Lo scopo della modellazione dell'inquinamento atmosferico è la stima delle concentrazioni di inquinanti esterni causate, ad esempio, da processi di produzione industriale, emissioni accidentali o traffico. La modellazione dell'inquinamento atmosferico viene utilizzata per accertare la concentrazione totale di un inquinante, nonché per trovare la causa di livelli straordinariamente elevati. Per i progetti in fase di progettazione, è possibile stimare in anticipo il contributo aggiuntivo all'onere esistente e ottimizzare le condizioni di emissione.

Figura 1. Sistema di monitoraggio ambientale globale/Gestione dell'inquinamento atmosferico

A seconda degli standard di qualità dell'aria definiti per l'inquinante in questione, sono interessanti i valori medi annui oi picchi di concentrazione di breve durata. Di solito le concentrazioni devono essere determinate dove le persone sono attive, cioè vicino alla superficie ad un'altezza di circa due metri dal suolo.

Parametri che influenzano la dispersione degli inquinanti

Due tipi di parametri influenzano la dispersione degli inquinanti: i parametri sorgente ei parametri meteorologici. Per i parametri sorgente, le concentrazioni sono proporzionali alla quantità di inquinante emessa. Se si tratta di polvere, è necessario conoscere il diametro delle particelle per determinare la sedimentazione e la deposizione del materiale (VDI 1992). Poiché le concentrazioni superficiali sono inferiori con una maggiore altezza della pila, anche questo parametro deve essere noto. Inoltre, le concentrazioni dipendono dalla quantità totale di gas di scarico, nonché dalla sua temperatura e velocità. Se la temperatura del gas di scarico supera la temperatura dell'aria circostante, il gas sarà soggetto a galleggiamento termico. La sua velocità di scarico, che può essere calcolata dal diametro interno del camino e dal volume dei gas di scarico, causerà un impulso dinamico di galleggiamento. Si possono usare formule empiriche per descrivere queste caratteristiche (VDI 1985; Venkatram e Wyngaard 1988). Va sottolineato che non è la massa dell'inquinante in questione ma quella del gas totale a essere responsabile della spinta termica e del momento dinamico.

I parametri meteorologici che influenzano la dispersione degli inquinanti sono la velocità e la direzione del vento, nonché la stratificazione termica verticale. La concentrazione dell'inquinante è proporzionale al reciproco della velocità del vento. Ciò è dovuto principalmente al trasporto accelerato. Inoltre, la miscelazione turbolenta aumenta con l'aumentare della velocità del vento. Poiché le cosiddette inversioni (cioè situazioni in cui la temperatura aumenta con l'altezza) ostacolano la miscelazione turbolenta, le massime concentrazioni superficiali si osservano durante la stratificazione altamente stabile. Al contrario, le situazioni convettive intensificano il rimescolamento verticale e mostrano quindi i valori di concentrazione più bassi.

Gli standard di qualità dell'aria, ad esempio valori medi annuali o 98 percentili, sono generalmente basati su statistiche. Pertanto, sono necessari dati di serie temporali per i parametri meteorologici rilevanti. Idealmente, le statistiche dovrebbero essere basate su dieci anni di osservazione. Se sono disponibili solo serie temporali più brevi, occorre accertarsi che siano rappresentative per un periodo più lungo. Ciò può essere fatto, ad esempio, mediante l'analisi di serie temporali più lunghe da altri siti di osservazione.

Anche la serie temporale meteorologica utilizzata deve essere rappresentativa del sito considerato, cioè deve riflettere le caratteristiche locali. Ciò è particolarmente importante per quanto riguarda gli standard di qualità dell'aria basati su frazioni di picco della distribuzione, come 98 percentili. Se non sono disponibili tali serie temporali, è possibile utilizzare un modello di flusso meteorologico per calcolarne uno da altri dati, come verrà descritto di seguito.

