Ammoniaca in atmosfera: misure e valutazioni modellistiche Progetto PARFIL – III annualità Ammoniaca in atmosfera: misure e valutazioni modellistiche Autori: Anna De Martini Elisabetta Angelino Arnaldo Bessi Matteo Paolo Costa Matteo Lazzarini Edoardo Peroni - ARPA Lombardia – Dipartimento di Lecco ARPA Lombardia – Settore Centrale ARPA Lombardia – Dipartimento di Cremona ARPA Lombardia – Settore Centrale ARPA Lombardia – Dipartimento di Milano ARPA Lombardia – Settore Centrale INDICE INTRODUZIONE 1 SORGENTI DI AMMONIACA IN LOMBARDIA 1.1 L’inventario di emissioni INEMAR della Regione Lombardia 1.2 Stima delle emissioni di ammoniaca in Regione Lombardia dal comparto zootecnico 1.3 Stima delle emissioni di ammoniaca in Regione Lombardia dal comparto delle coltivazioni 1.4 Stima delle emissioni di ammoniaca in Regione Lombardia dal traffico 2 SITI DI MISURA 2.1 Descrizione dei siti di monitoraggio PARFIL 2.2 Stima delle emissioni di ammoniaca nei tre siti PARFIL 3 PRINCIPIO DI MISURA ANALIZZATORI DI AMMONIACA 4 RISULTATI 4.1 Confronto delle misure effettuate nei 3 siti PARFIL 4.2 Confronto delle misure con i dati meteo 4.3 Confronto con dati di letteratura 5 SIMULAZIONI MODELLISTICHE 5.1 Descrizione del sistema modellistico 5.2 Il caso di riferimento 5.3 Gli scenari CONCLUSIONI BIBLIOGRAFIA INTRODUZIONE L'ammoniaca è un composto dell'azoto di formula chimica NH3. A temperatura ambiente l'ammoniaca è un gas incolore dall'odore pungente molto forte e soffocante, irritante e tossico. L’ammoniaca gioca un ruolo importante nel nostro ambiente, in quanto partecipa al ciclo dell’azoto, contribuisce alla neutralizzazione di acidi e partecipa alla formazione di particolato atmosferico, specie quello con diametro aerodinamico minore di 2.5 µm. Le maggiori sorgenti di NH3 comprendono attività agricole (allevamenti zootecnici e fertilizzanti), e, in minor misura, trasporti stradali, smaltimento dei rifiuti, combustione della legna e combustione di combustibili fossili. In Regione Lombardia le stime dell’inventario regionale attribuiscono la produzione delle emissioni di ammoniaca, per la maggioranza (96%) del totale annuale, alle attività agricole (http://www.ambiente.regione.lombardia.it/inemar/inemarhome.htm). I contributi percentuali possono variare sul territorio a seconda dell’intensità di altre fonti sorgenti presenti, valori di emissione comunque più elevate vengono stimate in corrispondenza ad aree a vocazione rurale-agricola. Anche a livello nazionale viene redatta, con periodicità annuale, la stima di emissioni di ammoniaca. Tale compito, affidato ad ISPRA, ex APAT, riveste un’importanza notevole in relazione al monitoraggio dei Protocolli di riduzione delle emissioni nazionali e internazionali. Insieme all’ammoniaca, SOx e NOx, sono infatti alla base del Protocollo di Goteborg (1999) nell’ambito della Convezione di Ginevra sull’inquinamento atmosferico transfrontaliero a lunga distanza (1979) e della Direttiva NEC 2001/81/CE (National Emission Ceiling). Oltre ad una stima annuale (http://www.sinanet.apat.it/it/sinanet/sstoriche) vengono inoltre svolte stime e valutazioni delle proiezioni future con e senza sistemi di abbattimento in relazione al raggiungimento degli obiettivi nazionali ed internazionali di riduzione (G.Vialetto et al., 2008; L.Valli e al., 2007: Brink et al. 2001). Il principale ruolo giocato dall’ammonica in stato gassoso nell’atmosfera urbana è nel neutralizzare sostanza acide come l’acido solforico (H2SO4) e l’acido nitrico (HNO3) che sono prodotti dell’ossidazione in fase gas di SO2 e NOx rispettivamente. La chimica dell’NH3 è abbastanza complessa (Seinfeld e Pandis, 1998). La complessità è connessa al fatto che i prodotti formati dalle reazioni dell’NH3, tra cui i principali il solfato di ammonio (NH4)2SO4 ed il nitrato di ammonio, NH4NO3, esistono in atmosfera in forma condensata o di particolato, e se queste due sostanze saranno presenti in atmosfera dipende dalle quantità di ammoniaca e di precursori acidi presenti. Il nitrato e il solfato d’ammonio oltre ad essere costituenti del particolato fine possono contribuire significativamente alla diminuzione di visibilità e produzione di nebbie. Sebbene siano note le sorgenti primarie ed assodata l’importanza dell’ammoniaca nella chimica atmosferica, tuttavia non molto si sa sull’entità e sulla variabilità temporale delle emissioni da questi sorgenti, sulla distribuzione spazio-temporale delle concentrazioni al suolo di NH3, sull’influenza di politiche di contenimento dell’ammoniaca sui livelli di concentrazione del particolato fine. Pertanto sono stati avviati in questi ultimi anni diversi studi finalizzati ad approfondire queste tematiche. Da un lato sono state infatti realizzate numerose campagne di misura in periodi dell’anno e in contesti geografici differenti per poter investigare la variabilità stagionale delle concentrazioni in relazione a diversi parametri meteorologici e poter mettere a confronto livelli di concentrazione in corrispondenza di realtà emissive molto differenti sia per entità che per tipo di sorgente. Fra queste si cita il progetto statunitense SEARCH comprendente in 8 siti con caratteristiche differenti (urbano, rurale agricolo, rurale forestale, urbano residenziale, suburbano etc.) misure di ammoniaca gassosa e di componenti del PM2.5. Obiettivo tra gli altri del lavoro (E.S.Edgerton et al., 2006) era quello di indagare la variazione con la temperatura di parametri quale (NHx=NH3 + NH4+) o della frazione NH3/(NH3+NH4+) in relazione alla frazione di solfati contenuta nel PM2.5. Notevoli sforzi sono tuttora in corso anche per modellizzare il comportamento in atmosfera dell’ammoniaca e le sue implicazioni nella formazione di particolato secondario (R.T. Pavlovic et al, 2006; SY Wu et al., 2008). In questi studi, il trasporto e il destino dell’ammoniaca vengono simulati mediante l’utilizzo di sistemi di modelli chimico-dispersivi tri-dimensionali (CTMChemical Transport Model). Questi modelli si basano, oltre gli altri dati di ingresso, su inventari dettagliati per vari precursori, anche se lo sviluppo di inventari di ammoniaca è avanzato molto più lentamente di altri (Battye et al. 2003). Le emissioni di ammoniaca dipendono infatti da molti fattori come il tipo di animale, il peso e l’età, la composizione dell’alimentazione, il tipo di stabulazione degli animali, le tecniche di spandimento dei reflui, ma ovviamente anche dalle modalità e frequenze con cui avvengono tali pratiche. Il tipo ed andamento di utilizzo di fertilizzanti sono altrettanto importanti, cosi come le condizioni meteorologiche (temperatura ad es.), la composizione del parco veicolare, l’entità e l’andamento dei flussi di traffico etc. La stima di emissioni da ammoniaca fornita dagli inventari generalmente si riferisce al totale annuale e non sempre include profili temporali, associati invece alla variazione dei parametri meteorologici e al regime delle varie attività che concorrono alle sua formazione, che invece si modificano nel corso della giornata e dei mesi dell’anno. Lo sviluppo di inventari di ammoniaca più dettagliati sia nel dettaglio dei processi tenuti in conto nella stima che nella risoluzione temporale è oggetto di interessanti lavori in bibliografia (Zhang et al., 2005; Pinder et al. 2004). Altri studi si sono invece focalizzati sulla sensibilità dell’atmosfera, ai livelli di PM10, PM2.5, a interventi di riduzione delle emissioni di ammoniaca (Pinder et al, 2008). Gli studi mettono in luce come il sistema di aerosol inorganico di solfati, nitrati e ammonio possa rispondere non-linearmente a modifiche delle emissioni di precursori. Un esempio di risposte non-lineari di interesse è il potenziale aumento di nitrati quando il solfato viene ridotto (Dennis et al., 2008). Una sfida attualmente aperta nella modellistica di qualità dell’aria è proprio quella di produrre le concentrazioni di aerosol e dei suoi componenti in modo sempre più accurato anche al fine di riprodurre al meglio gli effetti non lineari sulla concentrazione finale di aerosol di interventi sulle emissioni. Alcuni studi per esempio si focalizzano sulla simulazione di scenari per valutare, in relazione al grado di disponibilità dell’ammoniaca, se possa essere più efficace agire con politiche di controllo in NOX piuttosto che di ammoniaca ai fini di ridurre la componente nel PM2.5 dei i nitrati d’ammonio (Baker & Sheff, 2007). Il quadro del materiale disponibile in bibliografia, ricco ed articolato ed in continuo sviluppo, se da un lato conferma il tema della valutazione dell’ammoniaca e delle sue implicazioni nella formazione del particolato atmosferico quale tema emergente, da un lato segnala la mancanza, salvo alcuni isolati esempi (Perrino, 2002; Perrino, 2004), di esperienze sul territorio nazionale. Nel ambito del progetto PARFIL, considerato l’interesse del tema, si è avviato in questa ultima annualità lo studio che verrà descritto nel seguito, che, avvalendosi di misure in continuo e di simulazioni modellistiche, cerca di fornire una prima valutazione dell’ammoniaca in atmosfera in alcuni siti del territorio lombardo. CAPITOLO 1 – SORGENTI DI AMMONIACA IN LOMBARDIA 1. 