Per monitoraggio della qualità dell'aria si intende la misurazione sistematica degli inquinanti dell'aria ambiente al fine di poter valutare l'esposizione dei recettori vulnerabili (ad es. persone, animali, piante e opere d'arte) sulla base di norme e linee guida derivate dagli effetti osservati e/o stabilire la fonte dell'inquinamento atmosferico (analisi causale).

Le concentrazioni di inquinanti nell'aria ambiente sono influenzate dalla variazione spaziale o temporale delle emissioni di sostanze pericolose e dalla dinamica della loro dispersione nell'aria. Di conseguenza, si verificano marcate variazioni giornaliere e annuali delle concentrazioni. È praticamente impossibile determinare in modo unificato tutte queste diverse variazioni della qualità dell'aria (nel linguaggio statistico, la popolazione degli stati di qualità dell'aria). Pertanto, le misurazioni delle concentrazioni di inquinanti nell'aria ambiente hanno sempre il carattere di campioni spaziali o temporali casuali.

Pianificazione della misurazione

Il primo passo nella pianificazione della misurazione è formulare lo scopo della misurazione nel modo più preciso possibile. Domande importanti e campi operativi per il monitoraggio della qualità dell'aria includono:

Misura dell'area:

• determinazione rappresentativa dell'esposizione in un'area (monitoraggio generale dell'aria)
• misurazione rappresentativa dell'inquinamento preesistente nell'area di un impianto pianificato (permesso, TA Luft (Istruzione tecnica, aria))
• allarme smog (smog invernale, alte concentrazioni di ozono)
• misurazioni nei punti caldi dell'inquinamento atmosferico per stimare l'esposizione massima dei recettori (EU-NO₂ linea guida, misurazioni in canyon stradali, in conformità con la legge federale tedesca sul controllo delle immissioni)
• verificare i risultati degli interventi di abbattimento dell'inquinamento e l'andamento nel tempo
• misure di schermatura
• indagini scientifiche - ad esempio, il trasporto dell'inquinamento atmosferico, le conversioni chimiche, la calibrazione dei calcoli di dispersione.

Misura della struttura:

• misurazioni in risposta a reclami
• accertamento delle fonti di emissione, analisi causale
• misure in caso di incendi e rilasci accidentali
• verificare il successo delle misure di riduzione
• monitoraggio delle emissioni fuggitive di fabbrica.

L'obiettivo della pianificazione della misurazione è utilizzare adeguate procedure di misurazione e valutazione per rispondere a domande specifiche con sufficiente certezza e con la minima spesa possibile.

Un esempio dei parametri che dovrebbero essere utilizzati per la pianificazione della misurazione è presentato nella tabella 1, in relazione a una valutazione dell'inquinamento atmosferico nell'area di un impianto industriale pianificato. Riconoscendo che i requisiti formali variano a seconda della giurisdizione, va notato che qui si fa specifico riferimento alle procedure di licenza tedesche per gli impianti industriali.

Tabella 1. Parametri per la pianificazione della misurazione nella misurazione delle concentrazioni di inquinamento dell'aria ambiente (con esempio di applicazione)

L'esempio nella tabella 1 mostra il caso di una rete di misurazione che dovrebbe monitorare la qualità dell'aria in un'area specifica nel modo più rappresentativo possibile, da confrontare con i limiti di qualità dell'aria designati. L'idea alla base di questo approccio è che venga effettuata una scelta casuale dei siti di misurazione per coprire equamente luoghi in un'area con qualità dell'aria variabile (ad es. zone abitate, strade, zone industriali, parchi, centri urbani, periferie). Questo approccio può essere molto costoso in grandi aree a causa del numero di siti di misurazione necessari.

Un'altra concezione di una rete di misurazione inizia quindi con siti di misurazione selezionati in modo rappresentativo. Se si effettuano misurazioni della diversa qualità dell'aria nei luoghi più importanti e si conosce il periodo di tempo in cui gli oggetti protetti rimangono in questi "microambienti", è possibile determinare l'esposizione. Questo approccio può essere esteso ad altri microambienti (es. stanze interne, automobili) per stimare l'esposizione totale. La modellazione della diffusione o le misurazioni di screening possono aiutare nella scelta dei siti di misurazione giusti.

Un terzo approccio consiste nel misurare nei punti di presunta massima esposizione (ad esempio, per NO₂ e benzene nei canyon stradali). Se gli standard di valutazione sono soddisfatti in questo sito, vi è una probabilità sufficiente che ciò avvenga anche per tutti gli altri siti. Questo approccio, focalizzato sui punti critici, richiede relativamente pochi siti di misura, ma questi devono essere scelti con particolare cura. Questo particolare metodo rischia di sovrastimare l'esposizione reale.

