modalita' di gestione della
qualita' dell'aria.
Se sono disponibili misure rappresentative dei livelli degli
inquinanti di cui all'articolo 4 del decreto legislativo 4 agosto
1999, n. 351, si passa alla fase di determinazione della
distribuzione spaziale delle concentrazioni, piu' avanti descritta,
seguita dalla fase di interpretazione dei dati pervenendo cosi
all'individuazione delle zone.
Nel caso in cui non siano disponibili misure rappresentative dei
livelli degli inquinanti di cui all'articolo 4 del decreto
legislativo 4 agosto 1999, n. 351, e' necessario effettuarle e
integrare misure in siti fissi con altre tecniche come metodi di
misura indicativi, tecniche di stima obiettiva (1) e modelli di
diffusione e trasformazione degli inquinanti in atmosfera. Le fasi
successive della valutazione preliminare riguardano, anche in questo
caso, la determinazione della distribuzione spaziale delle
concentrazioni, piu' avanti descritta, seguita dalla fase di
interpretazione dei dati pervenendo cosi all'individuazione delle
zone.
1. TECNICHE DI VALUTAZIONE CHE INTEGRANO LE MISURE IN SITI FISSI
1.1 METODI DI MISURA INDICATIVI
I metodi di misura indicativi prevedono misure che sono
generalmente meno accurate di quelle fatte con il metodo di
riferimento. Tecniche di misure indicative basate sull'uso di un
laboratorio mobile (o ogni altro supporto alla misura mobile o
trasportabile) e metodi di misura manuale, come le tecniche di
campionamento diffusivo in particolare, sono di particolare
interesse, a causa dei costi relativamente bassi e della semplicita'
delle operazioni in confronto con quanto necessario per il
funzionamento di stazioni di misura fisse.
1.1.1 USO DELLA TECNICA DI CAMPIONAMENTO DIFFUSIVO
Il basso costo e la facilita' di realizzazione di campagne di
monitoraggio dell'aria ambiente con la tecnica del campionamento
diffusivo consentono l'effettuazione d'indagini con un'elevata
risoluzione spaziale (alta densita' di campionamento).
La tecnica e' particolarmente adatta alla determinazione della
distribuzione di inquinanti su un'area estesa e per valutare livelli
di concentrazione integrati su periodi temporali abbastanza lunghi
(valori limite di lungo termine).
Valori limite di breve periodo (medie orarie espresse in
percentili) possono essere derivati statisticamente, comparando le
misure su lungo periodo - ottenute dal campionamento diffusivo - con
misure, effettuate in luoghi simili e/o vicini, realizzate con
strumentazione ad alta risoluzione temporale.
La metodologia del campionamento diffusivo puo' essere usata per
ottenere mappe di concentrazioni in aree estese, per determinare aree
di concentrazione massima ed eventualmente puo' essere combinata con
l'uso di laboratori mobili. Inoltre, puo' essere utilizzata come
metodo per l'ottimizzazione di reti di monitoraggio fisse.
1) Le tecniche di stima obiettiva (o misure obiettive) sono metodi
matematici per calcolare le concentrazioni da valori misurati in
altre locazioni e/o tempi, basati su conoscenze scientifiche della
distribuzione delle concentrazioni: un esempio e' l'interpolazione
lineare basata sull'ipotesi che l'andamento delle concentrazione e'
sufficientemente uniforme. Un altro esempio e' un modello di
dispersione adattato per riprodurre concentrazioni misurate nel suo
dominio.
Quando la metodologia del campionamento diffusivo e' utilizzata
per la valutazione preliminare devono essere compiute le seguenti
azioni:
1. individuazione delle principali sorgenti d'emissione;
2. costruzione di una griglia sull'area investigata, prendendo in
considerazione la densita' dei siti di campionamento;
3. selezione per ogni cella della griglia di un sito rappresentativo
della concentrazione di fondo, non direttamente influenzato da
sorgenti locali;
4. se importante, selezione di ulteriori siti di campionamento in
prossimita' di sorgenti d'inquinamento rilevanti;
5. installazione dei campionatori ed esposizione per un periodo
rappresentativo, considerando il tempo minimo di copertura
temporale;
6. a supporto di controllo e assicurazione di qualita' delle misure
(QA/QC), si raccomanda l'installazione di alcuni campionatori in
duplicato/triplicato per valutare la riproducibilita' delle
determinazioni. Campionatori non esposti ("bianco di campo")
dovrebbero essere maneggiati con le stesse modalita' dei
campionatori esposti al fine di stabilire l'effetto dello
stoccaggio e del trasporto sul valore di concentrazione misurato;
7. realizzazione delle analisi dei campionatori diffusivi in
laboratorio secondo le modalita' indicate dal produttore e calcolo
dei livelli di concentrazione;
8. calcolo della distribuzione dei livelli d'inquinamento per
interpolazione delle misure fatte in ciascuna cella della griglia
di campionamento. Le misurazioni effettuate in prossimita' di
sorgenti rilevanti (hot spot) non sono rappresentative di
superfici estese, quindi, non dovrebbero essere incluse nei
calcoli per l'interpolazione;
9. rappresentazione grafica nella forma di carta topografica. Gli hot
spot sono indicati come un punto;
10. stima dei percentili comparando i dati con serie di dati ottenuti
in luoghi simili e/o vicini con strumentazione automatica;
11. confronto dei risultati con i valori limite.
