CCoonnssiigglliioo NNaazziioonnaallee ddeellllee RRiicceerrcchhee IIssttiittuuttoo ssuullll’’IInnqquuiinnaammeennttoo AAttmmoossffeerriiccoo

VVaalluuttaazziioonnee ddeellllaa ddiissttrriibbuuzziioonnee ssppaazziiaallee ddii aammmmoonniiaaccaa nneell ccoommuunnee ddii FFeerrrraarraa

NH 3

NH

NH 3

NH 3

NH 3

NH 3

NH 3

NH 3

3

Responsabilità scientifica: Cinzia Perrino

Collaborazione tecnico-scientifica: Maria Catrambone

Elena Rantica

Roberto Salzano

Valutazione della distribuzione spaziale di ammoniaca

nel comune di Ferrara

IL PROBLEMA

L’ammoniaca (NH3) è l’unico gas alcalino presente in atmosfera a concentrazioni

significative ed ha quindi un ruolo fondamentale nella neutralizzazione dei gas acidi atmosferici

(principalmente, acido cloridrico, nitrico e solforico). La produzione di sali di ammonio,

conseguenza di questa reazione, ha sull’ecosistema importanti conseguenze, che vanno

dall’acidificazione ed eutrofizzazione dell’ambiente alla diminuzione della visibilità, alla variazione

del bilancio radiativo dell’atmosfera. Inoltre, i sali di ammonio, specie in fase particellare, hanno un

tempo di vita medio in atmosfera dell’ordine delle settimane, ovvero molto maggiore di quello delle

specie in fase gassosa, e possono quindi essere trasportati a distanze molto maggiori rispetto ai gas

che li hanno generati. In particolare, è stato stimato che circa la metà dell’ammoniaca emessa si

depositi nel raggio di pochi chilometri, mentre la restante metà viene trasportata sotto forma di sali

di ammonio per centinaia di chilometri. Poiché la reazione di formazione di cloruro e nitrato di

ammonio è facilmente reversibile, ammoniaca, acido cloridrico e acido nitrico possono essere in

questo modo rilasciati, in un secondo momento, anche a distanze notevoli rispetto al punto di

emissione. Per quanto riguarda invece il solfato di ammonio, stabile, il suo facile trasporto a lunga

distanza è responsabile della sostanziale omogeneità spaziale della concentrazione di questa specie.

Per tutti questi motivi, è quindi molto importante avere un quadro chiaro delle sorgenti di

ammoniaca alle diverse scale e della sua concentrazione nelle varie aree geografiche (Aneja et al.,

Atmospheric Environment 35 (2001) 1903-1911, e lavori citati).

E’ noto che la principale sorgente di ammoniaca è l’agricoltura (80 – 95% delle emissioni

totali), intendendo con tale termine sia le emissioni provenienti dall’allevamento del bestiame

(bovini, pollame, suini ed ovini) che quelle dovute all’uso di fertilizzanti per le coltivazioni (solfato,

nitrato e fosfato di ammonio, urea). Ulteriori sorgenti sono costituite dalle attività industriali

(produzione di urea e fertilizzanti, zuccherifici), dalle emissioni umane e degli animali domestici,

dalle discariche e dai prodotti per uso domestico. A queste sorgenti si è nell’ultimo decennio

aggiunta anche l’emissione di NH3 da autoveicoli equipaggiati con marmitte catalitiche, sorgente

che ha notevolmente incrementato la concentrazione di ammoniaca nelle aree urbane (C. Perrino et

al., Atmospheric Environment 36 (2002) 5385-5394).

L’area estesa della città di Ferrara costituisce un interessante sito di valutazione della

2

concentrazione di ammoniaca. Nella zona coesistono infatti sorgenti di tipo diverso, che vanno dalle

emissioni autoveicolari nell’area urbana e nelle strade ad alto scorrimento, agli impianti industriali

(produzione di urea, zuccherificio), alle attività agricole e di allevamento. E’ quindi di notevole

interesse valutare la concentrazione atmosferica di ammoniaca e la sua distribuzione spaziale

nell’area estesa.