I parametri di tempo di misura, valutazione dei dati di misura e frequenza di misura sono essenzialmente dati nella definizione degli standard di valutazione (limiti) e del livello di certezza desiderato dei risultati. I limiti di soglia e le condizioni periferiche da considerare nella pianificazione della misurazione sono correlati. Utilizzando procedure di misurazione continue, è possibile ottenere una risoluzione che è temporalmente pressoché continua. Ma questo è necessario solo nel monitoraggio dei valori di picco e/o per gli avvisi di smog; per il monitoraggio dei valori medi annuali, ad esempio, sono adeguate misurazioni discontinue.

La sezione seguente è dedicata alla descrizione delle capacità delle procedure di misura e del controllo di qualità come ulteriore parametro importante per la pianificazione delle misure.

Certificazione di qualità

Le misurazioni delle concentrazioni di inquinanti nell'aria ambiente possono essere costose da condurre ei risultati possono influenzare decisioni significative con gravi implicazioni economiche o ecologiche. Pertanto, le misure di garanzia della qualità sono parte integrante del processo di misurazione. Occorre qui distinguere due aree.

Misure orientate alla procedura

Ogni procedura di misurazione completa consiste in diverse fasi: campionamento, preparazione del campione e pulizia; separazione, rilevamento (fase analitica finale); e raccolta e valutazione dei dati. In alcuni casi, in particolare con la misurazione continua di gas inorganici, è possibile tralasciare alcune fasi della procedura (ad es. la separazione). Nell'effettuare le misurazioni si dovrebbe adoperarsi per una completa aderenza alle procedure. Dovrebbero essere seguite procedure standardizzate e quindi ampiamente documentate, sotto forma di norme DIN/ISO, norme CEN o linee guida VDI.

Misure orientate all'utente

L'utilizzo di apparecchiature e procedure standardizzate e collaudate per la misurazione della concentrazione di inquinanti nell'aria ambiente non può da solo garantire una qualità accettabile se l'utente non utilizza metodi adeguati di controllo della qualità. Le serie di norme DIN/EN/ISO 9000 (Norme per la gestione della qualità e la garanzia della qualità), EN 45000 (che definisce i requisiti per i laboratori di prova) e la Guida ISO 25 (Requisiti generali per la competenza dei laboratori di taratura e prova) sono importanti per gli utenti misure orientate a garantire la qualità.

Aspetti importanti delle misure di controllo della qualità degli utenti includono:

• accettazione e pratica del contenuto delle misure nel senso della buona pratica di laboratorio (BPL)
• corretta manutenzione delle apparecchiature di misura, misure qualificate per eliminare le interruzioni e garantire le riparazioni
• effettuare tarature e controlli periodici per garantire il corretto funzionamento
• svolgimento di test interlaboratorio.

Procedure di misurazione

Procedure di misura per gas inorganici

Esiste una vasta gamma di procedure di misurazione per l'ampia gamma di gas inorganici. Distingueremo tra metodi manuali e automatici.

Procedure manuali

Nel caso di procedure di misurazione manuali per gas inorganici, la sostanza da misurare viene normalmente adsorbita durante il campionamento in una soluzione o materiale solido. Nella maggior parte dei casi viene effettuata una determinazione fotometrica dopo un'appropriata reazione cromatica. Diverse procedure di misurazione manuale hanno un significato speciale come procedure di riferimento. A causa del costo del personale relativamente elevato, queste procedure manuali vengono eseguite solo raramente per le misurazioni sul campo oggi, quando sono disponibili procedure automatiche alternative. Le procedure più importanti sono brevemente schematizzate nella tabella 2.

Tabella 2. Procedure di misurazione manuale per gas inorganici

DL = limite di rilevamento; s = deviazione standard; rel. s = relativo s.

Una speciale variante di campionamento, utilizzata principalmente in connessione con procedure di misurazione manuali, è il tubo di separazione per diffusione (denuder). La tecnica del denudatore ha lo scopo di separare le fasi gassose e particellari utilizzando le loro diverse velocità di diffusione. Pertanto, viene spesso utilizzato per problemi di separazione difficili (ad es. ammoniaca e composti di ammonio; ossidi di azoto, acido nitrico e nitrati; ossidi di zolfo, acido solforico e solfati o alogenuri/alogenuri di idrogeno). Nella tecnica classica del denuder, l'aria di prova viene aspirata attraverso un tubo di vetro con un rivestimento speciale, a seconda del materiale o dei materiali da raccogliere. La tecnica del denudatore è stata ulteriormente sviluppata in molte varianti e anche parzialmente automatizzata. Ha notevolmente ampliato le possibilità di campionamento differenziato, ma, a seconda della variante, può essere molto laborioso e un corretto utilizzo richiede molta esperienza.