Il programma Global Atmospheric Watch (GAW) (Miller e Soudine 1994) fornisce dati e altre informazioni sulla composizione chimica e le relative caratteristiche fisiche dell'atmosfera, e le loro tendenze, con l'obiettivo di comprendere la relazione tra il cambiamento della composizione atmosferica e i cambiamenti dell'atmosfera globale e il clima regionale, il trasporto atmosferico a lungo raggio e la deposizione di sostanze potenzialmente nocive sugli ecosistemi terrestri, d'acqua dolce e marini e il ciclo naturale degli elementi chimici nel sistema globale atmosfera/oceano/biosfera e gli impatti antropogenici su di esso. Il programma GAW si compone di quattro aree di attività: il sistema globale di osservazione dell'ozono (GO3OS), monitoraggio globale della composizione atmosferica di fondo, inclusa la rete di monitoraggio dell'inquinamento atmosferico di fondo (BAPMoN); dispersione, trasporto, trasformazione chimica e deposizione di inquinanti atmosferici su terra e mare su diverse scale temporali e spaziali; scambio di inquinanti tra atmosfera e altri comparti ambientali; e monitoraggio integrato. Uno degli aspetti più importanti del GAW è l'istituzione di centri di attività scientifica per l'assicurazione della qualità per supervisionare la qualità dei dati prodotti nell'ambito del GAW.

Concetti di modellazione dell'inquinamento atmosferico

Come accennato in precedenza, la dispersione degli inquinanti dipende dalle condizioni di emissione, dal trasporto e dalla miscelazione turbolenta. L'uso dell'equazione completa che descrive queste caratteristiche è chiamato modellazione della dispersione euleriana (Pielke 1984). Con questo approccio, i guadagni e le perdite dell'inquinante in questione devono essere determinati in ogni punto su una griglia spaziale immaginaria e in fasi temporali distinte. Poiché questo metodo è molto complesso e richiede molto tempo per il computer, di solito non può essere gestito di routine. Tuttavia, per molte applicazioni, può essere semplificato utilizzando i seguenti presupposti:

• nessun cambiamento delle condizioni di emissione nel tempo

• nessun cambiamento delle condizioni meteorologiche durante il trasporto

• velocità del vento superiori a 1 m/s.

In questo caso, l'equazione di cui sopra può essere risolta analiticamente. La formula risultante descrive un pennacchio con distribuzione di concentrazione gaussiana, il cosiddetto modello di pennacchio gaussiano (VDI 1992). I parametri di distribuzione dipendono dalle condizioni meteorologiche e dalla distanza sottovento nonché dall'altezza del camino. Devono essere determinati empiricamente (Venkatram e Wyngaard 1988). Situazioni in cui le emissioni e/oi parametri meteorologici variano di molto nel tempo e/o nello spazio possono essere descritte dal modello Gaussian puff (VDI 1994). In base a questo approccio, vengono emessi sbuffi distinti in intervalli di tempo fissi, ciascuno seguendo il proprio percorso in base alle condizioni meteorologiche correnti. Nel suo percorso, ogni sbuffo cresce a seconda della miscelazione turbolenta. I parametri che descrivono questa crescita, ancora una volta, devono essere determinati da dati empirici (Venkatram e Wyngaard 1988). Va sottolineato, tuttavia, che per raggiungere questo obiettivo, i parametri di input devono essere disponibili con la necessaria risoluzione nel tempo e/o nello spazio.

Per quanto riguarda rilasci accidentali o singoli casi di studio, un modello lagrangiano o particellare (Linea guida VDI 3945, Parte 3) è consigliato. Il concetto è quindi quello di calcolare i percorsi di molte particelle, ciascuna delle quali rappresenta una quantità fissa dell'inquinante in questione. I singoli percorsi sono composti da trasporto del vento medio e da perturbazioni stocastiche. A causa della parte stocastica, i percorsi non concordano completamente, ma rappresentano la miscela per turbolenza. In linea di principio, i modelli lagrangiani sono in grado di considerare condizioni meteorologiche complesse - in particolare vento e turbolenza; i campi calcolati dai modelli di flusso descritti di seguito possono essere utilizzati per la modellazione della dispersione lagrangiana.

Modellazione della dispersione in terreni complessi

Se le concentrazioni di inquinanti devono essere determinate in un terreno strutturato, potrebbe essere necessario includere gli effetti topografici sulla dispersione degli inquinanti nella modellazione. Tali effetti sono, ad esempio, il trasporto che segue la struttura topografica, o sistemi di vento termico come brezze marine o venti di montagna, che cambiano la direzione del vento nel corso della giornata.