MISURA DI NH3 ATMOSFERICA

La misura della concentrazione atmosferica di NH3 è un problema di non semplice soluzione,

proprio per la facilità di interconversione fra la fase gassosa (ammoniaca) e quella particellare (sali

di ammonio) durante la fase di campionamento. In passato sono stati impiegati vari sistemi di

prelievo (gorgogliatori, membrane filtranti, “filter pack”) che risentivano di notevoli problemi

connessi alla difficoltà di ricavare una corretta rappresentazione delle fasi gassosa e particellare.

Questi problemi sono stati risolti, nel corso degli anni ’80 e ’90, con l’introduzione dei tubi di

diffusione (“denuders”), ovvero di tubi di vetro a geometria anulare la cui superficie interna viene

ricoperta con una sostanza in grado di reagire chimicamente con la specie gassosa che si vuole

determinare (C. Perrino et al., Atmospheric Environment, 35 (2001) 331-341, e lavori citati). Questi

dispositivi consentono la rimozione selettiva della fase gassosa sulle pareti del denuder ed il

campionamento della fase particellare su membrane filtranti poste a valle. Al termine del

campionamento i denuders ed i filtri vengono estratti con opportune soluzioni acquose, ed i

campioni risultanti analizzati mediante cromatografia ionica o altre tecniche analitiche appropriate.

Nonostante gli indubbi vantaggi in termini di accuratezza e precisione della misura, il

campionamento mediante denuders richiede l’impiego di notevoli risorse, sia economiche che di

lavoro umano altamente specializzato. Caratteristiche opposte, di notevole economicità e semplicità

d’uso, sono invece tipiche dei campionatori diffusionali, ovvero di sistemi di prelievo basati

anch’essi sulla diffusione della specie inquinante ma che non necessitano di sistemi aspiranti e

quindi di energia elettrica.

L'uso dei campionatori diffusionali per lo studio dell'inquinamento in ambienti interni o in

ambienti di lavoro è conosciuto fin dagli anni ’70, ma solo nell’ultimo decennio ha avuto ampia

diffusione. Il campionatore è schematicamente costituito da un contenitore cilindrico di piccole

dimensioni avente sul fondo un elemento in grado di reagire con l’inquinante che si desidera

campionare (tipicamente, una membrana impregnata con un’opportuna soluzione chimica).

Il funzionamento del dispositivo può essere descritto in base alla prima legge di Fick, che

stabilisce che il flusso diffusionale di una determinata specie è direttamente proporzionale al suo

coefficiente di diffusione in aria e alla differenza di concentrazione attraverso la barriera di

3

diffusione, mentre è inversamente proporzionale alla lunghezza del cammino diffusionale.

Assumendo che la concentrazione dell'inquinante sulla superficie della membrana impregnata sia

zero e che la concentrazione all'ingresso del contenitore sia la concentrazione ambientale da

determinare, si può parlare di un flusso “equivalente” di campionamento (direttamente

proporzionale al coefficiente di diffusione e all'area della superficie esposta ed inversamente

proporzionale al cammino diffusionale) anche se non si ha a che fare con un reale movimento di

masse d'aria.

Il principale svantaggio dei campionatori diffusionali rispetto ai campionatori cosiddetti

“attivi” è costituito dalla loro minore accuratezza. Nel calcolo del flusso equivalente compaiono

infatti sia le dimensioni del contenitore (area e profondità), che devono quindi essere determinate

con buona precisione, sia il coefficiente di diffusione, che, per una determinata specie, dipende dalla

temperatura. E’ quindi possibile calcolare il flusso equivalente di campionamento solo con una certa

approssimazione, data dalla variazione della temperatura ambiente, ovvero dalla temperatura di

lavoro del dispositivo, durante il campionamento.