Procedure automatizzate

Sul mercato sono disponibili numerosi monitor di misurazione continua per anidride solforosa, ossidi di azoto, monossido di carbonio e ozono. Per la maggior parte sono utilizzati in particolare nelle reti di misura. Le caratteristiche più importanti dei singoli metodi sono raccolte nella tabella 3.

Tabella 3. Procedure di misurazione automatizzate per gas inorganici

Va qui sottolineato che tutte le procedure di misurazione automatiche basate su principi chimico-fisici devono essere tarate utilizzando procedure di riferimento (manuali). Poiché le apparecchiature automatiche nelle reti di misura spesso funzionano per periodi di tempo prolungati (ad esempio diverse settimane) senza la diretta supervisione umana, è indispensabile che il loro corretto funzionamento sia controllato regolarmente e automaticamente. Questo generalmente viene fatto utilizzando gas zero e di prova che possono essere prodotti con diversi metodi (preparazione dell'aria ambiente; bombole di gas pressurizzate; permeazione; diffusione; diluizione statica e dinamica).

Procedure di misurazione degli inquinanti atmosferici che formano polveri e loro composizione

Tra gli inquinanti atmosferici particolati si differenziano le polveri e il particolato sospeso (SPM). La caduta di polvere è costituita da particelle più grandi, che affondano a terra a causa delle loro dimensioni e del loro spessore. SPM comprende la frazione particellare che si disperde nell'atmosfera in maniera quasi stabile e quasi omogenea e quindi rimane sospesa per un certo tempo.

Misura di particolato sospeso e composti metallici in SPM

Come nel caso delle misurazioni degli inquinanti atmosferici gassosi, è possibile differenziare le procedure di misurazione continue e discontinue per SPM. Di norma, l'SPM viene prima separato su filtri in fibra di vetro o membrana. Segue una determinazione gravimetrica o radiometrica. A seconda del campionamento, si può distinguere tra una procedura per misurare l'SPM totale senza frazionamento in base alla dimensione delle particelle e una procedura di frazionamento per misurare la polvere fine.

I vantaggi e gli svantaggi delle misurazioni delle polveri sospese frazionate sono controversi a livello internazionale. In Germania, ad esempio, tutti i limiti di soglia e gli standard di valutazione si basano sul particolato totale in sospensione. Ciò significa che, per la maggior parte, vengono eseguite solo misurazioni SPM totali. Negli Stati Uniti, invece, è molto diffusa la cosiddetta procedura PM-10 (particolato £ 10μm). In questa procedura sono incluse solo particelle con un diametro aerodinamico fino a 10 μm (porzione di inclusione del 50%), che sono inalabili e possono entrare nei polmoni. Il piano è quello di introdurre la procedura PM-10 nell'Unione Europea come procedura di riferimento. Il costo per le misure di SPM frazionato è notevolmente superiore a quello per la misura della polvere totale in sospensione, perché i dispositivi di misura devono essere dotati di teste di campionamento speciali e costose che richiedono una manutenzione costosa. La tabella 4 contiene dettagli sulle procedure di misurazione SPM più importanti.

Tabella 4. Procedure di misurazione del particolato sospeso (SPM)

Recentemente sono stati sviluppati anche cambiafiltri automatici che contengono un numero maggiore di filtri e li forniscono al campionatore, uno dopo l'altro, a intervalli temporizzati. I filtri esposti sono conservati in un caricatore. I limiti di rilevamento per le procedure di filtraggio sono compresi tra 5 e 10 μg/m³ di polvere, di regola.

Infine, va menzionata la procedura del fumo nero per le misurazioni SPM. Proveniente dalla Gran Bretagna, è stato incorporato nelle linee guida dell'UE per SO₂ e polvere in sospensione. In questa procedura, l'annerimento del filtro rivestito viene misurato con un fotometro reflex dopo il campionamento. I valori di fumo nero così ottenuti fotometricamente vengono convertiti in unità gravimetriche (μg/m³) con l'ausilio di una curva di calibrazione. Poiché questa funzione di calibrazione dipende in larga misura dalla composizione della polvere, in particolare dal suo contenuto di fuliggine, la conversione in unità gravimetriche è problematica.