1 L’inventario di emissioni INEMAR della Regione Lombardia L’inventario di emissioni della Regione Lombardia, basato sul database IN.EM.AR (INventario EMissioni Aria), consente di ottenere la stima delle emissioni totali annue di macro e microinquinanti, disaggregate per attività emissiva ai vari livelli di classificazione SNAP (Selected Nomenclature for Air Pollution) e ripartite spazialmente su scala comunale. Secondo un definito ordine gerarchico, le fonti di emissioni vengono rappresentate dalla SNAP da attività (livello più dettagliato), raggruppate in settori e, a loro volta, accorpati in undici macrosettori. Dal sito (http://www.ambiente.regione.lombardia.it/inemar/inemarhome.htm) è possibile scaricare le stime dell’inventario regionale per ciascun comune della Lombardia riferite all’ultima edizione. Attualmente è disponibile quella per l’anno 2005 in versione “public review” e a questa versione si riferiscono tutte le stime di emissioni presentate nel seguito. 100.000 ton/anno 80.000 60.000 40.000 20.000 0 NH3 macrosettori 1-Produzione energia e trasform. combustibili 2-Combustione non industriale 3-Combustione nell'industria 5-Estrazione e distribuzione combustibili 4-Processi produttivi 6-Uso di solventi 7-Trasporto su strada 8-Altre sorgenti mobili e macchinari 9-Trattamento e smaltimento rifiuti 11-Altre sorgenti e assorbimenti 10-Agricoltura Figura 1.1 stima di emissioni totali di ammoniaca per macrosettori da inventario di emissioni regionale Complessivamente le emissioni di ammoniaca in Lombardia sono dovute, per la quasi totalità (il 96%), al macrosettore 10 (agricoltura), il rimanente 4% è dovuto al macrosettore 7 (traffico veicolare), ed, in misura minore, al macrosettore 4 (processi produttivi). La distribuzione spaziale delle emissioni totali di ammoniaca è data dalla sovrapposizione (somma) dei contributi da tali sorgenti, più o meno attive nelle varie porzioni del territorio regionale in relazione alle caratteristiche di uso del suolo, al profilo economico-produttivo, al livello di urbanizzazione etc.. In tab.1.1 sono riportate le emissioni per provincia mentre in fig.1.2 la mappa della densità di emissioni sul territorio lombardo. BG t/anno BS t/anno 2,2 2 Combustione non industriale 49 44 31 13 18 3 Combustione nell'industria 7,5 13 3,5 2,5 0,7 4 Processi produttivi 84 5,1 0,1 Macrosettore 1 Produzione energia e trasform. combustibili CO t/anno CR t/anno LC t/anno 1,2 LO t/anno MI t/anno 0,0 MN t/anno PV t/anno 8 17 13 20 0,3 4,7 24 21 721 3,3 SO t/anno VA t/anno LOMBARDIA t/anno 2,2 15 36 264 0,7 1,4 79 0,3 815 6 Uso di solventi 0,2 1,0 1,1 0,0 1,2 1,9 0,0 2,2 7,6 7 Trasporto su strada 302 392 152 129 110 100 793 120 177 61 236 2.572 8 Altre sorgenti mobili e macchinari 0,2 0,7 0,0 0,5 0,0 0,2 0,2 0,7 0,5 0,0 0,0 3,1 9 Trattamento e smaltimento rifiuti 26 25 8,7 7,0 17 42 14 16 10 166 8.281 26.516 784 16.040 484 7.580 6.302 20.450 6.819 1.382 845 95.483 3,4 11 6,8 0,9 0,0 0,3 0,8 0,4 4,0 3,0 31 8.753 27.009 985 615 7.706 7.881 20.628 7.054 1.462 1.134 99.423 10 Agricoltura 11 Altre sorgenti e assorbimenti Totale 16.195 Tab.1.1. stima di emissioni totali di ammoniaca per macrosettori e provincia da inventario di emissioni regionale Figura 1.2. mappa della densità di emissioni totali di ammoniaca da inventario di emissioni regionale Il macrosettore 10 comprende le emissioni dovute alle attività agricole (con e senza fertilizzanti e/o antiparassitari, pesticidi, diserbanti), alle attività di allevamento, considerando le diverse tipologie animali e le modalità di gestione dei reflui zootecnici (nelle fasi di ricovero, stoccaggio e spandimento) e infine l’attività di produzione vivaistica. Non essendo possibile una quantificazione diretta, tramite misurazioni, delle emissioni derivanti dal macrosettore agricoltura è stata effettuata una stima sulla base della seguente relazione: Ei = A ⋅ FEi [1] dove: Ei = emissione dell’inquinante i; A = indicatore dell’attività, ad es. n° capi animali, quantità di fertilizzante applicato alle colture; FEi= fattore di emissione dell’inquinante i All’interno del macrosettore 10, il sistema INEMAR, in accordo con quanto previsto dalla classificazione Corinair, individua i seguenti settori, per i quali viene specificato nella tabella 1.2 la fonte bibliografica da cui è stato ricavato il fattore di emissione FE. codice SNAP Attività Fonte dei FE 10.01 Coltivazioni con fertilizzanti Atmospheric Emission Inventory Guidebook dell'Agenzia Europea per l'ambiente EEA 10.02 Coltivazioni senza fertilizzanti Manuale dei Fattori di emissione nazionale dell’ANPA CTN-ACE (2002). 10.03 Combustione stoppie California Environmental Protection Agency (Air Resource Board), 2000; IPCC, 1997; ARPA, 2007 10.04 Fermentazione enterica APAT 2007 10.05 Gestione reflui riferita ai composti organici APAT 2007 10.09 Gestione reflui riferita ai composti azotati APAT 2007 10.10 Emissione di particolato dagli allevamenti RAINS (Lükewille et al., 2001); Elaborazione su studi UNIMI(Guarino, M., 2005) Tabella 1.2 Attività trattate da inventario di emissioni regionale e fonti bibliografiche dei relativi FE utilizzati La fonte degli indicatori utilizzati per la stima delle emissioni in agricoltura è l’ISTAT: http://www.istat.it/dati/dataset/20070613_00/indexep.html, ”Indagine sulla struttura e le produzioni delle aziende agricole (SPA) - Anno 2005” , che riporta la SAU ed il numero di capi (unità) a livello regionale; per la disaggregazione a livello comunale sono stati utilizzati come proxy il numero di capi e la SAU del 5° Censimento Generale Agricoltura del 2000. I fertilizzanti utilizzati per provincia sono stati tratti sempre dall’ISTAT: http://www.istat.it/agricoltura/datiagri/mezzipro/elecon.html. Più articolata è invece la stima nell’inventario regionale delle emissioni di ammoniaca da traffico veicolare basata sulla metodologia europea COPERT_IV. Nel seguito vengono quindi presentate le metodologie di stima per le emissioni dalle principali fonti: comparto zootecnico, coltivazioni e trasporti. 1.2 Stima delle emissioni di ammoniaca in Regione Lombardia dal comparto zootecnico Considerando le differenze strutturali gestionali del comparto zootecnico lombardo rispetto a quelle di altre regioni europee, vocate all’allevamento di bestiame, si è ritenuto opportuno non fare riferimento direttamente ai fattori di emissioni proposti nell’“Armospheric Emission Inventory Guidebook” dell’Agenzia Europea per l’ambiente EEA, bensì di utilizzare il set di fattori di emissione utilizzati da APAT per l’inventario nazionale (tabella1.3), per poter procedere a stime più coerenti con le condizioni climatiche e la realtà specifica della zootecnia lombarda. I fattori di emissione sono stati elaborati da APAT a partire da dati dell’inventario nazionale delle emissioni serie storica 1990-2005 (Italian Greenhouse Gas Inventory - National Inventory Report, 2007). Animali NH3 ricoveri NH3 stoccaggio NH3 spandimento NH3 totale g/capo anno Vacche da latte Altri bovini Bufalini Ovini Altri suini Cavalli Altri equini Caprini Ovaiole Broilers Altri avicoli Scrofe Conigli 15.458 6.805 12.927 218,5 2.446 3.238 3.238 218,5 116,5 80 183,3 5.133 339,6 20.361 9.152 17.027 0 1.987 0 0 0 61,9 46,4 106,4 4.421 134,6 12.654 5.581 12.250 456,7 1.401 2.749 2.749 456,7 42,8 27 62 3.117 70,8 48.473 21.537 42.204 675 5.834 5.987 5.987 675 221 153 352 12.671 545 Tabella 1.3. Fattori di emissione di NH3 per l’allevamento di animali (g/capo anno) – Fonte APAT 2007 Le emissioni dipendono quindi oltre che dai fattori di emissione dalla numerosità dei capi. Nella figura seguente si riporta la ripartizione desunta dall’ISTAT per tipo di capi a livello regionale 51% 26% 1% 10% 8% 1% 3% Vacche da latte Altri bovini Bufalini Ovini Suini Scrofe Cavalli Asini e muli Caprini Galline ovaiole Pollastri Altri avicoli Cuniculi Struzzi Figura 1.3 ripartizione per tipologia di capi a livello regionale per anno 2005 Emissioni di NH3 in Lombardia nel 2005 allevamento-gestione reflui riferita ai composti azotati 30.000 ton/anno 25.000 20.000 15.000 10.000 5.000 ig li C on i lin Bu fa ul i e M ap re C ... ) oc he i( As in i an at re Po lla st ri ov ai ol e al lin e Pe co re e of Sc r C av al li G av ic ol M ai al i da in gr as so bo v Al tri Va cc he da la t te in i 0 Al tr i Figura 1.4 stima di emissioni di ammoniaca da allevamento per tipo di capi da inventario di emissioni regionale Figura 1.5 mappa della densità di emissioni di ammoniaca da allevamento da inventario di emissioni regionale 1.3 Stima delle emissioni di ammoniaca in Regione Lombardia coltivazioni dal comparto delle Come per le edizioni precedenti anche per il 2005 si è fatto riferimento alla metodologia proposta dall’“Atmospheric Emission Inventory Guidebook” dell’Agenzia Europea per l’ambiente EEA. Il capitolo relativo alle emissioni prodotte dalle attività di coltivazione dei terreni agrari considera i seguenti inquinanti: NH3, N2O, NOx , generati dall’applicazione ai suoli agricoli di fertilizzanti, che nel contesto preso in esame sono quelli a base azotata, e il CH4 derivante dalle risaie. La tipologia e il quantitativo di inquinanti emessi è influenzata dalle dosi, dal tipo di fertilizzante utilizzato, dal tipo di suolo (parametri specifici caratteristici: chimico-fisici-agronomici) e infine dalle condizioni pedoclimatiche. Per ottenere una stima emissiva con un livello di dettaglio comunale è stato elaborato uno specifico algoritmo che prendesse in considerazione il fabbisogno azotato (Kg/ha) per singola coltura, gli ettari di superficie agraria utilizzabile (S.A.U.) comunale dedicati alle diverse tipologie colturali e le tonnellate di fertilizzanti azotati venduti per provincia. Il fertilizzante applicato alle coltivazioni viene calcolato utilizzando il quantitativo di venduto e il fabbisogno azotato delle diverse colture (derivato dal codice di buona pratica agricola, approvato con DM 19 aprile 1999, e dalle indicazioni fornite dal Settore Agricoltura delle Province di Mantova e Pavia). Gli ettari di S.A.U. dedicati alle diverse tipologie colturali sono stati utilizzati per disaggregare a livello comunale il dato emissivo calcolato. Per quanto riguarda il comparto delle coltivazioni sono stati considerati il numero di ettari S.A.U. (superficie agraria utilizzabile) investiti alle diverse colture (Tab.1.5) ed il quantitativo provinciali di concime azotato venduto nel 2005, reperito dal sito ISTAT (Tab.1.4). Tipo coltura Superficie (ha) Tipo coltura Superficie (ha) frumento tenero e spelta 54.706 fiori e piante in serra 279 frumento duro 4.378 fiori e piante in tunnel, campane 255 segala 300 piantine orticole 24 orzo 24.354 piantine floricole ed ornamentali 96 avena 1.037 altre piantine 6 granoturco 283.795 erba medica 61.924 riso 94.415 altri preati avvicendati 7.956 sorgo 284 granoturco in erba 2.017 altri cereali 1.896 granoturco a maturazione cerosa 84.089 pisello proteico 3.980 altri erbai 5.384 pisello secco 1.095 sementi 113 fagioli secchi 178 vite 24.933 fava 127 olivo 719 lupino dolce 154 melo 1.169 altri leguni secchi 181 pero 1.660 patata 1.647 pesco 689 barbabietola da zucchero 14.082 nettarina 268 piante sarchiate da foraggio 776 albicocco 61 tabacco 136 altra frutta di origine temperata 292 colza e ravizzone 232 actinidia (kiwi) 278 girasole 1.960 nocciolo 8 soia 20.406 castagno 376 piante aromatiche, medicinali, condimenti 7 altra frutta 24 pomodoro da mensa 1.037 vivai fruttiferi 80 pomodoro da industria 4.382 vivai piante ornamentali 3.168 altre ortive 4.469 altri vivai 288 ortive in tunnel, campane ecc. 1.066 coltivazioni legnose agrarie in serra 17 fiori e piante in piena aria 787 altre coltivazioni legnose agrarie 1.171 Tab. 1.4 Superficie agraria utilizzabile (S.A.U.) investita dalle diverse coltivazioni in Lombardia nel 2005 Nitrati CalcioSolfato (ammonico PROVINCE cianamide ammonico e di calcio) Varese Como Sondrio Milano Bergamo Brescia Pavia Cremona Mantova Lecco Lodi Lombardia 74 32 0 78 7 4 2,339 1 92 1 2,627 812 822 74 6,954 6,420 18,193 9,615 7,126 12,039 122 1,596 63,774 55 35 2,665 4 91 973 522 766 1 5,112 Urea 1,418 481 85 21,715 5,077 25,296 38,411 24,091 24,615 44 11,421 152,653 Tab.1.5 Vendite provinciali di concimi azotati in tonnellate/anno nel 2005 Altri azotati 0 1 5,421 599 1,322 2,834 3,665 14,455 0 1,461 29,758 Totale Azotofosfatici Azotopotassici Binari Ternari 2,359 1,371 159 36,834 12,107 44,906 54,171 35,405 51,967 166 14,480 253,924 162 97 1 5,552 942 433 9,499 2,974 5,466 31 2,733 27,890 17 11 1 907 1,141 3,010 10,519 4,030 3,052 0 168 22,855 179 108 2 6,459 2,083 3,443 20,018 7,003 8,518 31 2,901 50,745 1,350 1,183 366 23,934 7,114 18,085 18,234 18,531 24,087 147 2,571 115,603 Emissioni di NH3 in Lombardia nel 2005 agricoltura-coltivazioni 12.000 ton/anno 10.000 8.000 6.000 4.000 2.000 0 Coltivazioni permanenti Terreni arabili Risaie Vivai Foraggere Foraggere (senza fertilizzanti) Figura 1.6 stima di emissioni di ammoniaca da coltivazioni per tipo di tipo di colture da inventario di emissioni regionale Figura 1.7 mappa della densità di emissioni di ammoniaca da coltivazioni da inventario di emissioni regionale 1. 4 Stima delle emissioni di ammoniaca in Regione Lombardia dal traffico L’ammoniaca, analogamente al protossido di azoto, deriva dai processi chimici che avvengono nel catalizzatore delle auto a benzina (auto benzina Euro). Per il calcolo nell’inventario regionale delle emissioni da trasporto su strada vengono usati gli algoritmi proposti dalla metodologia Corinair COPERT (versione IV), con l’usuale distinzione tra guida non-urbana (autostrade e altre strade principali) e guida urbana. È stata raccolta e processata un’enorme quantità di dati di traffico disponibili in Regione Lombardia, relativi al periodo 19952001. Tali dati sono stati elaborati per 9000 sezioni stradali, 4 categorie di veicoli (automobili, veicoli leggeri < 3.5 t, veicoli pesanti > 3.5 t e autobus, motocicli > 50 cm3). Sono stati considerati profili di distribuzione temporale dei veicoli per 4 stagioni, 3 diversi giorni (giorno lavorativo, sabato e domenica) e 4 fasce orarie. Tutti i dati disponibili sono stati quindi processati da un modello di assegnazione del traffico al fine di calcolare sia i flussi di traffico che la velocità di guida in una rete stradale con circa 30.000 archi orientati, comprendente tutte le strade principali, ed escludendo le strade con un traffico a carattere prevalentemente locale. Gli inquinanti che sono stimabili attraverso il modello sono: ossidi di azoto (NOx), protossido di azoto (N2O), biossido di zolfo (SO2), composti organici volatili (VOC, Volatile Organic Compounds), metano (CH4), monossido di carbonio (CO), biossido di carbonio (CO2), ammoniaca (NH3), particolato totale (PM, Particulate Matter), metalli pesanti: piombo (Pb), cadmio (Cd), rame (Cu), cromo (Cr), nichel (Ni), selenio (Se) e zinco (Zn), IPA, diossine, furani, superficie attiva del particolato, numero di particelle solide di varie granulometrie. Occorre rilevare che il grado di precisione delle stime varia a seconda del tipo di inquinante considerato. Mentre per quanto riguarda gli inquinanti tradizionali (NOx, CH4, N2O, CO, NH3, PM, VOC totali) e i consumi di combustibile (da cui derivano le emissioni di CO2, SO2 e metalli) le stime sono da ritenersi molto affidabili, per quanto riguarda i singoli composti organici volatili suddivisi dal modello nelle varie famiglie (idrocarburi alifatici, aromatici, ecc.), gli IPA, diossine e furani, i risultati sono affetti da una maggiore incertezza, in quanto risentono fortemente della composizione merceologica dei combustibili utilizzati, che può variare nel tempo e nelle diverse realtà territoriali. Per questi ultimi inquinanti perciò i valori in uscita dal modello sono da ritenersi validi solo relativamente all’ordine di grandezza. Le emissioni di ammoniaca dagli autoveicoli e dai veicoli leggeri sono calcolate nell’inventario regionale secondo la metodologia europea COPERT_IV che le stima mediante la seguente formula: FE (NH3) = (a . M + b) EFbase dove M è la percorrenza accumulata e EFbase,a e b sono riportate in alcune tabelle e differiscono per tenore di zolfo nel combustibile e condizioni di guida (urbano, rurale, autostrada). Si riporta a titolo di esempio la tabella per il calcolo del fattore di emissione a caldo per automobili a benzina su ciclo di guida urbano. 