Va assicurata una elevata qualita' dei dati, se possibile
corrispondente a quanto indicato nei decreti di cui all'articolo 4
del decreto legislativo 4 agosto 1999, n. 351.
Ulteriori indicazioni sull'uso della tecnica di campionamento
diffusivo possono essere trovate nella documentazione di supporto al
presente allegato.
1.1.2 USO DI UN LABORATORIO MOBILE PER LA VALUTAZIONE DI AREE DI
MASSIMA CONCENTRAZIONE
I laboratori mobili o le stazioni di misura trasferibili
usualmente combinano i vantaggi dei metodi di misura automatici con
la mobilita' e flessibilita' d'utilizzo.
Per gli inquinanti per cui i sistemi automatici di misura non
esistono o non sono metodi ufficiali i laboratori mobili possono
essere equipaggiati con strumentazione non automatica in grado di
eseguire il prelievo del campione.
La durata, i periodi e la frequenza delle campagne di misura o dei
periodi di rilevamento dovranno essere fissati in modo da essere
rappresentativi del periodo di riferimento del valore limite (1 ora,
24 ore, 1 anno).
L'area di massima concentrazione in una zona viene determinata
considerando la distribuzione delle sorgenti, le condizioni
meteo-climatiche locali e l'orografia.
Le tipologie delle sorgenti presenti in un'area sono molto
importanti quando si deve individuare il sito di misurazione.
L'impatto di sorgenti collocate in punti elevati (camini) e'
spesso difficile da misurare al livello del suolo perche' la
direzione e la velocita' del vento e la loro variazione con l'altezza
modificano la localizzazione dei massimi di concentrazione al livello
del suolo.
Per il monitoraggio dell'inquinamento da vie di comunicazione,
l'impatto diminuisce con la distanza dalla strada ed il livello
d'inquinamento sara' in media proporzionale al volume di traffico.
Serie temporali di concentrazioni orarie dovrebbero riflettere le
variazioni nell'intensita' del traffico. Le piu' alte concentrazioni
per periodi di 24 ore dovrebbero verificarsi in aree dove la strada
corre parallela alla direzione piu' frequente del vento e dove la
curvatura della strada permette il rimescolamento di masse d'aria
provenienti da piu' direzioni.
Per il monitoraggio dell' inquinamento da sorgenti di uno
specifico territorio (un'area) il sito di misura dovrebbe essere
scelto al centro dell'area indagata e comunque dovrebbero essere
evitati gli impatti da sorgenti specifiche (es. rifornimenti di
carburante, piccoli inceneritori ecc.)
In situazioni complesse risultanti in un'alta variabilita' della
distribuzione spaziale dell'inquinante e' opportuno eseguire le
misurazioni in piu' punti.
Quando si applica la tecnica sopraddetta dovrebbero essere
espletate le seguenti azioni:
1. individuazione dell'area in cui s'ipotizza la massima
concentrazione, utilizzando misure pregresse o informazioni
derivate da similitudine con aree comparabili o inventari
d'emissione o studi di modellistica. La tecnica di campionamento
diffusivo usata come un mezzo per determinare la distribuzione
spaziale degli inquinanti, puo' essere una possibile alternativa
per la determinazione dell'area di massima concentrazione;
2. dalle serie temporali di misurazioni pregresse o da informazione
derivata da similitudine con aree comparabili, determinare il
lasso di tempo in cui e' probabile misurare il massimo livello
d'inquinamento;
3. realizzazione delle misurazioni;
4. confronto dei risultati ottenuti con i valori limite e selezione
del regime di monitoraggio.
Va assicurata una elevata qualita' dei dati, se possibile
corrispondente a quanto indicato nei decreti di cui all'articolo 4
del decreto legislativo 4 agosto 1999, n. 351.
Informazioni specifiche per gli inquinanti
Il laboratorio mobile dovrebbe essere equipaggiato con un
analizzatore per ognuno degli inquinanti considerati.
Un laboratorio mobile puo' facilmente realizzare la misurazione
contemporanea di vari inquinanti, e puo' costituire un mezzo di
screening per quegli inquinanti per cui tecniche d'analisi di basso
costo non sono disponibili (PM10, metalli pesanti ed I.P.A.).