Oggi, i composti metallici vengono spesso determinati di routine in campioni di immissione di polveri sospese. In generale, la raccolta delle polveri in sospensione sui filtri è seguita da una dissoluzione chimica delle polveri separate, in quanto le fasi analitiche finali più comuni presuppongono la conversione dei composti metallici e metalloidi in soluzione acquosa. In pratica, i metodi di gran lunga più importanti sono la spettroscopia di assorbimento atomico (AAS) e la spettroscopia con eccitazione del plasma (ICP-OES). Altre procedure per la determinazione dei composti metallici nelle polveri sospese sono l'analisi della fluorescenza ai raggi X, la polarografia e l'analisi dell'attivazione dei neutroni. Sebbene i composti metallici siano stati misurati per più di un decennio come componenti di SPM nell'aria esterna in determinati siti di misurazione, rimangono importanti domande senza risposta. Pertanto il campionamento convenzionale mediante separazione delle polveri sospese sui filtri presuppone che la separazione dei composti di metalli pesanti sul filtro sia completa. Tuttavia, nella letteratura sono state trovate indicazioni precedenti che lo mettono in dubbio. I risultati sono molto eterogenei.

Un ulteriore problema risiede nel fatto che nell'analisi dei composti metallici nelle polveri sospese non è possibile distinguere forme diverse dei composti, o singoli composti dei rispettivi elementi, utilizzando le procedure di misura convenzionali. Mentre in molti casi è possibile effettuare determinazioni totali adeguate, sarebbe auspicabile una differenziazione più completa con alcuni metalli particolarmente cancerogeni (As, Cd, Cr, Ni, Co, Be). Ci sono spesso grandi differenze negli effetti cancerogeni degli elementi e dei loro singoli composti (ad esempio, i composti del cromo nei livelli di ossidazione III e VI - solo quelli nel livello VI sono cancerogeni). In tali casi sarebbe auspicabile una misurazione specifica dei singoli composti (analisi delle specie). Nonostante l'importanza di questo problema, nella tecnica di misurazione vengono fatti solo i primi tentativi di analisi delle specie.

Misura della caduta di polvere e dei composti metallici nella caduta di polvere

Per raccogliere la caduta di polvere vengono utilizzati due metodi fondamentalmente diversi:

• campionamento in recipienti di raccolta

• campionamento su superfici adesive.

Una procedura popolare per misurare la caduta di polvere (polvere depositata) è la cosiddetta procedura Bergerhoff. In questa procedura l'intera precipitazione atmosferica (deposizioni secche e umide) viene raccolta nell'arco di 30 ± 2 giorni in recipienti a circa 1.5-2.0 metri dal suolo (deposizione di massa). Quindi i recipienti di raccolta vengono portati in laboratorio e preparati (filtrati, acqua evaporata, essiccata, pesata). Il risultato è calcolato sulla base della superficie del recipiente di raccolta e del tempo di esposizione in grammi per metro quadro e giorno (g/m²d). Il limite di rilevamento relativo è di 0.035 g/m²d.

Ulteriori procedure per la raccolta della polvere caduta includono il dispositivo Liesegang-Löbner e metodi che raccolgono la polvere depositata su fogli adesivi.

Tutti i risultati delle misurazioni per la caduta di polvere sono valori relativi che dipendono dall'apparecchiatura utilizzata, poiché la separazione della polvere è influenzata dalle condizioni di flusso nel dispositivo e da altri parametri. Le differenze nei valori di misurazione ottenuti con le diverse procedure possono raggiungere il 50%.

Importante è anche la composizione della polvere depositata, come il contenuto di piombo, cadmio e altri composti metallici. Le procedure analitiche utilizzate per questo sono sostanzialmente le stesse utilizzate per le polveri in sospensione.

Misurazione di materiali speciali sotto forma di polvere

I materiali speciali sotto forma di polvere includono amianto e fuliggine. La raccolta delle fibre come inquinanti atmosferici è importante poiché l'amianto è stato classificato come materiale cancerogeno confermato. Le fibre con un diametro di D ≤ 3μm e una lunghezza di L ≥ 5μm, dove L:D ≥ 3, sono considerate cancerogene. Le procedure di misurazione dei materiali fibrosi consistono nel contare, al microscopio, le fibre che sono state separate sui filtri. Solo le procedure al microscopio elettronico possono essere prese in considerazione per le misurazioni dell'aria esterna. Le fibre vengono separate su filtri porosi rivestiti in oro. Prima della valutazione in un microscopio a scansione elettronica, il campione viene liberato dalle sostanze organiche attraverso l'incenerimento del plasma direttamente sul filtro. Le fibre vengono contate su una parte della superficie filtrante, scelte a caso e classificate per geometria e tipologia di fibra. Con l'aiuto dell'analisi a raggi X a dispersione di energia (EDXA), le fibre di amianto, le fibre di solfato di calcio e altre fibre inorganiche possono essere differenziate sulla base della composizione elementare. L'intera procedura è estremamente costosa e richiede la massima cura per ottenere risultati affidabili.