Altra caratteristica fondamentale dei campionatori diffusionali è il basso valore del loro flusso

equivalente di lavoro, che è dell’ordine delle decine di millilitri al minuto. Questo bassissimo valore

fa sì che per ottenere una quantità di campione sufficiente per l’esecuzione delle analisi sia

necessario protrarre il campionamento per lunghi periodi (settimane).

Questa caratteristica, che costituisce uno svantaggio per l’effettuazione di determinazioni

puntuali nel tempo e nello spazio, può essere invece sfruttata per ottenere mappe di distribuzione

spaziale della concentrazione degli inquinanti. In questo tipo di studi i campionatori diffusionali

vengono dislocati, secondo griglie regolari o secondo schemi determinati in base all’analisi delle

caratteristiche territoriali dell’area di studio e del tipo di fenomeno da studiare, in un gran numero di

esemplari nell’area di interesse, che risulta quindi ”saturata” (“saturation monitoring”). Il

campionamento viene effettuato per periodi di settimane o mesi in modo da ottenere, per ogni punto

della griglia, valori mediati nel medio periodo. Al termine delle operazioni di campionamento e di

analisi si ottiene un prodotto finale che è costituito da una mappa descrittiva della concentrazione

dell’inquinante nell’area presa in esame.

Nel caso particolare della determinazione dell’ammoniaca, sono stati eseguiti numerosi studi

finalizzati all’ottimizzazione del campionatore diffusionale per questa specie (C. Perrino et al.,

Atmospheric Environment 38 (2004) 6667-6672, e lavori citati). I risultati di questi studi hanno

mostrato che è preferibile realizzare campionatori in polietilene, in quanto il vetro è soggetto a

fenomeni di adsorbimento e rilascio di ammoniaca che diminuiscono sensibilmente l’accuratezza

delle misure. Per quanto riguarda lo strato reattivo, gli studi, similmente a quanto osservato per i

4

denuder (Perrino C. et al., Atmospheric Environment 33 (1999) 4579-4587), hanno mostrato che

l’acido fosforoso offre ottime prestazioni. Per quanto riguarda la geometria, sono stati sviluppati

campionatori a lunghezza variabile del cammino diffusionale, che possono quindi essere utilizzati, a

discrezione dell’operatore, per periodi che vanno da pochi giorni a molti mesi.

DESCRIZIONE DELLO STUDIO

Campionatori diffusionali

E’ stata valutata la distribuzione spaziale della concentrazione di ammoniaca in un’area di 42

km2 che comprende l’abitato di Ferrara e l’area industriale limitrofa.

Per il campionamento sono stati utilizzati dispositivi diffusionali a geometria cilindrica, aventi

corpo in polietilene ed elemento reattivo costituito da una membrana in carta Whatman 41 Ashless

impregnata con H3PO3 all’1%. La superficie di campionamento è di 7 cm2, la lunghezza del

cammino diffusionale è stata predisposta a 2.4 cm mediante l’utilizzo di un singolo anello

spaziatore. Per questa geometria il flusso equivalente di campionamento, alla temperatura di 25 ºC,

è di 19.1 ml/min.

Per la preparazione degli elementi reattivi è stata seguita la seguente procedura:

o le membrane in carta sono immerse in acqua deionizzata per tre cicli della durata di cinque

minuti ciascuno;

o sono immerse per cinque minuti in una soluzione di acido fosforoso all’1% in peso in etanolo

acqua 80:20;

o sono immerse brevemente in acqua deionizzata;

o sono immerse nuovamente nella soluzione di acido fosforoso;

o sono poste in stufa a 40 ºC per il tempo strettamente necessario all’asciugatura, rimovendoli il

prima possibile in modo di ridurne la contaminazione;

o alcuni elementi sono analizzati per il controllo dei valori di bianco dei filtri;

o se il valore di bianco dei filtri è soddisfacente (inferiore a 500 ng/filtro), i restanti elementi

vengono inseriti all’interno dei campionatori.