3.000 Emissioni di NH3 in Lombardia nel 2005 da traffico 2.500 t/anno 2.000 1.500 1.000 500 0 Automobili Veicoli leggeri < 3.5 t Veicoli pesanti > 3.5 t e autobus Ciclomotori (< 50 cm3) Motocicli (> 50 cm3) tipo di veicoli Figura 1.8 stima di emissioni di ammoniaca da traffico per classe di veicolo da inventario di emissioni regionale Figura 1.9 mappa della densità di emissioni di ammoniaca da traffico da inventario di emissioni regionale CAPITOLO 2 - SITI DI MISURA 2.1 Descrizione dei siti di monitoraggio PARFIL Le misure di ammoniaca in continuo sono state effettuate in tre siti caratterizzati da diversa morfologia del terreno, uso del suolo e condizioni meteo climatiche: • Sito urbano: Milano • Sito fondo (agricolo): Corte dè Cortesi • Sito fondo: Moggio La stazione di monitoraggio di Milano-Pascal è ubicata all’interno di un parco giochi comunale nella zona universitaria. A circa 10 m è presente una strada chiusa al traffico adibita a parcheggio per il Politecnico di Milano. Le strade più vicine (Via Bassini e Via Ponzio) si trovano a circa 100 m dal punto di posizionamento della cabina; nelle ore diurne sono percorse da volumi di traffico abbastanza intensi, mentre hanno un traffico quasi assente a partire dalle 20 a causa della tipologia di insediamenti presenti nella zona. Il sito è classificato come stazione urbana di fondo, secondo quando definito nella Decisione 2001/752/CE. La stazione di rilevamento di Corte de Cortesi è collocata in area rurale in provincia di Cremona, ai margini della zona golenale del fiume Oglio, a circa 400 metri dall’abitato. Il territorio è interessato pressoché unicamente da attività agricole, in particolare da coltivazioni di mais o foraggio per alimentazione animale. Unica eccezione, ma estremamente rilevante per quanto riguarda l’ammoniaca, risulta essere l’allevamento di suini che è situata a meno di 100 m dalla cabina, anche se su un livello più basso di circa 6 m, trovandosi già in zona di golena. L’allevamento ospita una popolazione media di 2000/2200 suini. Strade, attività industriali e/o artigianali risultano essere distanti dal sito di monitoraggio. Il sito rurale di Moggio (1194 m s.l.m.) è localizzato in Valsassina (provincia di Lecco) al confine con la provincia di Bergamo. Si inserisce in un ambito prealpino, localizzato in un’area pianeggiante, circondato dalle prealpi orobiche. Nell’area non vi sono fonti emissive significative di ammoniaca. D’altra parte, con alcune condizioni meteorologiche, il sito può essere esposto alla circolazione di masse d’aria provenienti dalla pianura fortemente antropizzata, posta a sud, che si incanalano nella Valsassina, raggiungendo pertanto Moggio. Figura 2.1 localizzazione dei siti di misura in continuo dell’ammoniaca appartenenti alla rete di monitoraggio della qualità dell’aria di ARPA Lombardia. 2.2 Stima delle emissioni di ammoniaca nei tre siti PARFIL Nella figura seguente è riportata la stima in % di emissioni prevista dall’inventario regionale. Il peso delle fonti in realtà varia in relazione alle caratteristiche di tipo ed uso del suolo, livello di urbanizzazione del sito ed è descritta dalla successiva tabella. MILANO Trasporto su strada 0,2% 5,1% 1,0% Coltivazioni Allevamento Combustione non industriale 44,0% 22,8% Combustione nell'industria Trattamento e smaltimento rifiuti 26,9% CORTE DEI CORTESI MOGGIO 0,1% 0,4% 18,9% 12,7% 37,7% 44,9% 80,6% 4,8% Figura 2.2 ripartizione in % per tipo di fonte delle emissioni di ammoniaca totali comunali stimate da inventario di emissioni regionale per i comuni dei tre siti PARFIL MACROSETTORI Trasporto su strada Agricoltura Combustione non industriale Combustione nell'industria Trattamento e smaltimento rifiuti Altre sorgenti mobili e macchinari Totale Milano t/anno 132.9598 150.1418 2.9752 0.7138 15.4422 0.0102 302.2429 Moggio t/anno 0.2978 0.3923 0.1003 0.0009 0 0 0.7913 Corte De' Cortesi t/anno 0.4684 106.1457 0.0728 0.0003 0 0 106.6873 Tabella 2.1 ripartizione in per tipo di fonte delle emissioni di ammoniaca totali comunali stimate da inventario di emissioni regionale per i comuni dei tre siti PARFIL (Inemar) CAPITOLO 3 – PRINCIPIO DI MISURA ANALIZZATORI DI AMMONIACA La misura in continuo di ammoniaca in aria ambiente ha avuto inizio dalla fine del 2006, con l’implementazione di tre analizzatori API mod. 201E nella rete di monitoraggio della qualità dell’aria di ARPA Lombardia. Questo tipo di analizzatore misura con cadenza oraria oltre all’ammoniaca (NH3), anche monossido (NO), biossido (NO2) e ossidi totali di azoto (NOX). Infatti non è altro che un analizzatore di ossidi di azoto modificato, con l’aggiunta di un opportuno convertitore per l’NH3. Il principio di misura è quindi quello della chemiluminescenza, cioè la concentrazione di NO, presente nel campione di aria ambiente, è proporzionale all’intensità della radiazione emessa (hv) dalle reazioni chimiche NO + O3 → NO2* +O2 NO2*→NO2 + hv (1) Poiché la reazione è selettiva per il solo monossido di azoto (NO), la determinazione delle altre forme ossidate dell’azoto presenti in ambiente (espresse poi complessivamente come NO2 in quanto specie chimica principale e di maggior rilevanza sanitaria) avviene per via indiretta, operando sul campione la riduzione delle stesse ad NO, secondo la reazione: 3NO2 + Mo → 3NO + MoO3 (2) mediante l’utilizzo di un convertitore al molibdeno collocato a monte della camera di misura ed operante ad una temperatura di circa 350°C ( ± 25°C in funzione delle specifiche dell’analizzatore). La concentrazione di NH3 è determinata in modo indiretto come nel caso dell’NO2: l’NH3 presente nel campione d’aria ambiente viene ossidata ad NO, mediante un convertitore catalitico secondo la seguente reazione chimica 4NH3 + 5O2 → 4NO + 6H2O (3) operante ad altissima temperatura (825°C), posizionato anch’esso a monte della camera di misura. Il funzionamento dell’analizzatore, stante le considerazioni generali sopra illustrate, può essere così riassunto e schematizzato; 1) determinazione di NO: il campione è immesso direttamente nella camera di reazione e qui miscelato con ozono. La reazione (1) produce la caratteristica chemiluminescenza con intensità proporzionale alla concentrazione di NO. 2) determinazione degli NOX (meno NH3): il campione transita nel convertitore al molibdeno per la riduzione di ogni forma ossidata di azoto (NO2,….) a NO (2). Quindi il campione giunge alla camera di reazione dove l’NOx (NO+NO2) viene determinato mediante la (1) 3) determinazione degli ossidi di azoto totali (compreso NH3) TNx: : il campione transita nel convertitore catalitico dove si ha la conversione sia di NH3 che NOx a NO, rispettivamente secondo la (3) e (2). Quindi il campione giunge alla camera di reazione dove viene determinato mediante la (1) come TNx (NO+NO2+NH3). 