La fuliggine sotto forma di particelle emesse dai motori diesel è diventata rilevante poiché anche la fuliggine diesel è stata classificata come cancerogena. A causa della sua composizione mutevole e complessa e del fatto che vari costituenti vengono emessi anche da altre fonti, non esiste una procedura di misurazione specifica per la fuliggine diesel. Tuttavia, per dire qualcosa di concreto sulle concentrazioni nell'aria ambiente, la fuliggine è convenzionalmente definita come carbonio elementare, come parte del carbonio totale. Viene misurato dopo il campionamento e una fase di estrazione e/o desorbimento termico. La determinazione del contenuto di carbonio avviene mediante combustione in un flusso di ossigeno e titolazione coulometrica o rilevamento IR non dispersivo dell'anidride carbonica formata nel processo.

In linea di principio, per misurare la fuliggine vengono utilizzati anche il cosiddetto aethalometer e il sensore fotoelettrico di aerosol.

Misurazione delle deposizioni umide

Insieme alla deposizione secca, la deposizione umida sotto pioggia, neve, nebbia e rugiada costituisce il mezzo più importante attraverso il quale i materiali nocivi entrano nel terreno, nell'acqua o nelle superfici vegetali dall'aria.

Per distinguere chiaramente la deposizione umida in caso di pioggia e neve (nebbia e rugiada presentano problemi particolari) dalla misura della deposizione totale (deposizione in massa, vedere la sezione "Misurazione della caduta di polvere e dei composti metallici" sopra) e della deposizione secca, i rain catcher, il cui l'apertura di raccolta è coperta quando non c'è pioggia (campionatore solo umido), vengono utilizzati per il campionamento. Con i sensori pioggia, che funzionano principalmente secondo il principio delle variazioni di conducibilità, la copertura viene aperta quando inizia a piovere e richiusa quando smette di piovere.

I campioni vengono trasferiti attraverso un imbuto (area aperta circa 500 cm² ed altro) in un contenitore di raccolta oscurato e possibilmente coibentato (di vetro o polietilene solo per i componenti inorganici).

In generale, l'analisi dell'acqua raccolta per i componenti inorganici può essere eseguita senza preparazione del campione. L'acqua deve essere centrifugata o filtrata se è visibilmente torbida. La conduttività, il valore del pH e gli anioni importanti (NO₃ ^- , COSÌ₄ ^2- , Cl^-) e cationi (Ca²⁺, K⁺, Mg²⁺, N / A⁺, NH₄ ⁺ e così via) vengono misurati regolarmente. Composti in tracce instabili e stati intermedi come H₂O₂ o HSO₃ ^- vengono misurati anche a scopo di ricerca.

Per l'analisi vengono utilizzate procedure generalmente disponibili per soluzioni acquose come la conduttometria per la conducibilità, gli elettrodi per i valori di pH, la spettroscopia di adsorbimento atomico per i cationi (vedere la sezione "Misurazione di materiali speciali sotto forma di polvere", sopra) e, sempre più, la cromatografia a scambio ionico con rilevamento della conducibilità per anioni.

I composti organici vengono estratti dall'acqua piovana con, ad esempio, diclorometano, oppure espulsi con argon e adsorbiti con tubi Tenax (solo materiali altamente volatili). I materiali vengono quindi sottoposti ad un'analisi gascromatografica (vedi “Procedure di misurazione degli inquinanti atmosferici organici”, di seguito).

La deposizione secca è direttamente correlata alle concentrazioni nell'aria ambiente. Le differenze di concentrazione di materiali nocivi trasportati dall'aria nella pioggia, tuttavia, sono relativamente piccole, quindi per misurare la deposizione umida sono adeguate reti di misurazione a maglie larghe. Gli esempi includono la rete di misurazione europea EMEP, in cui l'ingresso di ioni solfato e nitrato, alcuni cationi e valori di pH delle precipitazioni sono raccolti in circa 90 stazioni. Esistono anche vaste reti di misurazione in Nord America.