1.1.3 USO DI UN LABORATORIO MOBILE PER IL MONITORAGGIO A GRIGLIA
Un laboratorio mobile puo' essere utilizzato anche per valutare la
distribuzione spaziale di inquinanti su grandi aree.
Il monitoraggio su una griglia e' realizzato dividendo l'area
d'interesse in una griglia a maglia quadrata e misurando
l'inquinamento in ciascuna cella. Le misure sono realizzate per brevi
periodi di tempo a ciascuna intersezione delle linee della griglia e
ripetute durante il corso dell'anno.
Le date e le ore delle misure sono scelte in modo casuale ma
comunque tenendo in considerazione che devono essere equamente
distribuite sui mesi, giorni della settimana ed ore del giorno. E'
opportuno fissare uno schema di misura per cui le intersezioni
adiacenti sulla griglia non siano monitorate nello stesso giorno;
I valori singoli misurati ai quattro angoli di ciascuna cella sono
usati per calcolare il valore medio della concentrazione nella cella
e per le isoplete sull'area. I percentili possono essere stimati
dalla distribuzione di frequenza.
Il metodo non e' applicabile per la caratterizzazione di hot spot.
Quando la metodologia e' utilizzata per la valutazione preliminare
devono essere compiute le seguenti azioni:
1. costruzione della griglia sull'area d'indagine prendendo in esame
la densita' della griglia;
2. preparazione di uno schema di misurazione, scegliendo in modo
casuale nell'anno le date e le ore per le misurazioni, ma comunque
tenendo in considerazione che debbono essere equamente distribuite
sui mesi, giorni della settimana ed ore del giorno, inoltre,
particolare attenzione deve essere posta nel non far coincidere
nello stesso giorno le misurazioni sulle intersezioni adiacenti
della griglia;
3. realizzazione delle misurazioni all'intersezione di ciascuna cella
della griglia;
4. calcolo delle medie annuali per ciascuna cella della griglia dai
singoli valori misurati alle intersezioni di cella;
5. costruzione di una mappa riportante le isoplete sull'area
studiata;
6. stima dei percentili comparando i dati con serie estese di dati
ottenuti in siti simili con strumentazione automatica.
Va assicurata una elevata qualita' dei dati, se possibile
corrispondente a quanto indicato nei decreti di cui all'articolo 4
del decreto legislativo 4 agosto 1999, n. 351.
1.2 MODELLI
In generale, i modelli di dispersione sono un utile strumento per:
- ottenere campi di concentrazione anche in porzioni di territorio
ove non esistano punti di misura, o estendere la rappresentativita'
spaziale delle misure stesse;
- ottenere informazioni sulle relazioni tra emissioni e immissioni
(matrici sorgenti - recettori) discriminando quindi fra i
contributi delle diverse sorgenti;
- valutare l'impatto di inquinanti non misurati dalla rete di
monitoraggio;
- studiare scenari ipotetici di emissioni alternativi rispetto al
quadro attuale o passato.
Il risultato della simulazione modellistica e' connotato da un
certo grado di incertezza che risulta dalla composizione
dell'incertezza intrinseca al modello (dovuta alla incapacita' di
descrivere perfettamente i fenomeni fisici) e di quella associata ai
dati di ingresso, in particolare alle emissioni e ai parametri
meteoclimatici.
Una corretta applicazione modellistica necessita di una procedura
rigorosa di confronto con le misure, che consenta la verifica e la
taratura del modello. Questo punto presuppone un disegno ottimale
della rete di monitoraggio, sufficiente affidabilita', accuratezza e
rappresentativita' delle misure, e una buona conoscenza delle
emissioni delle sostanze inquinanti che influenzano la qualita'
dell'aria, sia in termini quantitativi che di distribuzione spaziale
e temporale.
1.2.1 CARATTERISTICHE GENERALI DEI MODELLI
La scelta del modello o dei modelli da applicare deve essere
effettuata rispondendo, in successione, ad alcune domande di
carattere generale. Dapprima, deve essere correttamente definito lo
scenario di applicazione, cioe' l'insieme degli elementi
caratteristici del problema che consentono di individuare la
categoria di modelli appropriata: scala spaziale e temporale,
complessita' territoriale, orografica e meteoclimatica dell'area,
tipologia delle sorgenti di emissione, sostanze inquinanti da
considerare (in particolare, se soggette a reazioni chimiche o no).
In seconda battuta, si devono verificare, in dettaglio, i requisiti
delle uscite che si desiderano dal modello e la disponibilita' di
tutti i dati di ingresso necessari e delle risorse hardware e
software, e procedere quindi alla selezione del modello piu'
opportuno.