Se tali effetti si verificano su una scala molto più ampia dell'area del modello, l'influenza può essere considerata utilizzando dati meteorologici che riflettono le caratteristiche locali. Se tali dati non sono disponibili, la struttura tridimensionale impressa al flusso dalla topografia può essere ottenuta utilizzando un corrispondente modello di flusso. Sulla base di questi dati, la modellazione della dispersione stessa può essere eseguita assumendo l'omogeneità orizzontale come descritto sopra nel caso del modello del pennacchio gaussiano. Tuttavia, in situazioni in cui le condizioni del vento cambiano significativamente all'interno dell'area del modello, la modellazione della dispersione stessa deve considerare il flusso tridimensionale influenzato dalla struttura topografica. Come accennato in precedenza, questo può essere fatto utilizzando un soffio gaussiano o un modello lagrangiano. Un altro modo è eseguire la modellazione euleriana più complessa.

Per determinare la direzione del vento in accordo con il terreno strutturato topograficamente, si può usare la modellizzazione del flusso consistente in massa o diagnostica (Pielke 1984). Usando questo approccio, il flusso viene adattato alla topografia variando i valori iniziali il meno possibile e mantenendo costante la sua massa. Poiché si tratta di un approccio che porta a risultati rapidi, può anche essere utilizzato per calcolare le statistiche del vento per un determinato sito se non sono disponibili osservazioni. Per fare ciò, vengono utilizzate le statistiche del vento geostrofico (ovvero i dati in quota provenienti da rawinsondes).

Se, tuttavia, i sistemi eolici termici devono essere considerati in modo più dettagliato, devono essere utilizzati i cosiddetti modelli prognostici. A seconda della scala e della pendenza dell'area del modello, è adatto un approccio idrostatico o l'ancora più complesso non idrostatico (VDI 1981). Modelli di questo tipo richiedono molta potenza del computer, oltre a molta esperienza nell'applicazione. La determinazione delle concentrazioni basata su medie annuali, in generale, non è possibile con questi modelli. Invece, gli studi dei casi peggiori possono essere eseguiti considerando solo una direzione del vento e quei parametri di velocità e stratificazione del vento che determinano i valori di concentrazione superficiale più elevati. Se questi valori del caso peggiore non superano gli standard di qualità dell'aria, non sono necessari studi più dettagliati.

Figura 2. Struttura topografica di una regione modello

La figura 2, la figura 3 e la figura 4 mostrano come il trasporto e l'erogazione di inquinanti possono essere presentati in relazione all'influenza delle climatologie del terreno e del vento derivate dalla considerazione delle frequenze del vento superficiale e geostrofico.

Figura 3. Distribuzioni di frequenza di superficie determinate dalla distribuzione di frequenza geostrofica

Figura 4. Concentrazioni medie annue di inquinanti per un'ipotetica regione calcolate dalla distribuzione della frequenza geostrofica per campi eolici eterogenei

Modellazione della dispersione in caso di sorgenti basse

Considerando l'inquinamento atmosferico causato da fonti basse (ad es. altezze dei camini dell'ordine dell'altezza dell'edificio o emissioni del traffico stradale) deve essere considerata l'influenza degli edifici circostanti. Le emissioni del traffico stradale saranno intrappolate in una certa quantità nei canyon stradali. Sono state trovate formulazioni empiriche per descriverlo (Yamartino e Wiegand 1986).

Gli inquinanti emessi da un basso camino situato su un edificio saranno catturati nella circolazione sul lato sottovento dell'edificio. L'entità di questa circolazione sottovento dipende dall'altezza e dalla larghezza dell'edificio, nonché dalla velocità del vento. Pertanto, gli approcci semplificati per descrivere la dispersione degli inquinanti in un caso del genere, basati esclusivamente sull'altezza di un edificio, non sono generalmente validi. L'estensione verticale e orizzontale della circolazione sottovento è stata ottenuta da studi in galleria del vento (Hosker 1985) e può essere implementata in modelli diagnostici mass consistent. Non appena il campo di flusso è stato determinato, può essere utilizzato per calcolare il trasporto e la miscelazione turbolenta dell'inquinante emesso. Questo può essere fatto mediante modelli di dispersione lagrangiana o euleriana.

Studi più dettagliati - riguardanti ad esempio i rilasci accidentali - possono essere eseguiti solo utilizzando modelli di flusso e dispersione non idrostatici invece di un approccio diagnostico. Poiché questo, in generale, richiede un'elevata potenza del computer, si raccomanda un approccio al caso peggiore come descritto sopra prima di una modellazione statistica completa.

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