Procedure di misurazione ottica a lunga distanza

Mentre le procedure descritte finora catturano l'inquinamento atmosferico in un punto, le procedure di misurazione ottica a lunga distanza misurano in modo integrato su percorsi di luce di diversi chilometri o ne determinano la distribuzione spaziale. Utilizzano le caratteristiche di assorbimento dei gas nell'atmosfera nella gamma spettrale UV, visibile o IR e si basano sulla legge di Lambert-Beer, secondo la quale il prodotto del percorso della luce e della concentrazione è proporzionale all'estinzione misurata. Se l'emettitore e il ricevitore dell'impianto di misura cambiano la lunghezza d'onda, è possibile misurare più componenti in parallelo o in sequenza con un unico dispositivo.

In pratica, i sistemi di misurazione identificati nella tabella 5 svolgono il ruolo più importante.

Tabella 5. Procedure di misurazione a lunga distanza

LIDAR = Rilevamento e portata della luce; DIAL = assorbimento differenziale LIDAR.

Procedure di misurazione per gli inquinanti atmosferici organici

La misurazione dell'inquinamento atmosferico contenente componenti organici è complicata principalmente dalla gamma di materiali in questa classe di composti. Diverse centinaia di singoli componenti con caratteristiche tossicologiche, chimiche e fisiche molto diverse sono coperti dal titolo generale "inquinanti atmosferici organici" nei registri delle emissioni e nei piani di qualità dell'aria delle aree congestionate.

Soprattutto a causa delle grandi differenze nell'impatto potenziale, la raccolta dei singoli componenti rilevanti ha sempre più preso il posto delle procedure di sommatoria utilizzate in precedenza (ad es. Rivelatore a ionizzazione di fiamma, procedura del carbonio totale), i cui risultati non possono essere valutati tossicologicamente. Il metodo FID, invece, ha conservato un certo significato in relazione ad una breve colonna di separazione per separare il metano, fotochimicamente poco reattivo, e per raccogliere i composti organici volatili precursori (COV) per la formazione di fotoossidanti.

La frequente necessità di separare le complesse miscele di composti organici in singoli componenti rilevanti rende la misurazione virtualmente un esercizio di cromatografia applicata. Le procedure cromatografiche sono i metodi di scelta quando i composti organici sono sufficientemente stabili, termicamente e chimicamente. Per i materiali organici con gruppi funzionali reattivi, le procedure separate che utilizzano le caratteristiche fisiche dei gruppi funzionali o le reazioni chimiche per il rilevamento continuano a mantenere la loro posizione.

Gli esempi includono l'uso di ammine per convertire le aldeidi in idrazoni, con successiva misurazione fotometrica; derivatizzazione con 2,4-dinitrofenilidrazina e separazione del 2,4-idrazone che si forma; o formando coloranti azoici con p-nitroanilina per la rilevazione di fenoli e cresoli.

Tra le procedure cromatografiche, la gascromatografia (GC) e la cromatografia liquida ad alta pressione (HPLC) sono impiegate più frequentemente per separare le miscele spesso complesse. Per la gascromatografia, oggi vengono utilizzate quasi esclusivamente colonne di separazione con diametri molto stretti (da circa 0.2 a 0.3 mm e lunghe da circa 30 a 100 m), le cosiddette colonne capillari ad alta risoluzione (HRGC). Sono disponibili una serie di rivelatori per la ricerca dei singoli componenti dopo la colonna di separazione, come il già citato FID, l'ECD (electron capture detector, specifico per sostituti elettrofili come gli alogeni), il PID (photo-ionization detector, che è particolarmente sensibile agli idrocarburi aromatici e ad altri sistemi di elettroni p) e l'NPD (rivelatore termoionico specifico per composti di azoto e fosforo). L'HPLC utilizza speciali rivelatori a flusso continuo che, ad esempio, sono progettati come la cuvetta a flusso continuo di uno spettrometro UV.

Particolarmente efficace, ma anche particolarmente costoso, è l'uso di uno spettrometro di massa come rivelatore. L'identificazione veramente certa, soprattutto con miscele sconosciute di composti, è spesso possibile solo attraverso lo spettro di massa del composto organico. L'informazione qualitativa del cosiddetto tempo di ritenzione (tempo di permanenza del materiale nella colonna) contenuta nel cromatogramma con rivelatori convenzionali è integrata dalla rivelazione specifica dei singoli componenti mediante frammenti di massa con elevata sensibilità di rivelazione.

Il campionamento deve essere considerato prima dell'analisi vera e propria. La scelta del metodo di campionamento è determinata principalmente dalla volatilità, ma anche dall'intervallo di concentrazione previsto, dalla polarità e dalla stabilità chimica. Inoltre, con i composti non volatili, si deve scegliere tra misure di concentrazione e deposizione.