Per quanto riguarda la scala spaziale, si dovranno considerare
anzitutto i modelli in grado di riprodurre efficacemente i fenomeni
che, alla scala locale o alla microscala (per esempio, in un canyon
urbano) determinano i valori di inquinamento piu' alti, da
confrontare con gli standard di qualita'. D'altra parte, gli stessi
fenomeni hanno, in molti casi, origini e caratteristiche a scala piu'
grande, per cui puo' essere opportuno l'uso di un modello a mesoscala
a elevata risoluzione o l'uso di piu' modelli in cascata (nested) con
estensione decrescente e risoluzione crescente.
Per quanto riguarda la scala temporale, partendo dai tempi di
riferimento e dal tipo di indicatore contemplato dalla normativa,
occorre fare ricorso sia a modelli di "breve periodo", in grado cioe'
di simulare episodi di inquinamento atmosferico intenso, sia a
modelli di "lungo periodo", in grado di stimare gli indicatori da
confrontare con gli standard di qualita' che hanno periodo di
riferimento di un anno. Per contemperare le due esigenze e'
auspicabile disporre di serie temporali significative di dati
meteorologici, e di modelli in grado di calcolare la serie temporale
dei campi di concentrazione in aria. Da quest'ultima e' poi possibile
ricavare la distribuzione spaziale degli indicatori da confrontare
con gli standard di qualita' della sostanza inquinante considerata.
Un indicatore e' definito, in generale, dal parametro statistico
(media, percentile, ecc.), dal tempo di media (o di campionamento) e
dal periodo di riferimento.
La valutazione della complessita' dell'area su cui si effettua la
valutazione deve tenere conto delle caratteristiche orografiche del
territorio, di disomogeneita' superficiali (discontinuita'
terra-mare, citta-campagna, acque interne) e condizioni
meteo-diffusive non omogenee (calma di vento negli strati bassi della
troposfera, inversioni termiche eventualmente associate a regimi di
brezza); l'uso di modelli analitici (gaussiani e non) si considera
generalmente appropriato nel caso di siti non complessi, mentre
qualora le disomogeneita' spaziali e temporali siano rilevanti per la
dispersione, e' opportuno ricorrere all'uso di modelli numerici
tridimensionali, articolati in un preprocessore meteorologico
(dedicato principalmente alla ricostruzione del campo di vento) e in
un modello di diffusione.
I modelli devono ovviamente includere un modulo di trasformazione
chimica qualora si debba simulare il comportamento di inquinanti
reattivi in atmosfera e la formazione di inquinanti secondari.
Anche la tipologia delle principali sorgenti di emissione
determina la categoria di modelli da prendere in considerazione. Per
sorgenti puntuali, lineari e areali in numero limitato e
riconducibili a geometrie standard, possono essere impiegati modelli
analitici e lagrangiani a particelle. Nel caso piu' generale di un
insieme di sorgenti Puntuali e diffuse sul territorio, occorre
partire da un inventario delle emissioni su grigliato regolare alla
risoluzione opportuna, che viene normalmente accoppiato a un modello
di dispersione euleriano.
In via preliminare puo' essere vantaggioso valutare l'esistenza di
condizioni critiche per la qualita' dell'aria attraverso modelli
basati su ipotesi conservative, che cioe' per loro natura
generalmente sovrastimano le concentrazioni in aria. In questo
contesto i modelli sono applicati per valutazioni di breve periodo
calcolate su una casistica di possibili condizioni meteorologiche,
senza tenere conto delle reali frequenze di occorrenza sul territorio
di interesse. I valori di picco cosi ottenuti vengono sommati al
livello del fondo, misurato o stimato, e la somma risultante
confrontata con il valore limite della qualita' dell'aria per
l'inquinante in esame. Se i valori cosi calcolati sono al di sotto
del valore limite il territorio in esame puo' essere ritenuto non
critico e non e' necessaria l'applicazione di modelli piu' complessi
o l'utilizzo di dati di ingresso piu' raffinati. Nei casi in cui non
si disponga dei dati meteorologici appropriati, questi modelli
possono rappresentare l'unico approccio possibile.
Ulteriori indicazioni relative alle caratteristiche generali dei
modelli possono essere trovate nella documentazione di supporto al
presente allegato.
1.2.2 PROCEDURA DI APPLICAZIONE DEI MODELLI
Una procedura di applicazione dei modelli per la valutazione della
qualita' dell'aria puo' essere schematizzata nei seguenti passi.
1. Definizione chiara dell'obiettivo, cioe' dell'informazione che
ci si attende dall'applicazione dei modelli, a integrazione
dell'informazione che proviene dalle misure. Cio' implica la
definizione dei seguenti elementi dello scenario: le dimensioni
dell'area su cui sono attesi i risultati del modello; la risoluzione
spaziale (cioe' la distanza minima per la quale il modello e' in
grado di calcolare variazioni spaziali significative del campo di
concentrazione); le sostanze inquinanti da prendere in
considerazione; l'indicatore di qualita' dell'aria che si vuole
stimare (il tempo di media determina anche la risoluzione temporale
del modello, cioe' l'intervallo di tempo che intercorre tra due campi
di concentrazione consecutivi calcolati dal modello); la tipologia e
la quantita' delle sorgenti di emissione da considerare.