4) Da queste tre misure dirette, il software dello strumento calcola e rende disponibili le concentrazioni di NO2 e NH3, secondo le seguenti equazioni: NO2 = (NOx – NO) x (efficienza % convertitore molibdeno) NH3 = (TNx – NOx) x (efficienza % convertitore catalitico) Ovviamente quanto sopra illustrato rappresenta un’estrema semplificazione dei calcoli effettuati dai sistemi di gestione degli analizzatori, dove variabili come le pressioni, temperature e portate nelle singole sezioni dello strumento, sono invece adeguatamente inserite negli algoritmi di calcolo. CAPITOLO 4 - RISULTATI 4.1 Confronto delle misure effettuate nei 3 siti PARFIL Le misure di ammoniaca nei siti PARFIL sono state effettuate con tre analizzatori (API 201E) che rilevano in continuo con risoluzione temporale oraria. Gli strumenti di Milano e Corte dé Cortesi sono stati installati a fine 2006, mentre quello di Moggio a fine marzo 2007. I dati considerati sono quelli rilevati da gennaio 2007 a settembre 2008. Il dataset di Moggio presenta alcune discontinuità legate alla raggiungibilità del sito, piuttosto che ad eventi naturali come fulmini, ect. I grafici 4.1 e 4.2 riassumono gli andamenti delle concentrazioni medie mensili e massime orarie mensili. Le misure effettuate presso la stazione di monitoraggio di Corte dé Cortesi, mostrano valori decisamente più elevati, in alcuni casi oltre i 100 ppb come media mensile, rispetto a quelli misurati negli altri siti. D’altra parte questa stazione è situata in prossimità di una grande sorgente emissiva di NH3 quale un allevamento di oltre 2000 suini, e circondata da terreni interessati allo spandimento di liquami da allevamento animale (bovini, suini, ecc.). Infatti si osservano massime orarie estremamente elevate nei mesi di marzo 2007, settembre 2007 e settembre 2008, che in alcuni casi raggiungono valori pari a 900 ppb. Questi periodi risultano essere tipici per lo spandimento di liquame sui terreni arabili. I valori di concentrazione rilevati a Milano sono misurati in un sito di fondo urbano, lontano da fonti emissive dirette di ammoniaca, agricole ma anche da traffico, tipica sorgente emissiva dell’ambiente urbano, e quindi risultano essere nettamente inferiori, dell’ordine dei 20 ppb. Le concentrazioni misurate a Moggio sono le più basse, in alcuni casi vicino al limite di rilevabilità degli strumenti utilizzati. D’altra parte questo sito si trova in Valsassina, in un area prealpina, lontano da qualsiasi fonte emissiva. Le concentrazioni medie mensili non mostrano una grande variabilità e si attestano intorno ai 5 ppb per tutto il periodo in esame. Si sono analizzati i giorni tipo stagionali e l’andamento annuale relativo al 2007. A Corte dé Cortesi il giorno tipo è influenzato sia dalle emissioni dell’allevamento che dalle caratteristiche dispersive dell’atmosfera e ha il tipico andamento dei siti vicino a fonti emissive importanti (Erisman, 2000), con un massimo al mattino e un minimo durante il giorno, perché durante la notte in condizioni di stabilità atmosferica, vi è l’accumulo di NH3, che si disperde successivamente in presenza di turbolenza convettiva. Le concentrazioni in estate risultano essere più elevate. Infatti in questo periodo le temperature più alte favoriscono la riduzione di nitrato d’ammonio in favore dell’ammoniaca (Perrino, 2002). Il giorno tipo relativo al sito di Milano non presenta grande variazioni temporali durante la giornata. Le concentrazioni estive in questo caso risultano essere inferiori rispetto a quelle invernali: si può ipotizzare che le condizioni di stabilità atmosferiche, di maggior dispersione in estate e di accumulo in inverno, giocano un ruolo predominante rispetto ad altro. A Moggio il giorno tipo presenta un tipico trend da sito di background con un massimo durante il giorno. Infatti, durante la notte le condizioni di stabilità impediscono il trasporto long-range, che invece domina durante il giorno (Erisman, 2000). T rend delle concentrazioni medie mensili di NH3 140 moggio milano corte de cortesi 120 100 ppb 80 60 40 20 e br m os to se tte li o ag no lu g o ug gi ag gi r il e m ap zo io ar m ra ai o bb fe nn ge br e e br ce m di re no ve m e to b br m ot os to se tte li o ag no lu g o gi ug gi ag zo r il e m ap ar m ra bb fe ge nn ai o io 0 2008 2007 Figura 4.1 andamento temporale delle concentrazioni medie mensili di ammoniaca misurate negli anni 2007 – 2008 nei tre siti PARFIL Trend delle concentrazioni massime orarie mensili di NH3 1000 900 moggio milano corte de cortesi 800 700 ppb 600 500 400 300 200 100 ag gi o gi ug no lu gl io ag os to se tte m br e ot to no bre ve m br di ce e m br e ge nn ai o fe bb ra io m ar zo ap ril e m ag gi o gi ug no lu gl io ag o se st o tte m br e ile m ap r ge nn ai o fe bb ra io m ar zo 0 2007 2008 Figura 4.2 andamento temporale delle concentrazioni massime orarie mensili di ammoniaca misurate negli anni 2007 – 2008 nei tre siti PARFIL Giorno tipo stagionale - Corte dé Cortesi anno 2007 160 140 120 ppb 100 80 60 40 gennaio-marzo 07 aprile-giugno 07 luglio-settembre 07 ottobre-dicembre 07 2007 20 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 ore del giorno Figura 4.3 giorno tipo stagionale ed annuale per il 2007 – Corte dé Cortesi Giorno tipo stagionale - M ilano anno 2007 30 25 ppb 20 15 10 gennaio-marzo 07 aprile-giugno 07 luglio-settembre 07 ottobre-dicembre 07 2007 5 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 ore del giorno Figura 4.4 giorno tipo stagionale ed annuale per il 2007 – Milano 22 23 24 Giorno tipo stagionale - M oggio anno 2007 8 7 6 ppb 5 4 3 aprile-giugno 07 luglio-settembre 07 ottobre-dicembre 07 2 1 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 ore del giorno Figura 4.5 giorno tipo stagionale ed annuale per il 2007 – Moggio Giorno tipo stagionale - Corte dé Cortesi anno 2008 160 140 120 ppb 100 80 60 40 20 gennaio-marzo 08 aprile-giugno 08 luglio-settembre 08 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 ore del giorno Figura 4.6 giorno tipo stagionale – Corte dé Cortesi 21 22 23 24 Giorno tipo stagionale - M ilano anno 2008 30 25 ppb 20 15 10 gennaio-marzo 08 aprile-giugno 08 luglio-settembre 08 5 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 ore del giorno Figura 4.7 giorno tipo stagionale – Milano Giorno tipo stagionale - M oggio anno 2008 10 8 ppb 6 4 gennaio-marzo 08 aprile-giugno 08 2 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 ore del giorno Figura 4.8 giorno tipo stagionale – Moggio 18 19 20 21 22 23 24 4.2 Confronto delle misure con i dati meteo Considerando gli effetti delle variabili meteorologiche sulle concentrazioni di ammoniaca, come per tutti gli inquinanti la dispersione e l’abbattimento sono determinati dall’intensità del vento e delle precipitazioni, mentre l’accumulo e la diluizione sono regolati dall’altezza dello strato di rimescolamento. Più nello specifico si considera il parametro umidità relativa, che favorisce reazioni chimiche che coinvolgono l’ammoniaca. Nel grafico seguente sono messe a confronto le medie mensili di NH3 e di umidità relativa a Corte de’ Cortesi. Le concentrazioni di NH3, se si escludono i dati relativi ai mesi in cui viene effettuato lo spandimento dei liquami (febbraio-marzo e ottobre), mostrano valori più elevati nei mesi estivi rispetto ai mesi invernali; il comportamento dell’umidità relativa è invece l’opposto. Ciò può essere interpretato tramite le reazioni chimiche che in presenza di umidità relativa elevata favoriscono la riduzione dell’ammoniaca e la formazione di nitrato d’ammonio (Baek, 2004). Altri parametri meteorologici considerati, come la temperatura e la radiazione solare, non hanno messo in evidenza correlazioni significative Corte de' Cortesi Confronto medie mensili NH3 e umidità relativa 150 100 NH3 umidità relativa 140 90 130 120 80 110 70 100 60 80 50 70 60 40 50 30 40 30 20 20 10 10 0 0 gen07 feb07 mar07 apr- mag- giu07 07 07 lug07 ago07 set07 ott07 nov07 dic07 gen08 feb08 mar08 apr- mag- giu08 08 08 lug08 ago08 set08 Figura 4.9 confronto delle concentrazioni medie mensili di NH3 e umidità relativa % ppb 90 4.3 Confronto con dati di letteratura Le concentrazioni medie sul periodo di misura (gennaio 2007 – settembre 2008) sono risultate nei tre siti indagati molto differenti tra di loro. I valori medi sono stati infatti pari a 13 µg/m³ a Milano, 4 µg/m³ a Moggio (LC) e 65 µg/m³ a Corte de’ Cortesi (CR). Per ciascun sito sono state predisposte tabelle contenenti dati di letteratura per effettuare confronti con misure in siti di tipologia similare. Nel caso di Milano, sito urbano di fondo, il confronto ha mostrato che dati simili sono stati misurati a Roma ed in altre città europee (Salzburg, Manchester), mentre valori inferiori sono stati ottenuti in città statunitensi. Nel caso di Moggio, sito prealpino di fondo, i dati sono confrontabili con misure effettuate a Roma (sito rurale) ed in Austria, mentre, anche in questo caso, misure nel Nord America risultano inferiori. Il sito agricolo di Corte de’ Cortesi infine risulta avere concentrazioni più elevate rispetto alle stazioni rurali che si ritrovano in letteratura. Valori similari sono stati riscontrati solo in alcuni studi effettuati negli Stati Uniti e a