La tabella 6 fornisce una panoramica delle procedure comuni nel monitoraggio dell'aria per l'arricchimento attivo e l'analisi cromatografica dei composti organici, con esempi di applicazioni.

Tabella 6. Panoramica delle comuni procedure cromatografiche di misurazione della qualità dell'aria dei composti organici (con esempi di applicazioni)

GC = gascromatografia; GCMS = GC/spettroscopia di massa; FID = rivelatore a ionizzazione di fiamma; HRGC/ECD = GC/ECD ad alta risoluzione; ECD = rivelatore a cattura di elettroni; HPLC = cromatografia liquida ad alta prestazione. PID = rivelatore a fotoionizzazione.

Le misurazioni della deposizione di composti organici a bassa volatilità (ad es. dibenzodiossine e dibenzofurani (PCDD/PCDF), idrocarburi policiclici aromatici (IPA)) stanno acquisendo importanza dal punto di vista dell'impatto ambientale. Poiché il cibo è la principale fonte di assunzione da parte dell'uomo, il materiale trasportato dall'aria trasferito sulle piante alimentari è di grande importanza. Vi sono, tuttavia, prove che il trasferimento di materiale mediante deposizione di particolato è meno importante della deposizione a secco di composti quasi gassosi.

Per la misurazione della deposizione totale vengono utilizzati dispositivi standardizzati per la precipitazione delle polveri (es. procedura Bergerhoff), che sono stati leggermente modificati mediante oscuramento come protezione contro l'ingresso di luce intensa. Importanti problemi tecnici di misurazione, come la risospensione di particelle già separate, l'evaporazione o l'eventuale decomposizione fotolitica, vengono ora ricercati sistematicamente al fine di migliorare le procedure di campionamento non ottimali per i composti organici.

Indagini olfattometriche

Le indagini olfattometriche sulle immissioni vengono utilizzate nel monitoraggio per quantificare i reclami relativi agli odori e per determinare l'inquinamento di base nelle procedure di licenza. Servono principalmente a valutare se gli odori esistenti o previsti debbano essere classificati come significativi.

In linea di principio si possono distinguere tre approcci metodologici:

• misurazione della concentrazione di emissione (numero di unità di odore) con un olfattometro e successiva modellazione della dispersione

• misurazione dei singoli componenti (ad es. NH₃) o miscele di composti (es. gascromatografia di gas provenienti da discariche), se questi caratterizzano adeguatamente l'odore

• determinazione degli odori mediante ispezioni.

La prima possibilità combina la misurazione delle emissioni con la modellazione e, in senso stretto, non può essere classificata sotto il termine monitoraggio della qualità dell'aria. Nel terzo metodo, il naso umano viene utilizzato come rilevatore con una precisione significativamente ridotta rispetto ai metodi fisico-chimici.

I dettagli delle ispezioni, dei piani di misurazione e della valutazione dei risultati sono contenuti, ad esempio, nelle norme sulla protezione ambientale di alcuni stati tedeschi.

Procedure di misurazione dello screening

Talvolta vengono utilizzate procedure di misurazione semplificate per gli studi preparatori (screening). Gli esempi includono campionatori passivi, provette e procedure biologiche. Con i campionatori passivi (diffusivi), il materiale da testare viene raccolto con processi a flusso libero come diffusione, permeazione o adsorbimento in semplici forme di collettori (tubi, placche) e arricchito in filtri impregnati, reti o altri mezzi di adsorbimento. Il cosiddetto campionamento attivo (aspirazione dell'aria campione attraverso una pompa) quindi non si verifica. La quantità arricchita di materiale, determinata analiticamente in base a tempi di esposizione definiti, viene convertita in unità di concentrazione sulla base di leggi fisiche (es. di diffusione) con l'ausilio del tempo di raccolta e dei parametri geometrici del collettore. La metodologia deriva dal campo della salute sul lavoro (campionamento personale) e della misurazione dell'aria interna, ma viene sempre più utilizzata per le misurazioni della concentrazione di inquinanti nell'aria ambiente. Una panoramica può essere trovata in Brown 1993.