I 5 valori di bianco dei filtri sono risultati compresi fra 150 e 200 ng/filtro. Nel tempo

intercorso fra la preparazione dei campionatori e la loro dislocazione sul campo (circa una

settimana), i dispositivi sono stati mantenuti chiusi con appositi tappi in polietilene, all’interno di un

essiccatore. Durante il campionamento i tappi in polietilene sono stati sostituiti da dispositivi dotati

di griglia metallica, adatti a minimizzare la diffusione turbolenta.

Al termine del campionamento i dispositivi sono stati nuovamente sigillati con i tappi in

polietilene. Durante il tempo necessario per la rimozione di tutti i dispositivi dall’area di studio e

5

per il loro trasporto al laboratorio di analisi (circa una settimana) i campionatori sono stati

mantenuti all’interno dell’essiccatore. All’interno del laboratorio, sono stati conservati alla

temperatura di 5°C fino al momento dell’analisi.

Durante lo studio, i campionatori sono stati affiancati da elementi destinatati alla valutazione

del valore di bianco di campo. Questi elementi, posti in genere in rapporto quantitativo 1:2 ripetto ai

campionatori, permettono di valutare le possibili contaminazioni che avvengono durante il tempo

che intercorre fra la preparazione dei dispositivi ed il momento dell’analisi. Gli elementi per il

bianco di campo, che sono del tutto identici ai campionatori e vengono trattati allo stesso modo,

durante la fase di campionamento vengono esposti mantenendo il tappo di polietilene. Al momento

dell’analisi il dato del bianco di campo viene sottratto alle quantità rilevate nei campionatori posti

nello stesso sito.

In Figura 1 sono mostrati i singoli elementi che costituiscono un campionatore diffusionale:

1. contenitore in polietilene con 1 anello spaziatore;

2. reticella metallica di supporto della membrana;

3. membrana in carta impregnata con acido fosforoso;

4. anello metallico per il posizionamento stabile della membrana:

5. tappo di polietilene per il trasporto del dispositivo;

6. tappo con griglia metallica per il campionamento con riduzione della diffusione

turbolenta.

Il campionatore completo è mostrato in Figura 2.

Al momento dell’analisi gli strati reattivi sono stati rimossi dai contenitori, inseriti in vials di

polietilene della capacità di 10 ml ed estratti con 8 ml di acqua deionizzata. L’analisi è stata

eseguita per cromatografia ionica utilizzando strumentazione Dionex mod. DX100 equipaggiata con

una precolonna CG12a, colonna CS12a e soppressore CSRS ULTRA II.

1 2 3 4 5 6

Figura 1: Parti componenti un campionatore diffusionale.

6

Figura 2: Campionatore diffusionale completo.

Tabella I: Coordinate dei punti di misura

ID X Y ID X Y P1 11.5176 44.8827 P22 11.5177 44.8352 P2 11.5393 44.8823 P23 11.5375 44.8333 P3 11.5597 44.8812 P24 11.5584 44.8368 P4 11.5815 44.8805 P25 11.5792 44.8314 P5 11.6046 44.8798 P26 11.6025 44.8352 P6 11.6263 44.879 P27 11.6272 44.8344 P7 11.6475 44.8777 P28 11.6407 44.8336 P8 11.5171 44.8643 P29 11.5162 44.8183 P9 11.5386 44.8677 P30 11.5355 44.819

P10 11.5574 44.8621 P31 11.5587 44.8192 P11 11.5816 44.8666 P32 11.5799 44.8207 P12 11.6024 44.8631 P33 11.5988 44.8206 P13 11.6274 44.8647 P34 11.622 44.8202 P14 11.6474 44.8649 P35 11.6432 44.8188 P15 11.5152 44.8509 P36 11.5151 44.8058 P16 11.5385 44.852 P37 11.538 44.8086 P17 11.557 44.8473 P38 11.5613 44.8008 P18 11.5831 44.8496 P39 11.5798 44.8043 P19 11.6069 44.8519 P40 11.6014 44.8041 P20 11.6256 44.8475 P41 11.6247 44.8014 P21 11.6463 44.8459 P42 11.6451 44.8046