2. Ricerca e raccolta di tutti i dati necessari o utili alla
simulazione modellistica: dati territoriali (cartografia, orografia,
uso del territorio); dati meteorologici (osservazioni da stazioni
meteorologiche standard, parametri micrometeorologici, dati
telerilevati, campi di variabili meteorologiche calcolati con modelli
a elevata risoluzione); dati di emissione (localizzazione e
qualificazione delle emissioni nel caso di sorgenti specifiche,
inventario delle emissioni nel caso di sorgenti numerose e diffuse);
concentrazioni in aria degli inquinanti (da reti di monitoraggio o da
campagne sperimentali), anche al fine di determinare le condizioni al
contorno degli inquinanti che vengono trasportati all'interno del
dominio di calcolo.
3. Identificazione della categoria di modelli appropriata per
raggiungere l'obiettivo di cui al punto 1, e in grado di utilizzare
al meglio i dati di cui al punto 2. Essa puo' variare dai modelli
analitici "a pennacchio" per una sorgente puntiforme che emette una
sostanza chimicamente inerte a scala locale su terreno piatto, ai
modelli euleriani di trasporto, diffusione e trasformazione chimica
accoppiati a un inventario delle emissioni a elevata risoluzione, per
il caso piu' generale. Valutazione delle risorse necessarie e
disponibili rispetto alla categoria di modelli identificata, in
termini di risorse hardware, di tempo e umane, esperienza nell'uso
dei modelli, tipo e quantita' di dati necessari. Se la valutazione
da' complessivamente esito negativo e non e' possibile intraprendere
ulteriori azioni per rendere possibile l'applicazione modellistica,
rivedere l'obiettivo al punto 1 e conseguentemente il punto 2.
4. Predisposizione di tutti i dati di ingresso nel formato
necessario ed esecuzione del modello. Calcolo degli indicatori da
confrontare con gli standard di qualita' e con le misure disponibili.
5. Valutazione critica dei risultati del modello, verificandone
anche la congruenza con eventuali misure disponibili; valutazione
dell'accuratezza e dell'incertezza dei risultati, anche attraverso il
calcolo di indicatori statistici standard di performance dei modelli.
Se l'esito e' insoddisfacente, passare al punto 7.
6. Utilizzo dei risultati. Tracciatura di mappe relative al
territorio in esame per ogni indicatore e per ogni inquinante anche
non monitorato dalla rete, valutazione dell'influenza dei diversi
comparti emissivi sui livelli di inquinamento e valutazione
percentuale delle interferenze e sovrapposizioni tra diverse
sorgenti; rilievo della necessita' di misure su aree di ricaduta
segnalate dal modello e non monitorate; eventuale ottimizzazione
della rete di monitoraggio; predisposizione di simulazioni con
scenari emissivi generati da ipotesi di risanamento e confronto
quantitativo della loro efficacia.
7. Nuova definizione delle modalita' di esecuzione del modello,
attraverso una o piu' delle seguenti azioni. Modifica di
parametrizzazioni del modello rivelatesi inadeguate; sostituzione o
integrazione di dati di ingresso risultati insufficienti o
inadeguati, con particolare riguardo all'inventario delle emissioni;
svolgimento di campagne sperimentali ad hoc finalizzate alla raccolta
di misure in aree segnalate come critiche dal modello, e non
monitorate; scelta di un modello alternativo e ripetizione dei passi
3-6.
1.2.6 INCERTEZZA DELLE STIME EFFETTUATE CON I MODELLI
Si possono elencare almeno quattro elementi di difficolta' nel
confronto tra misure di concentrazione in aria e stime ottenute con i
modelli:
- le stime dei modelli rappresentano generalmente, valori medi su un
volume definito in relazione alla risoluzione spaziale del modello,
e su un intervallo di tempo definito dalla frequenza delle
osservazioni meteorologiche e dei dati di emissione, mentre le
misure sono puntuali e relative a intervalli di tempo non
necessariamente uguali a quelli del modello;
- le misure sono affette a loro volta da errori ed incertezze;
- il modello rappresenta comunque la realta' dei fenomeni fisici con
un certo grado di approssimazione e di inaccuratezza;
- errori e incertezze nei dati e nei parametri di ingresso ai modelli
influenzano i risultati dei modelli.