Montichiari (BS), che avevano in comune la vicinanza ad allevamenti di suini. Il posizionamento del punto di misura di Corte de’ Cortesi, a meno di 100 m da un insediamento analogo, lascia presupporre che l’influenza di quest’ultimo sia particolarmente significativa e che il sito considerato, in riferimento alle concentrazioni di NH3, non sia rappresentativo di una vasta area, bensì di una tipologia ben specifica di attività antropica. Località New York, Manhattan New York, Bronx Alabama, USA Georgia, USA Mississippi, USA Florida, USA Manchester, UK Manchester, UK Munich, D Salzburg, AUT Roma Milano Tipo di sito urbano, residenziale urbano, residenziale urbano, ind-res urbano, ind-res urbano, residenziale urbano, residenziale urbano urbano urbano urbano urbano, traffico urbano, residenziale NH3 - Stazioni urbane Range NH3 (µg/m³) (min-max) (µg/m³) 3.5 0.6-11.0 2.2 0.1-7.0 0.88 0.16-2.42 1.73 0.13-6.23 0.40 0.04-1.17 0.53 0.13-2.15 0-13 0-21.8 6.3 2.4-11.0 5.7 2.7-28.0 3.8-45.6 13 3-38 Periodo di misura lug-99 - giu-00 lug-99 - giu-00 2004 2004 2004 2004 inverno 04-05-06 estate 04-05-06 ago-00 - gen-01 ago-00 - gen-01 mag-01 - mar-02 gen-07 - set-08 Metodo di misura Bibliografia denuders Bari, 2003 denuders Bari, 2003 denuders Edgerton, 2007 denuders Edgerton, 2007 denuders Edgerton, 2007 denuders Edgerton, 2007 denuders/passivi Whitehead, 2007 denuders/passivi Whitehead, 2007 passivi Loflund, 2002 passivi Loflund, 2002 passivi Perrino, 2002 automatico Tabella 4.1. Confronti con valori di letteratura per stazioni urbane Località Roma USA Canada Roma USA Bettola (PC) Bavaria e Austria Moggio (LC) Tipo di sito rurale rurale, foresta rurale rurale montagna rurale rurale rurale NH3 - Stazioni rurali di fondo Range Metodo di NH3 (µg/m³) (min-max) Periodo di misura misura (µg/m³) 2.4 1.2-3.9 primavera 2001 - estate 2002 denuders/passivi 0.17 0.01-1.15 2004 denuders 0.41-1.63 1992-1994 denuders 1.89 febbraio e luglio 2002 denuders 1.6 0.1-6.1 ago-02 denuders 3.5 3.2-3.9 inverno 2006 passivi 2.4-4.3 0.1-32 passivi 4 0-9 apr-07 - ott-08 automatico Tabella 4.2. Confronti con valori di letteratura per stazioni rurali di fondo Bibliografia Perrino, 2002 Edgerton, 2007 Brook, 1997 Perrino, 2004 Olszyna, 2005 Biraghi, 2006 Loflund, 2002 NH3 - Stazioni rurali di tipo agricolo Range NH3 (µg/m³) (min-max) Località Tipo di sito Periodo di misura (µg/m³) Svizzera agricolo estensivo 1.7 autunno 1999 - autunno 2000 Svizzera agricolo intensivo 6.2 autunno 1999 - autunno 2000 Milano rurale 12 6.9-23.1 Pozzo d'Adda (MI) rurale 10.5 6.9-13.2 autunno-inverno 2004 Dovera (CR) rurale 21.8 19.9-23.7 autunno-inverno 2004 Treviglio (BG) rurale 14.2 autunno-inverno 2004 Lodi rurale 15 13.1-16.8 autunno-inverno 2004 Cavacurta (LO) rurale 23.7 gennaio-aprile 2005 Cremone rurale 9.8 8.7-10.7 gennaio-aprile 2005 Lodi semirurale 22 gennaio-aprile 2005 Dovera (CR) rurale 31.2 19-44 inverno 2006 Cavacurta (LO) rurale 22.2 17-30 inverno 2006 Olanda rurale 6.6 1-18 set-00 set-01 Olanda prossimità di allevamenti 27 set-00 set-01 Olanda rurale 12.8 0.7-57.6 ott-97 - apr-90 USA prossimità di allevamenti di suini 77.9 mag-lug 1998 USA prossimità di allevamenti di suini 15.7 mag-lug 1998 Montichiari (BS) urbano ed extraurbano 12-31 ago-05 Montichiari (BS) prossimità di allevamenti 15-93 ago-05 Corte de' Cortesi (CR) prossimità di allevamenti di suini 65 13-234 gen-07 - ott-08 Metodo di misura Bibliografia passivi passivi Thoni, 2003 Thoni, 2003 passivi passivi passivi passivi passivi passivi passivi passivi passivi passivi passivi denuders denuders denuders passivi passivi automatico Tabella 4.3. Confronti con valori di letteratura per stazioni rurali di tipo agricolo Van Pul, 2004 Van Pul, 2004 Hoek, 1996 Baek, 2003 Baek, 2003 ARPA BS, 2005 ARPA BS, 2005 CAPITOLO 5 – SIMULAZIONI MODELLISTICHE Sono stati simulati con la catena modellistica ARIA Regional implementata presso U.O. Modellistica di ARPA Lombardia due periodi di una settimana per la costruzione di un caso base o di riferimento. Quindi sugli stessi periodi sono stati simulati alcuni scenari variando le emissioni di ammoniaca in modo differenziato su una porzione del territorio e sull’intero dominio di calcolo. Si sono quindi estratte le concentrazioni simulate nei vari scenari e confrontate con il caso base. Nel seguito si riporta una descrizione del sistema modellistico, degli scenari ipotizzati e dei risultati ottenuti. 5.1 Descrizione del sistema modellistico Il sistema modellistico utilizzato per le simulazioni è ARIA Regional, sviluppato dalla società AriaNET srl. Il nucleo del sistema, il modello euleriano FARM, appartiene alla famiglia di modelli che vanno sotto il nome di Chemical Transport Model (CTM), in grado di trattare i processi di trasporto e di dispersione per azione del vento e del rimescolamento atmosferico oltre che i principali processi di formazione e rimozione degli inquinanti di natura chimico-fisica. Il sistema è complesso ed è costituito dai seguenti moduli: - - modello di trasporto, diffusione e chimica dell’atmosfera (FARM con implementati il meccanismo chimico per gli inquinanti gassosi e modulo per la stima del particolato aerodisperso, comprensivo della componente carboniosa); processori per l’organizzazione delle misure meteorologiche; modello diagnostico per la ricostruzione dei campi di vento, temperatura ed umidità (MINERVE); modello per la stima dei parametri che descrivono la turbolenza atmosferica e per la determinazione della velocità di deposizione secca degli inquinanti gassosi (SURFPRO); modulo per l’elaborazione di inventari di emissione e la preparazione dei files emissivi in input al modello FARM (Emission Manager); moduli per la preparazione delle condizioni iniziali ed al contorno al modello FARM appogiantisi al database regionale di qualità dell'aria. Il cuore del sistema, il modulo chimico dispersivo FARM, è lo stesso incluso nella catena che ENEA, su incarico del Ministero per l’Ambiente ed in collaborazione con AriaNET srl e IIASA (International Institute for Applied Systems Analysis), ha sviluppato nell’ambito del progetto MINNI. Per armonizzare al meglio le concentrazioni misurate con quelle calcolate, vengono utilizzate opportune tecniche di assimilazione. Gli algoritmi alla base della cosiddetta assimilazione fanno si che in un intorno di alcuni punti di misura, scelti in modo da essere rappresentativi di un’area sufficientemente ampia, i valori calcolati siano corretti interpolandoli con il valore misurato, in modo da compensare eventuali errori sistematici nel calcolo. Il sistema appena descritto viene utilizzato correntemente da ARPA Lombardia a più scopi, quali valutazione modellistica annuale della qualità dell’aria, la ricostruzione di episodi critici di ozono e particolato PM10, l’analisi dell’impatto sulla qualità dell’aria di scenari emissivi. Infine dall’inizio del 2007 il sistema viene quotidianamente utilizzato in modalità operativa di ‘tempo quasi reale” o Near Real Time (NRT) per la costruzione e la pubblicazione sul sito di ARPA di mappe di inquinamento giornaliere [http://www.arpalombardia.it/qaria/doc_DistribSpazialeCalcolata.asp]. Misure rete Radiosondaggi ECMWF Uso del suolo Orografia MINERVE SURPRO Tabelle disaggregazione e speciazione INEMAR APAT EMEP EMISSION MANAGER u v w T P RH Emissioni puntuali e diffuse Vd K H KV Sotto - sistema METEO CHIMERE Sotto -sistema EM ISSIONI IC e BC Sotto - sistema C HIM ICO - TRA SPORTO FARM Campi concentrazione VALUTAZIONE QUALITÀ ARIA Sotto - sistema PO STP RO CESSING Il sistema modellistico ARIARegional 5.2 Il caso di riferimento Il sistema è stato applicato ad un dominio di 244 · 236 km2 che copre l'intera Lombardia, con passo di griglia 4 km e 11 livelli verticali fino a 8000 m di quota. Le simulazioni si riferiscono a una settimana estiva e una invernale: 1-7 agosto 2007 e 14-20 gennaio 2007. I campi meteorologici utilizzati provengono dall'integrazione fra misure della rete di monitoraggio ARPA e campi a scala sinottica simulati dall'ECMWF (European Centre for Medium-Range Weather Forecatsts). Il modello è inizializzato alla mezzanotte di ogni giorno, con condizioni iniziali corrette mediante una procedura di assimilazione che tiene conto dei dati misurati. I dati utilizzati per le condizioni al contorno e iniziali provengono da simulazioni a grande scala del modello Prev'air – CHIMERE (www.prevair.org). I dati di emissione sono tratti dall'inventario regionale lombardo delle emissioni (INEMAR), l'inventario nazionale 2003 (APAT/ISPRA) e l'inventario europeo EMEP 2003. Figura 5.1. Dominio di calcolo e i 10 siti dove si sono svolte le campagne del progetto PARFIL In corrispondenza di alcuni recettori particolari (le celle dove ricadono i tre siti di Moggio (LC), Milano Pascal e Corte de' Cortesi (CR) in cui sono state condotte le misure) sono state estratte le concentrazioni per consentire un confronto con le misure; tale confronto è riportato nelle tabelle da 5.1 a 5.6 come paragone tra le medie orarie per periodo e della media annuale simulate e misurate. Come evidenziano tali dati, se le modulazioni temporali nell’arco della giornata presentano delle differenze, i risultati tra le concentrazioni misurate e simulate, considerando i valori medi trimestrali, mostrano un miglior accordo, con l’eccezione dei valori relativi a Corte dei Cortesi, specie nel periodo estivo, probabilmente a causa di una sovrastima delle emissioni e della difficoltà a riprodurre l’allocazione temporale effettiva. 