7

I gruppi di campionatori sono stati disposti a 2 km di distanza l’uno dall’altro, seguendo una

griglia quanto più possibile regolare di 6 x 7 km. Le condizioni reali del territorio hanno in alcuni

casi imposto di modificare lievemente la posizione individuata a tavolino. Le coordinate dei punti

effettivi di misura sono riportate in Tabella I.

Figura 3: Espositore dei campionatori diffusionali.

Figura 4: Espositore dei campionatori diffusionali.

8

Il campionamento ha avuto luogo fra il 31 maggio ed il 4 luglio 2007. In ogni punto di misura

è stato dislocato un espositore contenente tre campionatori diffusionali: due per la determinazione

in doppio della concentrazione di NH3, uno per la valutazione del valore di bianco di campo.

L’espositore è mostrato in Figura 3 e 4 (nella configurazione 6 campioni + 3 bianchi di campo, non

utilizzata per questo studio). L’area su cui è stato eseguito il monitoraggio e la dislocazione degli

esatti punti di misura sono riportate in Figura 5.

Figura 5: Dislocazione dei punti di misura.

9

Mappe di concentrazione

Le informazioni fornite mediante i campionatori passivi, relative ad un numero limitato di

posizioni nello spazio, possono essere rese rappresentative di tutta l’area indagata attraverso un

opportuno trattamento geostatistico.

Il modello di interpolazione più adatto alla definizione della dispersione di NH3 nell’area in

esame può essere individuato a partire dalla descrizione statistica della popolazione di dati a

disposizione Mediante questi modelli è possibile stimare i valori nei siti in cui non vi sono misure

sulla base delle informazioni presenti nei siti circostanti; l’assunzione di base è che al crescere della

distanza reciproca i punti siano sempre meno correlati fra loro. L’interpolazione delle misure

puntuali permette così di generare mappe di concentrazione degli inquinanti, fornendo

un’informazione visiva immediatamente fruibile.

I 42 valori di concentrazione di ammoniaca forniti dall’analisi dei campionatori diffusionali

mostrano una distribuzione normale (test di normalità Kolmogorov-Smirnov D = 0.0685 con α =

0.125 e p < .99), con una mediana posizionata intorno a 17 μg/m3. La distribuzione è mostrata in

Figura 6 (in rosso la distribuzione normale attesa).

8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30

NH3 (μg/m3)

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

Num

ero

osse

rvaz

ioni

Figura 6: Distribuzione dei valori di concentrazione.

10

Lo studio della dipendenza spaziale del dato, riportata in Figura 7, dimostra come non ci sia

una netta relazione spaziale tra i vari siti investigati e come la scelta del modello d’interpolazione

debba quindi ricadere su un modello di tipo deterministico.

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 4500

Distanza

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

γ

Figura 7: Semivariogramma dei dati rilevati durante la campagna.

Per ottenere la carta di distribuzione dell’ammoniaca è stato utilizzato il metodo di

interpolazione delle medie pesate IDW (Inverse Distance Weighting); i dati sono pesati in modo tale

che l’influenza di un punto relativo ad un altro diminuisca con la distanza, secondo l’equazione:

( ) ( )∑=

=n

iii xzxz

10 λ)

dove è il valore incognito, sono i valori misurati e ( )0ˆ xz ( )ixz iλ è il peso che deve essere

assegnato. Il valore del peso è regolato con una funzione potenza che può essere lineare oppure di

2° o 3° grado. La scelta del grado della potenza controlla il raggio d’influenza dei siti misurati sul

valore del punto incognito. Maggiore è il fattore e minore saranno gli effetti sui punti incogniti

lontani da quelli noti. Maggiore è il grado della potenza, più il sito incognito si avvicinerà ai valori

vicini.