L'incertezza da associare alle stime prodotte dai modelli andrebbe
determinata caso per caso sulla base della natura della grandezza da
stimare (l'incertezza sui valori massimali o sul 98o percentile di
una distribuzione puo' essere molto diverso da quello sul valore
medio annuo), della complessita' territoriale e meteoclimatica dello
scenario, delle dimensioni del dominio di calcolo, e delle
caratteristiche delle emissioni. Sulla base delle esperienze piu'
frequenti di applicazione e di validazione dei modelli, e tenendo
anche presente alcune peculiarita' geografiche e meteoclimatiche del
territorio italiano, che ne accrescono l'incertezza, si puo' stimare
orientativamente in un fattore due l'incertezza tipica dei valori
medi annui su un punto recettore, e un'incertezza inferiore, di
alcune decine di punti percentuali, se si considera l'integrale delle
concentrazioni sulla superficie.
Vanno in linea generale raggiunti livelli di qualita' dei dati, se
possibile, analoghi a quelli indicati nei decreti di cui all'articolo
4 del decreto legislativo 4 agosto 1999, n. 351.
Per quanto riguarda i metodi statistici per valutare l'accuratezza
di un modello attraverso il confronto dei suoi risultati con un set
di misure di riferimento, si puo' fare riferimento all'annesso 2 del
rapporto europeo "Guidance report on preliminary assessment under EC
air quality directives".
1.2.3 FONTI DI INFORMAZIONE
Informazioni su modelli e codici disponibili possono essere
trovati nella biblioteca dell'EPA (U.S. Environment Protection Agency
- sito: http://www.epa.gov/scram001), che contiene in maggioranza
modelli gaussiani, o al CARB (California Air Research Board - sito:
http://www.arb.ca.gov/homepage.htm) che presenta un'ottima scelta di
modelli per il trattamento delle reazioni chimiche degli inquinanti
in atmosfera. Inoltre in ambito europeo si puo' fare riferimento allo
European Topic Centre on Air Quality dell'Agenzia Europea
dell'Ambiente (sito: http://www.etcaq.rivm.nl), che tra l'altro
predispone, organizza e aggiorna una "banca modelli" (MDS - Model
Documentation System) accessibile all'indirizzo
http://aix.meng.auth.gr/lhtee/database.html, attraverso la quale si
ha una descrizione delle caratteristiche di piu' di 80 modelli, e
informazioni sulla loro disponibilita'.
Da alcuni anni si tiene una serie di conferenze (International
Conference on Harmonisation within Atmospheric Dispersion Modelling
for Regulatory Purposes, giunta quest'anno alla sesta edizione)
originariamente dedicate alla definizione e applicazione di criteri
standard di validazione, al fine di pervenire a una armonizzazione
dei modelli regolatori. In questo ambito, e' stato messo a punto un
model evaluation kit (Olesen, 1997) che contiene alcuni set di dati
sperimentali e alcune routines per la validazione mediante indicatori
statistici standard di performance dei modelli.
L'ANPA, attraverso il Centro Tematico Nazionale Atmosfera Clima
Emissioni (CTN-ACE) ha realizzato sul sito web www.sinanet.anpa.it
(percorso: aree tematiche > qualita' dell'aria > modellistica),
alcune pagine in cui sono presentati criteri di guida alla scelta di
modelli di dispersione degli inquinanti atmosferici; il sito contiene
anche la documentazione disponibile per alcuni modelli selezionati,
sulla base di una rassegna delle principali esperienze di utilizzo
dei modelli effettuate in Italia.
Ulteriori indicazioni sui modelli possono essere trovate nella
documentazione di supporto al presente allegato.
2 DETERMINAZIONE DELLA DISTRIBUZIONE SPAZIALE DELLE CONCENTRAZIONI
Nel seguito si descrivono alcune possibili modalita' di
generalizzazione spaziale dei livelli misurati.
2.1 MISURE + INTERPRETAZIONE
Si usa quando le misure fisse sono la sola sorgente di
informazione e si assume che la rete copra e sia rappresentativa
dell'intero territorio. In questi casi i metodi di misura della
concentrazione devono essere combinati con una accurata strategia di
macro-siting, in cui la rappresentativita' spaziale delle stazioni e'
ben documentata e la copertura spaziale della rete e' assicurata.
Le misure indicative possono essere usate per supplementare
l'informazione fornita dalle misure fisse per la determinazione della
distribuzione spaziale delle concentrazioni. Il loro costo
relativamente basso permette il loro utilizzo per misurare la
qualita' dell'aria in numerosi siti e valutare la distribuzione degli
inquinanti in una data area. Mappe delle concentrazioni degli
inquinanti possono essere ottenute interpolando le misure. La
combinazione misure + interpretazione puo' essere usata per la
mappatura di inquinanti dell'aria in un'area in particolare per le
seguenti applicazioni: valutare i superamenti dei valori limite
dell'area e popolazione esposta; dare supporto per la definizione di
zone; classificazione di un territorio in aree di omogenea qualita'
dell'aria; progettazione e ottimizzazione della rete di rilevamento;
aiutare nella validazione di modelli matematici e nel controllo
dell'efficacia di misure di abbattimento.