I tubi rivelatori sono spesso utilizzati per il campionamento e l'analisi preparatoria rapida dei gas. Un determinato volume d'aria di prova viene aspirato attraverso un tubo di vetro riempito con un reagente adsorbente che corrisponde all'obiettivo del test. Il contenuto della provetta cambia colore a seconda della concentrazione del materiale da determinare presente nell'aria di prova. Piccole provette sono spesso utilizzate nel campo del monitoraggio sul posto di lavoro o come procedura rapida in caso di incidenti, come gli incendi. Non vengono utilizzati per misurazioni di routine della concentrazione di inquinanti atmosferici a causa dei limiti di rilevamento generalmente troppo elevati e della selettività troppo limitata. Sono disponibili provette per rivelatori per numerosi materiali in vari intervalli di concentrazione.

Tra le procedure biologiche, due metodi sono stati accettati nel monitoraggio di routine. Con la procedura standardizzata di esposizione ai licheni, il tasso di mortalità del lichene viene determinato nel tempo di esposizione di 300 giorni. In un'altra procedura, l'erba del pascolo francese viene esposta per 14 ± 1 giorni. Quindi viene determinata la quantità di crescita. Entrambe le procedure servono come determinazioni sommarie degli effetti della concentrazione di inquinanti atmosferici.

Reti di monitoraggio della qualità dell'aria

In tutto il mondo vengono utilizzati i più svariati tipi di reti di qualità dell'aria. Occorre distinguere tra reti di misurazione, costituite da stazioni di misurazione automatiche controllate da computer (contenitori di misurazione) e reti di misurazione virtuali, che definiscono solo i punti di misurazione per vari tipi di misurazioni della concentrazione di inquinanti atmosferici sotto forma di una griglia preimpostata. I compiti e le concezioni delle reti di misurazione sono stati discussi sopra.

Reti di monitoraggio continuo

Le reti di misurazione a funzionamento continuo si basano su stazioni di misurazione automatiche e servono principalmente per il monitoraggio della qualità dell'aria nelle aree urbane. Vengono misurati inquinanti atmosferici come l'anidride solforosa (SO₂), polvere, monossido di azoto (NO), biossido di azoto (NO₂), monossido di carbonio (CO), ozono (O₃), e in parte anche la somma degli idrocarburi (metano libero, C_nH_m) o singoli componenti organici (ad es. benzene, toluene, xileni). Inoltre, a seconda delle necessità, sono inclusi parametri meteorologici come la direzione del vento, la velocità del vento, la temperatura dell'aria, l'umidità relativa, le precipitazioni, la radiazione globale o il bilancio della radiazione.

L'apparecchiatura di misurazione utilizzata nelle stazioni di misurazione è generalmente costituita da un analizzatore, un'unità di calibrazione e un'elettronica di controllo e guida, che monitora l'intera apparecchiatura di misurazione e contiene un'interfaccia standardizzata per la raccolta dei dati. Oltre ai valori di misurazione, l'apparecchiatura di misurazione fornisce i cosiddetti segnali di stato sugli errori e sullo stato operativo. La calibrazione dei dispositivi viene controllata automaticamente dal computer a intervalli regolari.

Di norma, le stazioni di misurazione sono collegate con linee dati fisse, connessioni dial o altri sistemi di trasferimento dati a un computer (computer di processo, workstation o PC, a seconda dell'entità del sistema) in cui i risultati della misurazione vengono inseriti, elaborati e visualizzato. I computer della rete di misura e, se necessario, personale appositamente addestrato controllano continuamente se vengono superati i vari limiti di soglia. In questo modo le situazioni critiche di qualità dell'aria possono essere riconosciute in qualsiasi momento. Questo è molto importante, soprattutto per il monitoraggio delle situazioni critiche di smog in inverno e in estate (foto-ossidanti) e per l'informazione pubblica aggiornata.

Reti di misura per misure di campioni casuali

Oltre alla rete di misurazione telemetrica, vengono utilizzati in varia misura altri sistemi di misurazione per il monitoraggio della qualità dell'aria. Gli esempi includono reti di misurazione (occasionalmente parzialmente automatizzate) per determinare:

• deposito di polvere e suoi componenti
• polveri sospese (SPM) e suoi componenti
• idrocarburi e idrocarburi clorurati
• materiali organici poco volatili (diossine, furani, bifenili policlorurati).

Una serie di sostanze misurate in questo modo sono state classificate come cancerogene, come i composti del cadmio, gli IPA o il benzene. Il loro monitoraggio è quindi particolarmente importante.

Per fornire un esempio di un programma completo, la tabella 7 riassume il monitoraggio della qualità dell'aria condotto sistematicamente nella Renania settentrionale-Vestfalia, che con 18 milioni di abitanti è lo stato più popoloso della Germania.

Tabella 7. Monitoraggio sistematico della qualità dell'aria nella Renania settentrionale-Vestfalia (Germania)

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