Nella redazione delle carte, per agevolarne la lettura ed il confronto fra carte che si riferiscono

a periodi diversi, è di fondamentale importanza che le classi rappresentate abbiano la stessa

ampiezza e la stessa scala cromatica. Per questo lavoro, l’ampiezza delle classi e la scala cromatica

11

utilizzata sono state calibrate in base a valori limite proposti dalla Organizzazione mondiale sulla

salute e relativi agli effetti sulla vegetazione (WHO, Air Quality Guidelines – 2nd Ed., 2000). Nel

caso dell’ammoniaca tale valore è pari a 25 μg/m3; sono state pertanto definite 7 classi di

concentrazione, di ampiezza pari a 5 μg/m3 per le cinque classi centrali, con cui rappresentare in

carta la distribuzione dell’inquinante.

RISULTATI

I valori di concentrazione di ammoniaca rilevati in ognuna delle 42 postazioni sono riportati

in tabella II, dove è anche riportato, per ogni postazione, il valore del bianco di campo ed il

coefficiente di variazione della coppia di replicati.

I valori di bianco di campo sono risultati compresi fra 0.3 e 1.4 μg, equivalenti ad una

concentrazione di NH3 compresa fra 0.4 ed 1.5 μg/m3 (valore medio 0.84 μg/m3, deviazione

standard 0.23 μg/m3). I valori dei bianchi di campo sono risultati sempre inferiori al 10% di quanto

rilevato sui campionatori, il che ha consentito di considerare valide tutte le misure effettuate. Poichè

non è stata rilevata correlazione fra il dato del bianco di campo ed i dati relativi ai due campionatori

dislocati sul medesimo punto di misura, è stato ritenuto opportuno sottrarre a tutte le misure di NH3

il valore del bianco di campo medio.

Il coefficiente di variazione della coppia di replicati, calcolato come rapporto fra la deviazione

standard delle misure ed il loro valore medio, è risultato compreso fra 0.3 e 12.3 %, con un valore

medio di 4.7%. Questi valori, assolutamente adeguati a questo tipo di misure, consentono di

considerare i dati di qualità più che soddisfacente.

I dati di concentrazione di ammoniaca risultano compresi fra 10.5 e 28.5 μg/m3, con valore

medio di 16.7 μg/m3. Le concentrazioni sono in un intervallo tipico di aree caratterizzate da

emissioni di ammoniaca medio-alte e da condizioni di rimescolamento atmosferico generalmente

debole. Solamente in due aree (P17 e P18) è stato determinato un valore superiore al limite WHO di

25 μg/m3.

La mappa della distribuzione spaziale della concentrazione di NH3 è riportata in Figura 8. Per

l’area urbana di Ferrara i dati mostrano una concentrazione di ammoniaca compresa fra 10 e 15

μg/m3, un valore in accordo con le concentrazioni attese in un’area cittadina interessata da traffico

veicolare intenso. L’area posta ad ovest della città mostra una concentrazione di ammoniaca ancora

superiore, con valori generalmente compresi fra 15 e 20 μg/m3. Valori compresi fra 25 e 30 μg/m3

sono stati registrati presso i siti P17 e P18, posti nella zona industriale; valori sensibilmente elevati

sono stati riscontrati anche nei siti P11 e P16, in prossimità dei siti P17 e P18, ed in due altre aree

poste nella porzione sud-ovest (P29, P30, P37) e nord-est (P6) della zona esaminata.