2.2 MISURE + TECNICHE DI STIMA OBIETTIVA
Per stima obiettiva si intende la valutazione della qualita'
dell'aria tramite metodi matematici per calcolare le concentrazioni
da valori misurati in altre locazioni e/o tempi, basati su conoscenze
scientifiche della distribuzione delle concentrazioni. Anche questo
approccio fa riferimento ai risultati del monitoraggio ma il processo
di generalizzazione e' piu' elaborato.
Un metodo comune per generalizzare i dati misurati in un punto e'
l'interpolazione spaziale. Questa tecnica e' utile per aree uniformi
con gradienti di concentrazione uniformi tra le stazioni, ma
variazioni a piccola scala tra stazioni non possono essere
identificate. E' usata per la distribuzione a larga scala (livello
continentale, rurale) e talvolta anche per urban background. Dalle
mappe prodotte, possono essere-desunte statistiche spaziali.
L'interpolazione e' migliorata usando relazioni tra i livelli di
inquinamento dell'aria e le caratteristiche geografiche.
L'approccio di usare le caratteristiche locali per traslare le
concentrazioni misurate in altre locazioni puo' anche essere usato
per la descrizione di insiemi di situazioni simili a piccola scala
come strade o dintorni di certi tipi di piccole imprese per i quali
non e' utile dare mappe individuali dettagliate.
Per parametri chiave selezionati (riguardo alla dimensione delle
sorgenti, condizioni meteorologiche, configurazione) e' possibile
stabilire relazioni empiriche con i livelli di qualita' dell'aria il
che permette di valutare i livelli di inquinamento in locazioni
simili. Queste tecniche usano i parametri chiave per le
interpolazioni invece delle distanze fisiche in caso di
interpolazione spaziale.
Quando le relazioni tra i livelli di qualita' dell'aria e le
caratteristiche locali hanno una grande quantita' di dettagli possono
essere considerate insieme come costituenti un modello. I modelli
costruiti da relazioni empiriche tendono a essere semplici, mentre i
modelli basati su processi di informazioni fisiche, chimiche e
tecnologiche possono variare da semplici a complessi. Ma anche nei
modelli complessi, alcuni parametri del modello di cui non si conosce
a priori il valore esatto possono essere scelti per adattare i
risultati del modello alle misure. Queste procedure di adattamento
dei modelli possono dare una mappa dettagliata o rassegne statistiche
dei livelli di concentrazione. Questa procedura non tiene in conto
l'incertezza dei risultati misurati. In alcune variazioni il modello
puo' essere aggiustato per riprodurre esattamente i dati chiave
misurati (interpolazione intelligente) ma in generale i risultati dei
modelli adattati non sono identici ai dati misurati.
2.3 MODELLISTICA
Quando i livelli di concentrazione sono calcolati da un modello
validato si ha un'idea dell'accuratezza dei risultati. Questa idea
tende a essere migliore per modelli che sono stati validati nelle
stesse aree dove si applicano. Spesso i modelli usati sono stati
validati in altre aree, con condizioni a volte considerevolmente
differenti (emissioni, topografia, clima) da quelle prevalenti
nell'area considerata. Poiche' non solo l'affidabilita' del modello
di dispersione, ma anche la qualita' delle emissioni e i parametri di
input di dispersione possono essere differenti, una valutazione
dell'incertezza dei risultati del modello puo' includere la
validazione locale. Una validazione completa dovrebbe in principio
anche includere una delineazione dei limiti di applicabilita' del
modello.
3. INTERPRETAZIONE DEI DATI AI FINI DELLA DEFINIZIONE DELLE ZONE
Allorche' si utilizzano modelli ai fini della valutazione
preliminare della qualita' dell'aria e' necessario considerare la
possibilita' che le eccedenze dei valori limite siano valutate
attraverso l'uso di modelli. E' importante considerare che le misure
hanno un valore diverso dai risultati ottenuti con modelli o altre
tecniche matematiche. La possibilita' che un modello calcoli un
massimo che la misura non coglie non e' del tutto improbabile e
questo rende piu' complessa l'interpretazione degli andamenti delle
concentrazioni. Per questi casi si danno le seguenti raccomandazioni:
(1) Se misure di alta qualita' mostrano eccedenze, e non i modelli,
l'area di riferimento viene considerata in superamento;
(2) Nel caso in cui il monitoraggio non evidenzi eccedenze mentre i
modelli le evidenzino deve essere tenuto in considerazione quanto
segue:
(a) in prima approssimazione, i modelli sono meno accurati, almeno
nella maggior parte dei casi, delle misure. Il superamento
calcolato dal modello dovrebbe essere confermato da misure fisse
di alta qualita';
(b) d'altra parte non e' possibile misurare ovunque mentre i limiti
si applicano anche dove non ci sono siti di misura fissi;
(e) e' importante che l'affidabilita' dei modelli utilizzati sia
elevata al fine di considerare un massimo individuato dai modelli
e non dal monitoraggio per valutare il superamento o meno dei
livelli di concentrazione.