120 100 80 60 40 20 0 to MOGGIO a ul to ra isu MOGGIO sim m to to MILANO a ul to ra isu sim m a ul to ra isu sim m MILANO CORTE CORTE postazioni gennaio-marzo aprile-giugno luglio-settembre ottobre-dicembre Figura 5.2a. Confronto medie stagionali tra misurato e simulato (anno 2007) 100 concentrazioni NH3 (ppb) concentrazioni NH3 (ppb) 140 80 60 40 20 0 o at ur is m o at ul m si o at ur is m o at ul m si o at ur is m o at ul m si MILANO MILANO MOGGIO MOGGIO CORTE CORTE postazioni Figura 5.2b Confronto medie annuale tra misurato e simulato (anno 2007) Giorno tipo simulato (Corte de’ Cortesi, ppb) Periodo 1.00 2.00 3.00 4.00 Gennaio-marzo 51 53 54 56 aprile-giugno 67 116 177 238 luglio-settembre 80 140 214 292 ottobre-dicembre 50 62 80 100 5.00 59 296 367 120 6.00 61 345 431 135 7.00 67 312 426 150 8.00 72 222 323 164 9.00 10.00 11.00 12.00 13.00 14.00 15.00 16.00 17.00 18.00 19.00 20.00 21.00 22.00 23.00 24.00 Media 66 54 51 51 50 50 49 48 51 63 76 75 66 59 56 53 58 156 110 77 52 36 25 19 14 11 10 9 10 11 12 18 35 99 220 153 107 73 51 37 29 23 19 16 15 15 16 17 23 43 130 127 88 63 53 48 44 40 38 49 61 62 56 49 44 42 44 74 Giorno tipo misurato (Corte de’ Cortesi, ppb) Periodo 1.00 2.00 3.00 4.00 5.00 6.00 7.00 8.00 9.00 10.00 11.00 12.00 13.00 14.00 15.00 16.00 17.00 18.00 19.00 20.00 21.00 22.00 23.00 24.00 Media Gennaio-marzo 83 83 80 81 77 79 78 80 82 78 72 66 61 56 51 48 45 43 43 47 54 62 72 79 67 aprile-giugno 74 77 76 76 80 81 87 96 96 88 79 71 65 59 55 52 50 48 46 45 50 59 69 72 69 luglio-settembre 108 101 100 104 100 100 106 119 111 98 86 76 70 64 60 58 56 64 63 71 85 93 107 108 88 ottobre-dicembre 77 80 79 81 81 79 78 80 88 92 88 84 78 71 61 58 55 53 54 58 69 71 73 76 74 Giorno tipo simulato (Moggio, ppb) Periodo 1.00 2.00 3.00 4.00 5.00 6.00 7.00 8.00 9.00 10.00 11.00 12.00 13.00 14.00 15.00 16.00 17.00 18.00 19.00 20.00 21.00 22.00 23.00 24.00 Media Gennaio-marzo 1 2 2 3 3 3 3 3 3 3 2 2 2 2 2 2 2 1 1 1 1 1 1 1 2 aprile-giugno 3 3 4 4 4 3 3 3 3 4 4 3 3 4 4 5 5 6 6 5 4 4 3 3 4 luglio-settembre 4 3 4 4 4 4 5 5 5 6 6 6 6 6 6 7 8 9 9 8 7 6 5 4 6 ottobre-dicembre 2 2 3 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 4 5 4 3 2 2 4 Giorno tipo misurato (Moggio, ppb) Periodo 1.00 2.00 3.00 4.00 5.00 6.00 7.00 8.00 9.00 10.00 11.00 12.00 13.00 14.00 15.00 16.00 17.00 18.00 19.00 20.00 21.00 22.00 23.00 24.00 Media Gennaio-marzo nd nd Nd nd nd nd nd nd nd nd nd nd nd nd nd nd nd nd nd nd nd nd nd nd nd aprile-giugno 5 5 5 5 5 5 4 5 4 5 5 6 6 7 6 6 6 6 6 5 5 5 6 5 5 luglio-settembre 6 5 5 5 5 5 5 5 6 6 6 6 6 7 7 7 7 6 6 6 6 5 6 6 6 ottobre-dicembre 5 6 5 5 5 5 4 5 4 4 5 5 6 5 5 5 5 5 5 5 6 6 5 5 5 Giorno tipo simulato (Milano, ppb) Periodo 1.00 2.00 3.00 4.00 5.00 6.00 7.00 8.00 9.00 10.00 11.00 12.00 13.00 14.00 15.00 16.00 17.00 18.00 19.00 20.00 21.00 22.00 23.00 24.00 Media Gennaio-marzo 29 30 31 33 33 30 29 28 25 18 13 11 10 10 10 10 11 13 17 23 27 28 29 29 22 aprile-giugno 8 8 9 12 15 20 24 21 17 16 16 16 16 14 13 11 10 9 8 8 8 8 8 8 13 luglio-settembre 11 12 13 16 20 24 29 28 24 22 22 22 21 19 18 16 14 13 12 11 11 11 12 12 17 ottobre-dicembre 20 21 22 21 21 22 24 26 26 20 15 12 10 10 9 10 11 13 15 18 20 21 21 21 18 Giorno tipo misurato (Milano, ppb) Periodo 1.00 2.00 3.00 4.00 5.00 6.00 7.00 8.00 9.00 10.00 11.00 12.00 13.00 14.00 15.00 16.00 17.00 18.00 19.00 20.00 21.00 22.00 23.00 24.00 Media Gennaio-marzo 26 25 25 25 25 24 24 25 25 24 24 24 23 23 23 23 23 24 25 25 26 26 26 26 25 aprile-giugno 20 20 20 20 20 21 21 21 20 20 20 20 19 19 19 19 19 19 20 20 20 20 20 20 20 luglio-settembre 14 14 14 15 15 15 15 15 16 16 17 17 17 17 17 16 15 15 14 14 14 14 14 14 15 ottobre-dicembre 21 20 20 20 20 20 20 20 21 21 21 21 21 21 21 21 21 21 21 21 21 21 21 21 21 Tabelle 5.1-5.6: Confronto giorni tipo e medie stagionali tra misurato e simulato (ppb, anno di riferimento 2007). 5.3 Gli scenari Gli scenari di emissione, relativi ad una settimana campione nel periodo estivo ed in quello invernale, sono stati costruiti attraverso la variazione delle sole emissioni di ammoniaca (pertanto le emissioni di tutti gli altri inquinanti sono rimaste invariate); essi sono complessivamente 6 e possono essere accorpati in due gruppi: • scenario1: si sono ipotizzate riduzioni nell'emissione di NH3 su tutto il dominio, considerando rispettivamente una riduzione del 30% (emissioni pari al 70% del caso base), del 50% e del 70% su tutte le celle. • scenario 2: si sono ipotizzate le medesime riduzioni, ma solo su 6 celle del dominio, attorno al punto in cui ricade la stazione di Corte de' Cortesi, postazione per la quale le stime sono risultate decisamente fuori range rispetto alle misure, considerando quindi rispettivamente una riduzione del 30%, del 50% e del 70% nelle emissioni in quelle celle (figura 5.3). I grafici che seguono illustrano i risultati ottenuti. Gli scenari in cui la riduzione delle emissioni di ammoniaca è su tutto il dominio sono specificati con "ovunque". Figura 5.3: Celle su cui si sono applicate le riduzioni delle emissioni (scenario 2) Corte de' Cortesi - concentrazioni estive Base -30% -50% -70% -30% ovunque -50% ovunque -70% ovunque 550 500 450 400 NH3 (ppb) 350 300 250 200 150 100 50 0 01/08/07 0:00 02/08/07 0:00 03/08/07 0:00 04/08/07 0:00 05/08/07 0:00 06/08/07 0:00 07/08/07 0:00 Figura 5.4a: Concentrazioni orarie calcolate dal modello nella settimana estiva 08/08/07 0:00 Corte de' Cortesi - estate - variazioni 01/08/2007 02/08/2007 03/08/2007 04/08/2007 05/08/2007 06/08/2007 07/08/2007 08/08/2007 20% Variazione rispetto al caso base 10% 0% -10% -20% -30% -40% -50% -60% -70% -80% Base -30% -50% -70% -30% ovunque -50% ovunque -70% ovunque Figura 5.4b: Variazioni percentuali rispetto al caso base nella settimana estiva L'andamento delle concentrazioni di NH3 calcolate dal modello nella settimana estiva (Figura 5.4a) segue il ciclo diurno delle emissioni, con picchi mattutini elevati che vanno a zero nel corso della giornata. Nella figura 5.4b, in cui sono evidenziate le variazioni percentuali, si sono eliminate le ore 0 e 1 di ogni giorno, che risentono delle condizioni iniziali imposte al modello alla mezzanotte. Si nota come la riduzione solo delle emissioni locali ha effetto prevalente nelle ore di picco, mentre la riduzione a grande scala fa sentire il suo effetto lungo tutta la giornata. In alcuni casi la riduzione solo locale ha l'effetto di aumentare le concentrazioni, fatto numericamente poco consistente che può essere legato a fattori di arrotondamento introdotti in fase di post- elaborazione dei risultati. Corte de' Cortesi - inverno 14/01/07 0:00 15/01/07 0:00 16/01/07 0:00 17/01/07 0:00 18/01/07 0:00 19/01/07 0:00 20/01/07 0:00 21/01/07 0:00 80 70 60 NH3 (ppb) 50 40 30 20 10 0 Base -30% -50% -70% -30% ovunque -50% ovunque -70% ovunque Figura 5.5a: Concentrazioni orarie calcolate dal modello nella settimana invernale Corte de' Cortesi - inverno - variazioni 14/01/07 0:00 15/01/07 0:00 16/01/07 0:00 17/01/07 0:00 18/01/07 0:00 19/01/07 0:00 20/01/07 0:00 21/01/07 0:00 0% Variazione rispetto al caso base -10% -20% -30% -40% -50% -60% -70% -80% -90% Base -30% -50% -70% -30% ovunque -50% ovunque -70% ovunque Figura 5.5b: Variazioni percentuali rispetto al caso base nella settimana invernale Le concentrazioni invernali (figure 5.5a e 5.5b), di un ordine di grandezza più piccole rispetto a quelle estive, presentano un andamento meno regolare da un giorno all'altro. Si nota tuttavia che le variazioni nelle concentrazioni al variare delle emissioni sono piccole di notte, e si fanno via via più marcate nel corso della mattina, per poi stabilizzarsi o tendere nuovamente a zero verso sera. In generale le riduzioni sono proporzionali alle corrispondenti riduzioni nelle emissioni, più marcate se le emissioni sono ridotte su tutto il dominio. La Figura 5.6 mostra i valori medi complessivi sul periodo. Riduzioni nella concentrazione di NH3 - Estate Riduzioni nella concentrazione di NH3 - Inverno 0% -10% Variazione in concentrazione Variazione in concentrazione 0% -20% -30% -40% -50% -60% -70% -10% -20% -30% -40% -50% 0% 20% 40% 60% 80% 100% NH3 emessa in rapporto al caso base Emissioni ridotte ovunque Emissioni ridotte solo localmente 0% 20% 40% 60% 80% 100% NH3 emessa in rapporto al caso base Emissioni ridotte ovunque Emissioni ridotte solo localmente Figura 5.6: Variazioni percentuali rispetto al caso base della media complessiva Anche l'andamento delle concentrazioni del particolato rispecchia le variazioni nelle emissioni di ammoniaca: in Figura 5.7a sono mostrati i valori medi giornalieri del PM10 e degli ioni ammonio, solfato e nitrato. Lo ione che meno ne risente è il solfato (in giallo). 14 12 10 8 6 4 2 SO4 - Base PM10 - Base NH4 - Base NO3 - Base SO4 -30% ovunque PM10 -30% ovunque NH4 -30% ovunque NO3 -30% ovunque SO4 -50% ovunque PM10 -50% ovunque NH4 -50% ovunque NO3 -50% ovunque SO4 -70% ovunque PM10 -70% ovunque NH4 -70% ovunque Specie e scenario NO3 -70% ovunque SO4 -30% PM10 -30% NH4 -30% NO3 -30% SO4 -50% PM10 -50% NH4 -50% NO3 -50% SO4 -70% PM10 -70% NH4 -70% 0 NO3 -70% 3 Concentrazione media (µg/m ) Particolato a Corte de' Cortesi - estate Figura 5.7a: Concentrazioni medie giornaliere del particolato nella settimana estiva La Figura 5.7b conferma con evidenza che le variazioni nelle emissioni di ammoniaca si ripercuotono quasi del tutto sulle concentrazioni di nitrato e di ammonio, mentre la frazione non speciata e il solfato rimangono pressoché invariati. Speciazione del PM10 - estate Altro SO4 NH4 NO3 3 Concentrazione media (µg/m ) 16 14 12 10 8 6 4 2 0 -70% -50% -30% -70% ovunque -50% ovunque -30% ovunque Base Scenario Figura 5.7b: Concentrazioni medie giornaliere delle componenti del PM10 - settimana estiva Lo stesso andamento si ritrova nella settimana invernale, in cui tuttavia le concentrazioni di PM10 sono più elevate e le variazioni relativamente molto più piccole. In figura 5.8b la scala dei grafici è stata adattata per permettere di apprezzare la variabilità delle concentrazioni. 35 30 25 20 15 10 5 SO4 - Base PM10 - Base NH4 - Base NO3 - Base SO4 -30% ovunque PM10 -30% ovunque NH4 -30% ovunque NO3 -30% ovunque SO4 -50% ovunque PM10 -50% ovunque NH4 -50% ovunque NO3 -50% ovunque SO4 -70% ovunque PM10 -70% ovunque NH4 -70% ovunque Specie e scenario NO3 -70% ovunque SO4 -30% PM10 -30% NH4 -30% NO3 -30% SO4 -50% PM10 -50% NH4 -50% NO3 -50% SO4 -70% PM10 -70% NH4 -70% 0 NO3 -70% 3 Concentrazione media (µg/m ) Particolato a Corte de' Cortesi - inverno Figura 5.8a: Concentrazioni medie giornaliere del particolato nella settimana invernale Speciazione del PM10 - inverno PM10 a Corte de' Cortesi - inverno Altro 34 Concentrazione media (µg/m3) Concentrazione media (µg/m3) PM10 33.8 33.6 33.4 33.2 33 32.8 32.6 32.4 32.2 SO4 NH4 NO3 34 32 30 28 26 24 22 20 18 16 14 32 -70% -50% -30% -70% -50% -30% ovunque ovunque ovunque Scenario Base -70% -50% -30% -70% -50% -30% ovunque ovunque ovunque Base Scenario Figura 5.8b: Concentrazioni medie giornaliere del PM10 e delle sue componenti - settimana invernale CONCLUSIONI La misura delle concentrazioni di ammoniaca in aria ambiente è stata condotta in tre diversi siti della regione Lombardia, permettendo la caratterizzazione di situazioni differenti: una realtà urbana (Milano), una prealpina (Moggio(LC)) e una rurale agricola (Corte dé Cortesi (Cr)). I dati misurati con strumentazione in continuo hanno consentito una prima valutazione degli andamenti delle concentrazioni dell’ammoniaca in atmosfera. I dati misurati nelle tre stazioni di monitoraggio hanno evidenziato livelli di concentrazione di ammoniaca in atmosfera e variabilità stagionale molto diversi: • Moggio: gli andamenti mostrano valori in prossimità del limite di rilevabilità e una variabilità molto bassa; ciò è spiegato con la quasi totale assenza di sorgenti di emissione e con la quota della stazione, spesso al di sopra dell’altezza dello strato di rimescolamento e con differenti dinamiche meteorologiche rispetto alla pianura. • Milano: le emissioni sono attribuite principalmente al traffico e all’agricoltura; si può ipotizzare che il contributo di quest’ultima, considerata l’estensione territoriale del comune e il fatto che tutti i terreni coltivati siano nella zona sud, possa in realtà essere meno significativo di quello legato al traffico. I valori misurati mostrano un quadro che sembra essere influenzato, più che dalle emissioni (per il traffico sostanzialmente costanti durante l’anno), dalle capacità dispersive dell’atmosfera, in particolare dall’altezza dello strato di rimescolamento, più bassa nei mesi invernali. Infatti le concentrazioni maggiori vengono registrate nei mesi freddi. • Corte de’ Cortesi: a causa della vicinanza con un allevamento di suini (meno di 100 m), non può essere considerato rappresentativo della realtà rurale agricola in generale, ma piuttosto una misura indicativa di un certo tipo di attività. I valori misurati infatti risultano essere fortemente influenzati dalla sorgente di emissione, con picchi associati alle operazioni di spandimento liquami (nei mesi di marzo e settembre-ottobre) e concentrazioni mediamente più alte rispetto a postazioni simili ma non in corrispondenza di allevamenti di suini. Le misure sono poi state confrontate con quelle effettuate presso siti della stessa tipologia, disponibili in letteratura: per Milano e Moggio, i valori sono risultati confrontabili con misure effettuate in siti simili europei, ma superiori a quelli ottenuti negli Stati Uniti. A Corte de’ Cortesi le concentrazioni risultano essere simili a quelli rilevati in alcuni studi effettuati a Montichiari (ARPA Lombardia, 2005) e negli Stati Uniti (Baek, 2003), che avevano in comune la vicinanza ad allevamenti di suini e la tecnologia di abbattimento utilizzata, ma più elevate rispetto alle stazioni rurali che si ritrovano in letteratura. Infine sono state condotte alcune simulazioni con il modello di trasporto-chimico-dispersivo implementato presso ARPA Lombardia per ottenere una prima stima delle concentrazioni di ammoniaca. Ciò ha comportato la raccolta dei dati e la predisposizione di tutti i file necessari per il periodo prescelto per l’applicazione oraria dei moduli meteo, emissivi ed infine del modello CTM di trasporto chimico dispersivo FARM. Quindi sullo stesso periodo sono stati simulati alcuni scenari in cui sono state variate le emissioni di ammoniaca. I risultati di queste prime simulazioni relative alle concentrazioni di NH3 mostrano, considerando i valori medi, un buon accordo con i valori misurati con l’eccezione dei valori relativi a Corte dei Cortesi nel periodo estivo. Il confronto con più misure potrebbe consentire in futuro di migliorare le prestazioni del modello, anche attraverso un interessante feedback ed un raffinamento delle attuali stime di emissioni di ammoniaca per quantità, dettaglio e risoluzione temporale. Le simulazioni modellistiche confermano l’influenza dell’ammoniaca nella formazione del particolato secondario, in particolare sul nitrato d’ammonio. La messa a punto di ulteriori simulazioni su altri periodi o scenari potrebbe consentire in futuro di acquisire nuove informazioni sul comportamento di un inquinante che solo recentemente, come mostra anche la bibliografia, è oggetto di studio di simulazioni modellistiche. RINGRAZIAMENTI Si ringrazia per la preziosa collaborazione il Dott. Giuseppe Fossati e la Dott.ssa Anna Maria Monguzzi. 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