12

Tabella II: Risultati delle misure

Replicato 1 Replicato 2 Replicati Bianco di campo

Concentrazione NH3

Concentrazione NH3

CV Concentrazione equivalente NH3

μg/m3 μg/m3 % μg/m3

P1 16.6 17.3 2.9 0.54 P2 14.0 14.6 3.6 1.14 P3 21.2 19.3 6.9 1.12 P4 20.1 19.4 2.9 0.75 P5 19.0 21.8 10.2 0.84 P6 22.1 21.4 2.6 0.75 P7 16.6 17.1 2.0 0.39 P8 17.5 17.0 2.0 0.66 P9 16.7 14.7 9.5 0.56 P10 17.5 17.2 1.1 0.73 P11 22.4 22.9 1.7 0.62 P12 19.3 18.5 3.1 0.55 P13 17.3 18.0 2.9 0.83 P14 17.7 18.2 2.1 0.89 P15 14.0 14.3 1.7 0.77 P16 20.4 22.7 7.9 1.04 P17 26.6 25.7 2.5 0.87 P18 29.6 29.0 1.6 1.11 P19 14.8 16.3 7.2 0.7 P20 14.2 14.1 0.4 0.53 P21 13.2 12.2 5.9 1.28 P22 18.3 17.5 3.2 0.66 P23 19.1 17.0 9.0 0.98 P24 19.9 18.0 7.4 0.84 P25 19.8 19.2 2.3 1.46 P26 12.9 12.5 2.7 1.23 P27 12.0 11.7 2.0 0.63 P28 12.8 15.0 12.3 0.77 P29 22.7 20.8 6.4 0.74 P30 22.9 22.8 0.5 0.92 P31 10.9 12.7 12.0 1.15 P32 14.5 15.5 5.2 0.77 P33 14.3 16.2 9.5 0.82 P34 11.2 11.5 2.4 0.61 P35 12.1 10.7 9.3 0.94 P36 20.4 20.3 0.3 1.02 P37 23.3 21.5 5.9 1.05 P38 18.4 17.2 4.7 0.73 P39 13.5 13.6 1.1 0.88 P40 16.3 18.0 7.6 0.66 P41 17.1 19.8 10.9 0.92 P42 13.2 12.6 3.5 0.99

13

Figura 8: Distribuzione spaziale della concentrazione di ammoniaca.

14

CONCLUSIONI

La campagna di misura per la valutazione della distribuzione spaziale della concentrazione di

ammoniaca nell’area estesa di Ferrara, eseguita nel periodo di giugno 2007, ha consentito di

ottenere risultati affidabili. La mappa di concentrazione, relativa a dati medi mensili determinati

mediante campionatori diffusionali, mostra che la zona è caratterizzata da una concentrazione di

ammoniaca piuttosto elevata (in media 16.7 μg/m3), con valori compresi fra 10 e 15 μg/m3 nell’area

urbana e valori più alti nell’area posta ad ovest. Valori superiori ai 25 μg/m3 sono stati registrati

presso la zona industriale.

La campagna è stata eseguita durante la stagione estiva, un periodo durante il quale la

concentrazione di ammoniaca in atmosfera è generalmente maggiore per la dipendenza dalla

temperatura sia dell’equilibrio nitrato di ammonio/ammoniaca che della partizione fra ammoniaca

in fase acquosa ed ammoniaca rilasciata in atmosfera (maggiore emissione da allevamenti,

vegetazione e suolo). Una valutazione completa della situazione richiederebbe l’effettuazione di un

ulteriore monitoraggio durante il periodo invernale, caratterizzato da condizioni termodinamiche

più sfavorevoli al rilascio di NH3 in atmosfera ma nel contempo molto peggiori dal punto di vista

della dispersione degli inquinanti emessi.

Si ringraziano i colleghi I.I.A.: Rosamaria Salvatori, per la collaborazione alla realizzazione

delle mappe, Stefano Dalla Torre, Salvatore Pareti e Tiziana Sargolini per la partecipazione alla

campagna di misura.

Dott.ssa Cinzia Perrino

Montelibretti, 25 ottobre, 2007

15