4. ZONIZZAZIONE
Il decreto legislativo 4 agosto 1999, n. 351 stabilisce che le
Regioni devono suddividere il loro territorio in zone ai fini della
gestione della qualita' dell'aria (dove il termine zona include gli
agglomerati intesi come un particolare tipo di zona). Nel definire un
sistema di zone si deve perseguire il piu' possibile il
soddisfacimento contemporaneo dei criteri di idoneita' per la
gestione della qualita' dell'aria e di quelli per la valutazione
della qualita' dell'aria. Quando si considera la possibilita' di
combinare delle aree territoriali in una zona, deve essere dato
debito riguardo alle similarita' nella qualita' dell'aria. E' pero'
importante notare che le zone devono primariamente essere guardate
come territori amministrativi per i quali il decreto 351/99 definisce
obblighi (per la valutazione, il reporting e la gestione). Quando si
designano le zone l'obiettivo principale e' assicurare un buon
collegamento con le azioni da intraprendere; questo viene
generalmente soddisfatto nel modo migliore quando si associano le
zone alle aree amministrative e quando vengono fornite al pubblico in
modo efficace le informazioni sulle azioni intraprese.
Per arrivare ad un sistema di zone soddisfacente e' utile seguire
il seguente processo di designazione delle zone. Tutti i parametri
rilevanti della qualita' dell'aria (medie annuali, superamenti di
valori orari o giornalieri, eccetera) devono essere presi in
considerazione. Successivamente viene fatto un tentativo per
identificare aree con caratteristiche simili di qualita' dell'aria,
in termini di superamenti, tipi di sorgenti emissive, caratteristiche
climatologiche o topografiche. Il quadro della qualita' dell'aria che
ne deriva viene quindi proiettato su una mappa del territorio delle
amministrazioni locali con competenze relative al controllo delle
sorgenti emissive. Prendendo i confini delle amministrazioni locali
come possibili limiti delle zone, vengono ricercate le combinazioni
dei territori amministrativi che hanno caratteristiche simili di
qualita' dell'aria.
Nel seguito vengono indicati alcuni principi di riferimento:
- le zone sono in definitiva aree che in termini pratici consistono
di uno o piu' comuni o province o loro combinazioni;
- i confini delle zone devono essere costanti nel tempo ed eventuali
variazioni devono essere formalizzate a seguito di comprovate
modifiche della qualita' dell'aria;
- il territorio deve essere suddiviso in zone specificando le aree
amministrative o suddiviso in base a confini individuati sulla base
di precisi punti di riferimento geografici.
Le condizioni da tenere presente nel processo di individuazione
delle zone sono le seguenti:
- definire le zone quanto piu' possibile come aree amministrative
omogenee;
- raggruppare aree amministrative con caratteristiche di qualita'
dell'aria omogenee in un'unica zona;
- aree non adiacenti, ad esempio due citta' di medie dimensioni,
possono essere raggruppate in una singola zona;
- non e' raccomandato raggruppare un agglomerato isolato di piu' di
250.000 abitanti con altre aree;
- le esigenze di valutazione per gli agglomerati e per le zone non
agglomerati sono un po' diverse: per inquinanti per i quali e'
stata posta una soglia di allarme, come SO2 e NO2, le misure sono
obbligatorie negli agglomerati, non in altre zone;
- un'area estesa senza problemi di qualita' dell'aria potrebbe essere
designata come una unica zona;
- non e' raccomandato includere in agglomerati significative aree che
non sono costruite;
- e' raccomandato considerare un'ampia con urbazione di, ad esempio,
un milione di abitanti come un agglomerato e non dividerlo in
diversi agglomerati piu' piccoli;
- se viene ritenuto piu' opportuno definire uno specifico insieme di
zone per un particolare inquinante, e' raccomandato di farlo
suddividendo o aggregando zone usate per altri inquinanti,
mantenendo gli stessi confini delle zone per quanto e' possibile;
- la zonizzazione riferita ai valori limite per la protezione degli
ecosistemi o della vegetazione non necessariamente coincide con
quella riferita ai valori limite per la protezione della salute.
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Altra documentazione
"Guidance report on preliminary assessment under EC air quality
directives": Technical Report No. 11
(http://reports.eea.eu.int/TEC11a/en/techll.pdf)
Note all'allegato 1:
- L'art. 7 del citato decreto legislativo 4 agosto
1999, n. 351, e' riportato nelle note all'art. 1.
- Gli articoli 8 e 9 del citato decreto legislativo 4
agosto 1999, n. 351, sono riportati nelle note alle
premesse.
- L'art. 4 del citato decreto legislativo 4 agosto
1999, n. 351, e' riportato nelle note all'art. 5.